王 凱 王淑瑩 朱如龍 苗 蕾 彭永臻

(北京工業(yè)大學北京市水質科學與水環(huán)境恢復工程重點實驗室,北京100124)

垃圾滲濾液作為衛(wèi)生填埋的副產物,是一種具有大量有機物、氨氮和無機鹽的特種廢水[1-2].滲濾液如果直接排入水體,會對周圍的環(huán)境造成嚴重的危害,因此,必須在排放前對其進行經濟有效的處理,尤其是要減少其有機物和氮素對環(huán)境的影響[3-4].

目前,處理垃圾滲濾液的方法主要有物理方法[5-8]、化學方法[9-11]以及生物技術[12-15].物理和化學方法雖然具有基建費用低、不受溫度影響、耐沖擊負荷等優(yōu)點,但處理費用較高,能耗大且會產生二次污染,因此實際應用并不多.生物技術中的厭氧處理技術能有效地去除滲濾液中的有機物,但對氨氮的去除貢獻不大[16-18].而傳統(tǒng)的好氧工藝,無法實現氮素的徹底脫除.文獻[19-21]采用添加有機碳源后置反硝化以提高總氮的去除率,但此方法沒有充分利用滲濾液中的有機碳源,增加了處理費用.

SBR由于反應器結構簡單,耐沖擊負荷,操作靈活多變,被廣泛應用于垃圾滲濾液的處理中[22-23].在傳統(tǒng)操作模式下,SBR可獲得良好的有機物去除效果,但對總氮的去除效果并不理想.主要原因是在曝氣階段,滲濾液中的有機物被好氧的異養(yǎng)菌利用,造成硝化結束后反硝化碳源的不足.同時,異養(yǎng)菌的大量增長將造成泥齡的縮短,不利于硝化細菌的富集.本試驗以實際垃圾滲濾液為研究對象,以充分利用原水碳源進行深度脫氮為目的,以SBR法靈活多變的操作為基礎,改變傳統(tǒng)的運行模式,采用進水—攪拌/曝氣—攪拌—靜沉—排水—閑置運行方式,考察改進后運行模式的脫氮能力,并考察了曝氣間隔對系統(tǒng)脫氮效率的影響.

1 試驗材料與方法

1.1 試驗設備和種泥

SBR反應器的有效容積為10 L,直徑為20 cm,由有機玻璃制成,并配備攪拌器(轉速為100 r/min),馴化階段的排水比為10%,改變運行模式階段的排水比為15%.SBR系統(tǒng)內設溫度控制及升溫裝置,使系統(tǒng)的溫度維持在(25±1) ℃.曝氣通過空氣泵及氣體流量計控制并在硝化階段維持溶解氧濃度在0.5 mg/L左右.種泥取自北京給排水集團研發(fā)中心的中試階段,是處理生活污水的全程硝化污泥,接種時污泥濃度為3.5 g/L.

試驗共分為2個階段:馴化階段(第0～60天)和改變運行模式階段(第61～210天).

1.2 滲濾液水質

試驗所用滲濾液取自北京市六里屯垃圾衛(wèi)生填埋場,其主要水質指標如表1所示.

表1 試驗所用滲濾液主要水質指標

1.3 控制方法

在馴化階段,SBR采用傳統(tǒng)的操作模式,進水為晚期垃圾滲濾液,溶解氧濃度控制在0.5 mg/L以內,排水比為10%.由于主要目的是培養(yǎng)活性污泥的硝化性能,系統(tǒng)采取不固定水力停留時間而保證出水水質的控制方法,即利用過程控制,通過觀察氨谷的出現判斷系統(tǒng)硝化結束的終點,保證系統(tǒng)硝化完全.在改變運行模式階段,進水為中期垃圾滲濾液,排水比為15%,其運行模式如圖1所示.反應開始時先交替攪拌和曝氣進行硝化和反硝化,曝氣和攪拌間隔0.5 h,當系統(tǒng)在曝氣階段出現氨谷時,表明系統(tǒng)硝化結束,此時停止曝氣,進行缺氧攪拌內源反硝化脫氮.在試驗初期,為加快啟動速度,采取相同反應時間的控制方法,將周期時長控制在34 h,即在保證硝化完全的情況下使HRT(hydraulic retention time)相同.如果系統(tǒng)在周期內不能完成脫氮,則額外添加碳源(乙醇)進行反硝化,直至系統(tǒng)完成脫氮再進行下一個周期.當系統(tǒng)在34 h以內實現深度脫氮后,采用過程控制的方法,即通過ORP(oxidation-reduction potential)所指示的硝酸鹽膝來判斷反應的終點.

