磷酸铵镁结晶法高效回收提钒废水中的高浓度氨氮

删除或更新信息，请邮件至freekaoyan#163.com(#换成@)

本站小编 Free考研考试/2021-12-15

周素莹^1,2, 丁学勇^1,2, 薛向欣^1,2, 杨合^1,2
1. 东北大学冶金学院, 辽宁沈阳 110819;
2. 辽宁省冶金资源循环利用科学重点实验室, 辽宁沈阳 110819
收稿日期：2020-12-08
基金项目：国家自然科学基金资助项目(U1908226, 51674084)；国家重点研发计划项目(2017YFB0603801)。
作者简介：周素莹(1991-), 女, 河南周口人, 东北大学博士研究生;
丁学勇(1961-), 男, 四川井研人, 东北大学教授, 博士生导师;
薛向欣(1954-), 男, 辽宁沈阳人, 东北大学教授, 博士生导师;
杨合(1970-), 男, 辽宁沈阳人, 东北大学教授, 博士生导师。

摘要：为实现提钒废水中氨氮的高效回收, 探究了磷酸铵镁(MAP)结晶法回收提钒废水中高浓度氨氮过程中磷源、镁源、pH值、沉淀时间和n(Mg): n(N): n(P)对氨氮回收率的影响, 采用Box-Behnken响应面法进行优化建模并用XRD分析产物.结果表明：MgCl₂·6H₂O和Na₂HPO₄·12H₂O是最适合的镁源和磷源.最佳沉淀时间为20min.响应面得到的多项式回归方程表明各因素对氨回收率的影响程度为n(Mg): n(N)＞n(P): n(N)＞pH, 在最优条件附近, pH值、n(Mg): n(N)和n(P): n(N)分别为9.51, 1.22和1.12时进行实验验证, 氨的回收率为98.32%, 模型优化效果明显.综上, 通过响应面优化MAP法对提钒废水中氨氮的高效回收有重要意义.
关键词：磷酸铵镁结晶法响应面提钒废水氨氮废水资源回收
Efficient Recovery of Highly Concentrated Ammonia Nitrogen from Vanadium-extraction Wastewater with MAP Method
ZHOU Su-ying^1,2, DING Xue-yong^1,2, XUE Xiang-xin^1,2, YANG He^1,2
1. School of Metallurgy, Northeastern University, Shenyang 110819, China;
2. Liaoning Key Laboratory of Recycling Science for Metallurgical Resources, Shenyang 110819, China
Corresponding author: DING Xue-yong, E-mail: xyding@mail.neu.edu.cn.

Abstract: In order to realize the efficient recovery of ammonia nitrogen from vanadium-extraction wastewater, influencing factors including phosphorus source, magnesium source, pH value, reaction time and the molar ratio of n(Mg): n(N): n(P) were investigated. The Box-Behnken response surface method was then used to optimize the modeling and XRD was used to analyze the products. The results indicated that MgCl₂·6H₂O and Na₂HPO₄·12H₂O were used as the most suitable source of magnesium and phosphorus, and the best precipitation time was 20min. The polynomial regression equation obtained with the Box-Behnken response surface method showed that the influence degree of each factor on the ammonia recovery percent was n(Mg): n(N) > n(P): n(N) > pH. The confirmatory experiment was carried out around the optimal conditions, and pH, n(Mg): n(N) and n(P): n(N) were 9.51, 1.22 and 1.12, respectively. The recovery percent of ammonia nitrogen was 98.32%, and the effect of model optimization was obvious. In summary, the optimization of MAP with the response surface method for the high-efficiency recovery of ammonia nitrogen in vanadium extraction wastewater is of great significance, especially for the efficient resource utilization of high ammonia-nitrogen wastewater in the expanded vanadium-extraction industry.
Key words: MAP crystallization methodresponse surfacevanadium-extraction wastewaterammonia-nitrogen wastewaterresource recovery
随着工业的发展和城市化进程的加快, 资源短缺和环境问题日趋严重.鼓励资源清洁高效回用, 注重提升资源利用效率是解决资源短缺问题的主流思想, 若能将环境污染物中的有价元素分离回用则可同时缓解环境污染和资源短缺.对于含高浓度氨氮的工业废水的资源高效回收正逐渐取代单纯的污染控制达标排放成为研究的焦点.而在钢铁企业或稀土行业, 大量含多种污染物的复杂高浓度氨氮的工业废水缺乏高效资源回用的处理方案而成为行业快速发展的阻碍^[1-2].以钒渣提钒为例, 常用的钠化焙烧—水浸—酸性铵盐沉钒工艺产生大量成分复杂的高浓度氨氮废水, 其氨氮质量浓度高达4 000 mg/L^[3-5].这种废水迫切需要高效资源回收, 否则不仅持续污染环境还大量浪费资源^[6-8].
目前常用的氨氮废水资源回收方法是吹脱法和磷酸铵镁结晶法^[9-10].与设备能耗高并需要附加接收装置的吹脱法相比, 磷酸铵镁结晶法因其操作简便, 并直接将废水中的无机氮和磷污染物以磷酸铵镁(MAP)的形式回收用作缓释肥而备受关注^[11-13].相关的化学反应式如下：

(1)

(2)

(3)

但目前MAP法的研究集中于尿液、垃圾渗滤液或养殖场废水等可生化性较高的低浓度氨氮有机废水^[14-16], 而含重金属的无机高浓度氨氮工业废水资源回收研究较少^{[2, 10, 17]}.鉴于磷酸铵镁结晶法的影响因素较多(沉淀时间、pH值、镁源和磷源的种类与添加量等)^[18], 在保留其优点的同时实现提钒废水中氨氮高效回收显得尤为重要^[19-21].因此本文结合Box-Behnken响应面, 实现MAP结晶法高效回收提钒废水中的高浓度氨氮, 通过资源回收达到削减污染物总量的目的, 具有推广应用价值.
1 实验材料和实验方法实验废水取自承德某钢铁厂的钒渣提钒工艺, 是提钒废水经过还原沉淀除铬后的废水, 澄清透明, 其主要水质指标如表 1所示.
表 1(Table 1)

表 1 实验废水的主要水质指标Table 1 Main indexes of experimental wastewater

水质指标	平均值	标准差
水质指标	mg·L^-1, pH除外	标准差
pH	8.5	0.1
ρ(Cr(VI))	0.46	0.17
ρ(Cr(T))	1.87	0.21
ρ(NH₄⁺-N)	3 280	80
ρ(V(T))	1.90	0.2

表 1 实验废水的主要水质指标 Table 1 Main indexes of experimental wastewater

1.1 单因素MAP实验取300 mL提钒废水于500 mL烧杯中, 边搅拌边加入磷源和镁源, 搅拌速度为100 r/min.用氢氧化钠(10 mol/L)调节溶液的pH值, 搅拌一定时间后静置2 h, 取上清液根据HJ/537—2009蒸馏—中和滴定法测定氨氮质量浓度, 并将抽滤得到的沉淀水洗后放入55 ℃的电热恒温鼓风干燥箱中烘干6 h.通过单因素实验确定镁源和磷源、沉淀时间、pH值和物质的量比的最优取值.以上实验操作均在室温下进行.
氨氮回收率如式(4)所示.