圖1 SBR中第2階段運行模式

1.4 分析方法

COD(化學需氧量)、氨氮、亞硝酸鹽氮、硝酸鹽氮、堿度、MLSS(活性污泥濃度)等常規(guī)指標的測量均采用國家標準方法.溶解氧(dissolved oxygen,DO)、氧化還原電位(oxidation-reduction potential,ORP)、pH和溫度通過在線測量(WTW DO 330i,WTW ORP 340i,WTW pH 340i),TN(總氮)等采用TN/TOC分析儀(Multi N/C3000,德國耶拿)測定,PHA采用文獻[24]方法測量.

2 結果與討論

2.1 馴化階段氮素的變化

馴化階段的氮素變化如圖2所示.此階段主要目的是培養(yǎng)硝化污泥,使活性污泥逐步適應垃圾滲濾液的水質并將使其轉變成短程硝化活性污泥.由圖2可知,馴化由2個階段組成：第1階段進水為稀釋后的垃圾滲濾液1,氨氮濃度為600 mg/L左右.反應開始時混合液氨氮濃度為60 mg/L左右,此濃度與污泥接種前處理的生活污水的氨氮濃度相當.由于水質的變化,在試驗初期,硝化時間長達4.5 h.隨著試驗的不斷進行,硝化時間不斷縮短.當試驗進行到第15天時,硝化時間為2 h,在此后的11 d中,系統(tǒng)的硝化時間一直維持在2 h左右,表明活性污泥已經適應了滲濾液的水質.值得注意的是,當試驗進行到第10天時,活性污泥的濃度由接種時的3.5 g/L減少至3.2 g/L,SVI值卻由接種時的142 mL/g增加到243 mL/g,污泥的沉降性明顯變差.通過鏡檢,未發(fā)現絲狀菌大量增殖.因此可以初步判斷,此時發(fā)生的污泥膨脹為黏性膨脹,是接種污泥不適應滲濾液水質的表現.在此階段,系統(tǒng)延長了沉淀時間,保證污泥不流失，從而保證了污泥中硝化細菌的數量.隨著試驗的進行,污泥的SVI值逐漸降低,到第1階段結束時,其SVI值降至152 mL/g,污泥沉降性得到了恢復.硝化時間的穩(wěn)定和污泥沉降性的恢復共同說明系統(tǒng)已經適應了滲濾液的水質,在此階段,出水中的氮素以硝態(tài)氮為主,亞硝態(tài)氮和總氧化態(tài)氮的比值在第24天時達到最大,為30%左右,系統(tǒng)依然為全程硝化.從第15天以后,雖然硝化時間穩(wěn)定在2 h,但系統(tǒng)出水的硝態(tài)氮濃度依然很高,無法實現短程硝化,因此,從第25天開始,試驗進入第2階段.第2階段的主要目的是使系統(tǒng)實現短程硝化,主要的策略是通過高游離氨對NOB(nitrite oxidizing bacteria)的抑制作用,因此,此階段進水為未稀釋的垃圾滲濾液1,進水后混合液氨氮濃度提高至110 mg/L左右.在提高進水氨氮濃度后,硝化開始前系統(tǒng)的游離氨濃度由第1階段的1.292 mg/L提升至2.368 mg/L.較高的游離氨濃度會抑制AOB(ammonia oxidizing bacteria)和NOB的活性,但對NOB的抑制作用更大[25].因此,在FA的抑制作用下,系統(tǒng)逐漸由全程硝化向短程硝化轉變,亞硝積累率由最初的30%左右增加到第45天的95%左右.同時,系統(tǒng)的硝化時間也在不斷縮短,由第25天的4.5 h逐漸縮短至第45天的2.8 h左右.試驗從第45天開始至第60天,硝化時間和亞硝積累率分別穩(wěn)定在2.8 h左右和98%左右,表明污泥馴化成功.馴化結束后,污泥濃度減少至3 g/L.

圖2 SBR馴化階段硝化時間及各基質變化效果

2.2 滲濾液深度脫氮的啟動及穩(wěn)定

在馴化結束后,SBR改變運行模式,以考察系統(tǒng)利用原水中有機碳源脫氮的能力.進水由垃圾滲濾液1改為碳氮質量比為4∶1左右的垃圾滲濾液2.在試驗期間,系統(tǒng)進水COD為3.6～3.7 g/L,出水COD為0.4～0.5 g/L,COD的去除率保持在85%左右.SBR混合液進出水氮素變化如圖3所示.由圖3可知,系統(tǒng)進水氨氮濃度約為950 mg/L,進水后混合液氨氮濃度約為140 mg/L.此階段硝化開始前系統(tǒng)的游離氨濃度為3.014 2 mg/L,較高的游離氨濃度使系統(tǒng)一直保持了良好的短程硝化率,即在硝化結束時,99%以上的氨氮轉變?yōu)閬喯鯌B(tài)氮.在試驗初期,系統(tǒng)無法在周期內完成完全的脫氮,在周期結束時只能去除35%左右的總氮,其中通過反硝化和SND可以去除系統(tǒng)25%左右的總氮,而內源反硝化的作用不大,只能去除10%的總氮.但隨著試驗的進行,污泥濃度不斷增加,反硝化的作用逐漸增強,系統(tǒng)在周期結束時剩余的總氮逐步降低.當試驗進行至第80天時,系統(tǒng)可以通過曝氣階段中的SND和硝化結束前攪拌階段的反硝化去除滲濾液中45%的總氮,通過內源反硝化去除滲濾液中50%的總氮,在一個周期(34 h)之內不添加有機碳源即可將滲濾液95%以上的總氮脫除,出水總氮小于40 mg/L，實現了利用原水碳源進行徹底反硝化.在傳統(tǒng)的SBR處理垃圾滲濾液的研究中,一般只考察滲濾液中氨氮的去除率,但絕大部分去除的氨氮轉變成了NOx,工藝對滲濾液總氮的去除率在30%～80%左右,沒有實現對滲濾液的深度脫氮[26-27].有研究者通過添加外碳源的方法提高工藝的總氮去除率,但這無疑大大增加了處理的成本[19-21].本工藝由于改變了SBR的操作模式,充分利用了原水碳源,不僅達到了穩(wěn)定的深度脫氮,而且不用外加任何碳源,使每噸滲濾液的處理成本降低了5元以上.

圖3 間歇曝氣SBR處理滲濾液脫氮效果及污泥濃度變化圖

在前80天,為了在保證反硝化完全的條件下富集系統(tǒng)中反硝化菌的濃度,試驗采用外加碳源的方法,因此,污泥濃度由最初的3 g/L逐漸增長至6 g/L左右.當系統(tǒng)實現了利用原水碳源深度脫氮后,根據物料平衡算法可知,一個周期內去除的有機物為3.75 g/L,而實現深度脫氮所需要的有機物含量需大于3.277 g/L,即原水中至少有87.4%的有機物被用于反硝化.由于原水中大量的有機物被用于反硝化,系統(tǒng)中好氧的異養(yǎng)菌增殖緩慢.因此,在長達140多天的試驗中,系統(tǒng)只通過出水排出了部分固體懸浮物(濃度為100～140 mg/L),污泥濃度一直穩(wěn)定在6 g/L左右,實現了有效的污泥減量.