(4)

其中：η为氨氮回收率; ρ₀和ρ分别为废水初始氨氮质量浓度和处理后的氨氮质量浓度.
1.2 Box-Behnken组合响应面实验影响氨氮回收率的三个主要因素可能不是独立作用的, 为进一步探究它们之间的相互关联, 对pH值、n(Mg): n(N)和n(P): n(N)的单因素实验最优取值设计三因素三水平的Box-Behnken响应面实验.
2 结果与讨论2.1 单因素实验2.1.1 不同磷源-镁源组合对氨氮回收的处理效果选择不同的磷源-镁源组合, 并根据化学计量数, 在n(Mg): n(N): n(P)=1:1:1, pH=8.5, 沉淀时间30 min的情况下, 测上清液中氨氮的质量浓度, 计算回收率如表 2所示.
表 2(Table 2)

表 2 不同药剂组合下的氨氮回收率Table 2 Ammonia nitrogen recovery percent of different chemical combinations

组合	镁源	磷源	回收率/%
1	MgCl₂·6H₂O	Na₂HPO₄·12H₂O	59.9
2	MgSO₄·7H₂O	Na₂H₂PO₄·2H₂O	52.4
3	MgO	H₃PO₄	34.0
4	MgHPO₄·3H₂O		62.0

表 2 不同药剂组合下的氨氮回收率 Table 2 Ammonia nitrogen recovery percent of different chemical combinations

从表 2中可知, 选用第4组可以达到更高的氨氮回收率, 但考虑到该沉淀剂本身n(Mg)=n(P), 不便于实验工艺条件的优化.第1组的氨氮回收效果达到59.9%, 且相对于在水中微溶、在碱性条件下难溶的MgO来说, MgCl₂·6H₂O的水溶性好很多, 所以选第1组药剂作为最合适的镁源与磷源.
2.1.2 pH值对氨氮回收率的影响pH值以及调节方式对溶液反应的影响很大, 为确定最佳的pH值和调节方式, 沉淀前和沉淀过程中调节pH值两种方案的结果如图 1所示.
图 1(Fig. 1)

图 1 pH值对氨氮回收率的影响Fig.1 Effect of pH on N recovery

对比图 1能够发现, pH值相同时, 沉淀前调节pH值得到的氨氮回收率远低于沉淀过程中调节.其原因是：在沉淀前调节pH值到8.0~11.0, 溶液呈碱性, 而溶液中大部分Mg²⁺先与OH^-发生沉淀反应生成难溶的Mg(OH)₂, 而非目标产物磷酸铵镁, 因此氨氮的回收率大幅减少.而在沉淀过程中调节pH值时, 发现氨氮回收率随着pH值升高先增大后下降, pH值在9.5左右时, 氨氮回收效果最好, 所以后续的实验需要在沉淀过程中维持pH值至9.5, 氨氮回收率为90.20%.
2.1.3 沉淀时间对氨氮回收率的影响沉淀时间对氨氮回收率的影响如图 2所示, 氨氮的回收率随着时间增长而增大, 20 min后就趋于稳定, 氨氮的回收率达到90%.说明该反应发生的比较快速, 因此选择20 min为最优沉淀时间.
图 2(Fig. 2)

图 2 沉淀时间对氨氮回收率的影响Fig.2 Effect of settling time on N recovery

2.1.4 摩尔配比对氨氮回收率的影响由于待处理废水中的氨氮质量浓度是固定的, 即n(N)是不变的, 故从n(Mg): n(N)和n(P): n(N)两个方面来分析不同摩尔配比对氨氮回收率的影响, 实验结果如图 3和图 4所示.
图 3(Fig. 3)

图 3 n(Mg): n(N)对氨氮回收率的影响Fig.3 Effect of n(Mg): n(N) on N recovery

图 4(Fig. 4)