2.3 不同運行模式脫氮效果的比較

試驗以交替攪拌和曝氣處理垃圾滲濾液效果良好的活性污泥為種泥,考察不同的運行模式對SBR在不添加有機碳源的條件下脫除滲濾液總氮效果的影響.實驗所用垃圾滲濾液的COD為4.3 g/L,氨氮為1.050 g/L.試驗共分3組:第1組先交替攪拌和曝氣至硝化結束,間隔0.5 h;第2組同樣先交替攪拌和曝氣至硝化結束,間隔1 h;第3組采用傳統(tǒng)的運行方式,持續(xù)曝氣至硝化結束.3組試驗均在硝化結束后繼續(xù)缺氧攪拌進行內源反硝化,直至反應結束.

第1組試驗一個周期內氮素及COD變化如圖4(a)所示.由圖可知,第1組試驗共用31 h,其中從開始反應至硝化結束共9 h,缺氧攪拌段為22 h.試驗開始后的0～0.5 h為厭氧攪拌段,COD、氨氮和總氮均有小幅的下降,此為活性污泥吸附的結果.在隨后的攪拌和曝氣階段,COD和氨氮出現了同步降解,表明系統(tǒng)內的硝化細菌活性較強,能夠與好氧的異養(yǎng)菌爭奪溶解氧.由于COD和氨氮能同步降解,在缺氧攪拌段,系統(tǒng)發(fā)生了明顯的反硝化作用,亞硝態(tài)氮濃度和總氮濃度在此階段出現了較大幅度的降低.當反應進行4 h后,系統(tǒng)中99%的可生化COD被降解.此后,系統(tǒng)的COD基本保持不變.在COD降解結束后,硝化速率明顯加快,同時總氮也大幅度降低,表明此時系統(tǒng)利用內碳源進行反硝化.整個曝氣過程中,硝態(tài)氮一直維持在很低的水平,說明系統(tǒng)短程硝化效果良好.在交替攪拌和曝氣階段,系統(tǒng)可以通過缺氧段的反硝化和SND,脫除滲濾液中45%左右的總氮.硝化結束時,氨氮濃度為2 mg/L,亞硝態(tài)氮濃度達到最大(90 mg/L左右),總氮濃度為112 mg/L,隨后系統(tǒng)進入缺氧攪拌段.在缺氧攪拌段,反硝化菌利用內碳源反硝化,亞硝態(tài)氮和總氮濃度不斷降低.當試驗進行到31 h后,系統(tǒng)內的總無機氮濃度低于5 mg/L,總氮濃度低于25 mg/L,在不添加有機碳源的條件下實現了對滲濾液的深度脫氮.

圖4 間歇曝氣SBR一個周期內各基質變化圖

第2組試驗一個周期內氮素和COD的變化如圖4(b)所示.由圖可知,第2組試驗共用36 h,其中從開始反應至硝化結束共8 h,缺氧攪拌段為28 h.在反應開始后1 h的厭氧攪拌段,系統(tǒng)的氨氮濃度和COD濃度由于污泥的吸附作用同樣出現了小幅的下降.COD在第1個曝氣階段出現大幅度的降解,隨后降解速率趨于穩(wěn)定.由于在曝氣階段亦出現了COD和氨氮的同步降解,在硝化期間進行缺氧攪拌時,亞硝態(tài)氮濃度和總氮濃度都出現了下降.與第1組試驗相比,第2組試驗硝化時間為8 h,縮短了1 h,可能的原因是較長的曝氣時間更有利于發(fā)揮硝化細菌的活性.但硝化結束后,亞硝態(tài)氮濃度為107 mg/L,總氮濃度為132 mg/L,分別比第1組試驗高17和20 mg/L,總氮的去除率相比第1組試驗低20%.由于第2組硝化結束時脫氮效果比第1組試驗差,因而第2組試驗時長(實現深度脫氮共耗時)為36 h,比第1組試驗的周期時長多5 h.由此可知,較長的硝化時長可以縮短系統(tǒng)的硝化時間,但會對反硝化產生不利影響,延長了整個反應周期的時間.