图 4 n(P): n(N)对氨氮回收率的影响Fig.4 Effect of n(P): n(N) on N recovery

根据图 3可以发现, 当n(Mg): n(N)=0.9时, 氨氮回收率只有87.50%, 这是因为Mg²⁺的量不足以反应完全; 而n(Mg): n(N)在0.8~1.2之间时, 随镁量的增大，氨氮的回收率也升高, 在配比为1.2时达到最高, 配比超过1.2后, 氨氮回收率一直下降.这是因为适当过量的Mg²⁺能够增强NH₄⁺和PO₄^3-的结合能力, 促进生成MAP, 氨氮回收率也随之增加; 镁量过高时, 会与OH^-反应, pH值会降低, 氨氮回收率降低.因此n(Mg): n(N)的最优配比为1.2:1, 氨氮的回收率为93.20%.
由图 4可以发现, 当n(P): n(N)为0.8时, 氨氮回收率是91.30%, 是因为PO₄^3-的量太少, 不能反应完全; n(P): n(N)在1.1~1.25之间时, 随着加入量增大氨氮的回收率也升高, 在1.1时达到最高, 配比超过1.1后, 氨氮的回收率持续下降.因为过多的PO₄^3-不仅使溶液中积聚过量的磷酸盐, 进而使生成磷酸铵镁的可逆反应的化学平衡向逆反应方向移动, 因此磷酸铵镁沉淀量减少, 氨氮回收率也降低.所以n(P): n(N)的最优配比为1.1.
综上所述, 该高浓度氨氮废水回收氨氮的最佳实验条件为：镁源和磷源选用MgCl₂·6H₂O和Na₂HPO₄·12H₂O, 在沉淀过程中调节pH=9.5, 且n(Mg)·n(N)为1.2, n(P)·n(N)为1.1, 最佳沉淀时间为20 min, 此时氨氮的回收率为95.4%.
2.2 氨氮回收率模型的建立与显著性检验实验方案通过Box-Behnken多因素建模得到, 响应面设计因素编码及水平见表 3, 共设计了15个实验方案(三因素三水平)见表 4, 回归模型的方差分析情况见表 5.
表 3(Table 3)

表 3 响应面设计因素编码及水平Table 3 Response surface design factor coding and level

因素	自变量编码值	实验水平实际取值
因素	自变量编码值	-1	0	+1
pH	X₁	9	9.5	10
n(Mg): n(N)	X₂	1.1	1.2	1.3
n(P): n(N)	X₃	1.0	1.1	1.2

表 3 响应面设计因素编码及水平 Table 3 Response surface design factor coding and level

表 4(Table 4)

表 4 响应面分析实验设计Table 4 Response surface analysis experimental design

序号	pH(Χ₁)	n(Mg): n(N)(Χ₂)	n(P): n(N)(Χ₃)	实测(Y)
1	9	1.1	1.1	95.24
2	10	1.1	1.1	94.95
3	9	1.3	1.1	95.78
4	10	1.3	1.1	96.21
5	9	1.2	1	95.10
6	10	1.2	1	95.76
7	9	1.2	1.2	96.19
8	10	1.2	1.2	95.48
9	9.5	1.1	1	95.21
10	9.5	1.3	1	97.19
11	9.5	1.1	1.2	96.54
12	9.5	1.3	1.2	96.66
13	9.5	1.2	1.1	98.24
14	9.5	1.2	1.1	98.31
15	9.5	1.2	1.1	98.30

表 4 响应面分析实验设计 Table 4 Response surface analysis experimental design

表 5(Table 5)

表 5 方差分析Table 5 Analysis of variance

方差项	平方和	自由度	均方	F值	P值
模型	19.56	9	2.17	583.05	< 0.000 1
Χ₁	0.001	1	0.001	0.271 6	0.624 5
Χ₂	1.90	1	1.90	509.95	< 0.000 1
Χ₃	0.324	1	0.324	86.91	0.000 2
Χ₁Χ₂	0.129 6	1	0.129 6	34.76	0.002 0
Χ₁Χ₃	0.469 2	1	0.469 2	125.85	< 0.000 1
Χ₂Χ₃	0.864 9	1	0.864 9	231.98	< 0.000 1
Χ₁²	11.35	1	11.35	3 043.03	< 0.000 1
Χ₂²	3.59	1	3.59	961.66	< 0.000 1
Χ₃²	2.98	1	2.98	798.46	< 0.000 1
误差	0.018 6	5	0.003 7
失拟	0.015 8	3	0.005 3	3.67	0.221 6
纯误差	0.002 9	2	0.001 4	—	—
合计	19.58	14	—	—	—

表 5 方差分析 Table 5 Analysis of variance

方差分析结果如表 5所示, 模型的P＜0.000 1, 且失拟项的P=0.221 6＞0.05, 校正决定系数R²(调整)=99.73%, R²(预测)=98.68%, 多元相关系数R²=99.9%, 表示模型具有显著性, 拟合度很好.除pH以外的项P值均小于0.05, 表示它们对氮回收率的影响极其显著.结合因子的贡献率大小F(n(Mg): n(N))＞F(n(P): n(N))＞F(pH)可以预估, 在实验设计范围内, pH对氨氮回收率的影响并不显著, n(Mg): n(N)对氨氮回收率的影响强于n(P): n(N).Design-Expert软件给出了基于三因素的氨氮回收率多项式回归方程如式(5)所示, 方程中各项系数的绝对值大小能够直接反映各因素对响应值的影响程度.因此各因素对氨氮回收率的影响程度为n(Mg): n(N)＞n(P): n(N)＞pH.

(5)

2.3 响应曲面分析分析三因素对氨回收率的影响的响应面图, 可以更直观地表示三因素对氨氮回收率的影响以及两两因素之间是否存在交互影响.
比较图 5~7可知, 当一个因子一定时, 氨氮的回收率随另一个因子的增大呈先升高后降低的趋势; 等高线为椭圆形, 三因素两两之间均存在一定的交互作用.
图 5(Fig. 5)

图 5 n(Mg): n(N)和n(P): n(N)对氨氮回收率的影响(pH=9.5)Fig.5 Effect of n(Mg): n(N) and n(P): n(N)(pH=9.5)on N recovery

图 6(Fig. 6)

图 6 n(P): n(N)和pH对氨氮回收率的影响(n(Mg): n(N)=1)Fig.6 Effect of n(P): n(N) and pH on N recovery (n(Mg): n(N)=1)

图 7(Fig. 7)

图 7 n(Mg): n(N)和pH对氨氮回收率的影响(n(P): n(N)=1)Fig.7 Effect of n(Mg): n(N) and pH on N recovery(n(P): n(N)=1)

图 5是当pH=9.5时, n(Mg): n(N)和n(P): n(N)对氨氮回收率的响应面图和等高线图.氨氮回收率的最大值在n(Mg): n(N)和n(P): n(N)分别为1.18~1.28和1.03~1.18的范围内达到; 而当n(Mg): n(N)和n(P): n(N)分别为1和1.1时, 氨氮的回收率最低.
n(P): n(N)和pH影响氨氮回收率的三维响应面图和等高线图如图 6所示, 可以看出, 氨氮回收率的最大值在n(P): n(N)和pH分别为1.06~1.17和9.3~9.7的范围内达到; 而当n(P): n(N)和pH分别为1和9.0时, 氨氮的回收率最低.
图 7是当n(P): n(N)=1时, n(Mg): n(N)和pH对氨氮回收率的三维响应面图和等高线图, 氨氮回收率在n(Mg): n(N)和pH分别为1.16~1.29和9.3~9.7的范围内最大, 而当n(Mg): n(N)和pH分别为1.1和10.0时最小.
2.4 优化和模型验证对响应面进行优化结果为：当pH值、n(Mg): n(N)和n(P): n(N)分别为9.508 39, 1.220 26和1.119 2时, 氨回收率达到最大为98.328%.根据实际情况调整为：pH值、n(Mg): n(N)和n(P): n(N)分别为9.51, 1.22和1.12, 在此条件下通过实验进行验证, 实验得到的氨回收率为98.32%, 与预测结果非常相近, 模型的优化效果明显, 比单因素组合条件下的95.4%提高了2.92%.
2.5 沉淀物的XRD分析最佳条件下沉淀物的XRD图与六水合磷酸铵镁标准卡片的比较如图 8所示, 通过观察可知, 2θ在15.788°和20.828°处都存在强峰, 且峰形很尖, 表明沉淀物中的磷酸铵镁具有很好的结晶度; 没有其他物质的峰, 纯度很高.所得的沉淀物可以用作缓释肥回收利用.
图 8(Fig. 8)