第3組試驗一個周期內氮素和COD的變化如圖5所示.由圖可知,第3組試驗曝氣時長為4 h,缺氧攪拌34 h.硝化結束后,系統(tǒng)總氮濃度為156 mg/L,亞硝態(tài)氮濃度為132 mg/L,通過SND只去除了總氮的14.3%.由于硝化階段脫氮效果較差,在隨后的缺氧攪拌階段,系統(tǒng)在34 h內仍無法實現深度脫氮,出水中亞硝態(tài)氮濃度為24 mg/L,總氮濃度為43 mg/L.

圖5 持續(xù)曝氣SBR一個周期內各基質變化圖

3組試驗的反應器混合液在一個周期內各總氮去除及污泥內PHA含量的變化如圖6所示.由圖可知,污泥中的PHA含量是影響系統(tǒng)脫氮效率的重要因素.第1組和第2組試驗由于在曝氣前進行有厭氧攪拌,因此,在試驗開始1 h后,污泥中的PHA含量明顯高于第3組.當第3組硝化結束時,第1組和第2組污泥中單位活性污泥的PHA含量分別為27.74和24.85 mg/g,比第3組19.46 mg/g高出了42.5%和27.7%.此時,3組的總氮去除率十分相近.當第2組硝化結束時,即試驗進行8 h時,第1組污泥中PHA的含量依然最高.同時,由于在硝化的過程中加入了間歇攪拌,脫氮效率也最高.此時,第2組和第3組脫氮效率相同,但第2組污泥中PHA的含量比第3組高出35.3%.當試驗進行9 h時,即第1組硝化結束時,第1組試驗的脫氮效率和污泥中PHA的含量依然最高,但第3組試驗由于污泥中PHA含量最少,脫氮效率開始逐漸低于第2組.

圖6 3組對比試驗脫氮效率及污泥內碳源變化

當3組試驗均進入缺氧攪拌反硝化階段后,污泥中PHA的含量是決定系統(tǒng)脫氮效率的關鍵因素.第1組試驗由于存儲了大量的PHA,且在硝化過程中損失最少,因此脫氮效率最高,僅用31 h便完成了深度脫氮.第2組試驗中由于污泥也含有大量的PHA,在35 h后也完成了脫氮,但脫氮效率比第1組低13%.按照傳統(tǒng)模式運行的第3組試驗,由于前期沒有厭氧攪拌環(huán)節(jié),在硝化的過程中又消耗了大量的PHA,因此,運行38 h,總氮去除率只有76%,依然無法實現深度脫氮.通過第1組試驗和第2組、第3組試驗的對比可以發(fā)現,硝化前的厭氧攪拌對活性污泥儲存內碳源,對提高系統(tǒng)的脫氮效率至關重要,同時,短間隔的曝氣可減輕氧氣對反硝化菌存儲碳源的損耗,進一步提高系統(tǒng)的脫氮效率.

3 結論

1) 試驗以處理生活污泥的全程硝化污泥為種泥,經過60 d的培養(yǎng),由處理普通生活污水的全程硝化活性污泥轉變成能適應晚期垃圾滲濾液水質的短程硝化污泥,短程硝化率穩(wěn)定在90%以上.

2) 系統(tǒng)的活性污泥馴化結束后,系統(tǒng)進水由晚期滲濾液改為碳氮質量比為4∶1的垃圾滲濾液,并改變操作模式為硝化階段間歇曝氣和攪拌,硝化結束后持續(xù)攪拌.在改變操作模式40 d后,系統(tǒng)能在34 h之內完成對垃圾滲濾液的深度脫氮,在不添加任何外加碳源的情況下,可以脫除系統(tǒng)95%以上的總氮.