图 8 最佳条件下回收产物的XRD图Fig.8 XRD pattern of recovered product under optimal condition

3 结论1) 本文采用响应面优化磷酸铵镁结晶法实现提钒废水里的高浓度氨氮的高效资源回收.用MgCl₂·6H₂O和Na₂HPO₄·12H₂O作为镁源和磷源, 沉淀过程中调节pH值, 沉淀时间20 min.采用响应面对氨氮的回收进行优化建模, 得到拟合度较好的多项式回归方程.三因素之间存在交互作用且影响程度为n(Mg): n(N)＞n(P): n(N)＞pH.
2) 在pH值、n(Mg): n(N)和n(P): n(N)分别为9.51, 1.22和1.12时进行实验验证, 得到氨氮的回收率为98.32%, 回归模型优化效果明显.得到的回收产物是具有较好结晶度和较高纯度的六水合磷酸铵镁.该研究对提钒行业高浓度氨氮废水的资源回收和规模化处理提供经济实用的参考依据.
参考文献

[1]	Fang D, Zhang X F, Xue X X. A novel resource utilization method using wet magnesia flue gas desulfurization residue for simultaneous removal of ammonium nitrogen and heavy metal pollutants from vanadium containing industrial wastewater[J]. RSC Advances, 2018, 8: 38013-38021. DOI:10.1039/C8RA07876A
[2]	Wang W, Ren X, Yang K, et al. Inhibition of ammonia on anaerobic digestion of synthetic coal gasification wastewater and recovery using struvite precipitation[J]. Journal of Hazardous Materials, 2017, 340: 152-159. DOI:10.1016/j.jhazmat.2017.07.002
[3]	Deng R, Xiao H, Xie Z, et al. A novel method for extracting vanadium by low temperature sodium roasting from converter vanadium slag[J]. Chinese Journal of Chemical Engineering, 2020, 28(8): 2208-2213. DOI:10.1016/j.cjche.2020.03.038
[4]	Zhang X, Fang D, Song S, et al. Selective leaching of vanadium over iron from vanadium slag[J]. Journal of Hazardous Materials, 2019, 368: 300-307. DOI:10.1016/j.jhazmat.2019.01.060
[5]	Li H, Wang K, Hua W, et al. Selective leaching of vanadium in calcification-roasted vanadium slag by ammonium carbonate[J]. Hydrometallurgy, 2016, 160: 18-25. DOI:10.1016/j.hydromet.2015.11.014
[6]	Fang D, Zhang X, Dong M, et al. A novel method to remove chromium, vanadium and ammonium from vanadium industrial wastewater using a byproduct of magnesium-based wet flue gas desulfurization[J]. Journal of Hazardous Materials, 2017, 336: 8-20. DOI:10.1016/j.jhazmat.2017.04.048
[7]	Fang D, Liao X, Zhang X, et al. A novel resource utilization of the calcium-based semi-dry flue gas desulfurization ash: as a reductant to remove chromium and vanadium from vanadium industrial wastewater[J]. Journal of Hazardous Materials, 2018, 342: 436-445. DOI:10.1016/j.jhazmat.2017.08.060
[8]	蒋道利, 王丹, 王海元. 分步结晶技术在酸性铵盐沉钒废水处理中的应用[J]. 中国井矿盐, 2016, 47(1): 9-12. (Jiang Dao-li, Wang Dan, Wang Hai-yuan. The application of fractional crystallization technology in treatment of precipitating vanadium wastewater with acidic ammonium salts[J]. China Well and Rock Salt, 2016, 47(1): 9-12.)
[9]	Tansel B, Lunn G, Monje O. Struvite formation and decomposition characteristics for ammonia and phosphorus recovery: a review of magnesium-ammonia-phosphate interactions[J]. Chemosphere, 2018, 194: 504-514. DOI:10.1016/j.chemosphere.2017.12.004
[10]	Cao L, Wang J, Xiang S, et al. Nutrient removal from digested swine wastewater by combining ammonia stripping with struvite precipitation[J]. Environmental Science and Pollution Research, 2019, 26(7): 6725-6734. DOI:10.1007/s11356-019-04153-x
[11]	Pradhan S K, Mikola A, Vahala R. Nitrogen and phosphorus harvesting from human urine using a stripping, absorption, and precipitation process[J]. Environmental Science and Technology, 2017, 51(9): 5165-5171. DOI:10.1021/acs.est.6b05402
[12]	Tao W, Fattah K P, Huchzermeier M P. Struvite recovery from anaerobically digested dairy manure: a review of application potential and hindrances[J]. Journal of Environment Management, 2016, 169: 46-57.
[13]	Chai L, Peng C, Min X, et al. Two-sectional struvite formation process for enhanced treatment of copper-ammonia complex wastewater[J]. Transactions of Nonferrous Metals Society of China, 2017, 27(2): 457-466. DOI:10.1016/S1003-6326(17)60052-9
[14]	黄彬, 郭惠娟, 毛林强, 等. 磷酸铵镁(MAP)结晶法回收粪污/秸秆混合发酵沼液中氮磷的特性研究[J]. 中国沼气, 2018, 36(3): 72-77. (Huang Bin, Guo Hui-juan, Mao Lin-qiang, et al. Recovery of nitrogen and phosphorus from biogas slurry of pig manure-straw mixed fermentation[J]. China Biogas, 2018, 36(3): 72-77.)
[15]	Ward A J, Arola K, Brewster E T, et al. Nutrient recovery from wastewater through pilot scale electrodialysis[J]. Water Research, 2018, 135: 57-65. DOI:10.1016/j.watres.2018.02.021
[16]	Volpin F, Heo H, Hasan Johir M A, et al. Techno-economic feasibility of recovering phosphorus, nitrogen and water from dilute human urine via forward osmosis[J]. Water Research, 2019, 150: 47-55. DOI:10.1016/j.watres.2018.11.056
[17]	Huang H, Li B, Li J, et al. Influence of process parameters on the heavy metal (Zn²⁺, Cu²⁺ and Cr³⁺) content of struvite obtained from synthetic swine wastewater[J]. Environmental Pollution, 2019, 245: 658-665. DOI:10.1016/j.envpol.2018.11.046
[18]	周素莹. 絮凝化学沉淀法处理含钒铬—高浓度氨氮废水的实验研究[D]. 沈阳: 东北大学, 2015. (Zhou Su-ying. Experimental study on using flocculating chemical precipitation method to treat ammonia nitrogen wastewater with vanadium and chromium[D].Shenyang: Northeastern University, 2015. )
[19]	Lou Y, Ye Z L, Chen S, et al. Influences of dissolved organic matters on tetracyclines transport in the process of struvite recovery from swine wastewater[J]. Water Research, 2018, 134: 311-326. DOI:10.1016/j.watres.2018.02.010
[20]	Li B, Huang H M, Boiarkina I, et al. Phosphorus recovery through struvite crystallisation: recent developments in the understanding of operational factors[J]. Journal of Environment Management, 2019, 248: 109254.
[21]	Li B, Boiarkina I, Yu W, et al. Phosphorous recovery through struvite crystallization: challenges for future design[J]. Science of the Total Environment, 2019, 648: 1244-1256. DOI:10.1016/j.scitotenv.2018.07.166