3) 通過3組對比試驗考察不同曝氣間隔對滲濾液總氮去除的差異.試驗結果表明,污泥中PHA的含量是決定系統(tǒng)脫氮性能的重要因素.硝化前的厭氧攪拌和短時的曝氣間隔有利于提高污泥內碳源的存儲量,從而提高系統(tǒng)的脫氮效率.傳統(tǒng)的持續(xù)曝氣后缺氧攪拌無法完全實現對滲濾液的深度脫氮.

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[1]Renou S, Givaudan J G, Poulain S, et al. Landfill leachate treatment: review and opportunity[J].JournalofHazardousMaterials, 2008,150(3): 468-493.

[2]王寶貞, 王琳. 城市固體廢物滲濾液處理與處置[M]. 北京:化學工業(yè)出版社, 2005.

[3]樓子陽, 趙由才. 滲濾液處理處置技術及工程實例[M]. 北京:化學工業(yè)出版社, 2006.

[4]Silva A C, Dezotti M, Sant’Anna J G L. Treatment and detoxication of a sanitary landfill leachate[J].Chemosphere, 2004,55(2): 207-214.

[5]Chianese A, Ranauro R, Verdone N. Treatment of landfill leachate by reverse osmosis[J].WaterResearch, 1999,33(3): 647-652.

[6]Singh S K, Townsend T G, Mazyck D, et al. Equilibrium and intra-particle diffusion of stabilized landfill leachate onto micro-and meso-porous activated carbon [J].WaterResearch, 2012,46(2):491-499.

[7]Amokrane A, Comel C, Veron J. Landfill leachates pretreatment by coagulation-flocculation[J].WaterResearch, 1997,31(11):2775-2782.

[8]Zouboulis A I, Jun W, Katsoyiannis A I. Removal of humic acids by flotation [J].ColloidsSurfaceA:PhysicochemicalandEngineeringAspects, 2003,231(1/2/3):181-193.

[9]Wu J J, Wu C C, Ma H W, et al. Treatment of landfill leachate by ozone-based advanced oxidation processes[J].Chemosphere, 2004,54(7):997-1003.

[10]Meeroff D E, Bloetscher F, Reddy D V, et al. Application of photochemical technologies for treatment of landfill leachate[J].JournalofHazardousMaterials, 2012,209-210: 299-307.

[12]Kennedy K J, Lentz E M. Treatment of landfill leachate using sequencing batch and continuous flow upflow anaerobic sludge blanket (UASB) reactors [J].WaterResearch, 2000,34(14): 3640-3656.

[13]Im J H, Woo H J, Choi M W, et al. Simultaneous organic and nitrogen removal from municipal landfill leachate using an anaerobic-aerobic system[J].WaterResearch, 2001,35(10):2403-2410.

[14]Loukidou M X, Zouboulis A I. Comparison of two biological treatment process using attached-growth biomass for sanitary landfill leachate treatment[J].EnvironmentPollution, 2001,111(2):273-281.

[15]Ahmed F N, Lan C Q. Treatment of landfill leachate using membrane bioreactors: a review [J].Desalination, 2012,287:41-54.

[16]Timur H, Ozturk I. Anaerobic sequencing batch reactor treatment of landfill leachate [J].WaterResearch, 1999,33(15): 3225-3230.

[17]Imen S, Ismail T, Sami S, et al. Characterization and anaerobic batch reactor treatment of Jebel Chakir Landfill leachate[J].Desalination, 2009,246(1/2/3): 417-424.

[18]Bohdziewicz J, Neczaj E, Kwarciak A. Landfill leachate treatment by means of anaerobic membrane bioreactor[J].Desalination, 2008,221(1/2/3):559-565.

[19]Wu L, Peng C Y, Zhang S J, et al. Nitrogen removal via nitrite from municipal landfill leachate[J].JournalofEnvironmentalSciences, 2009,21(11): 1480-1485.

[20]Sun H W, Yang Q, Peng Y Z, et al. Advanced landfill leachate treatment using a two-stage UASB-SBR system at low temperature[J].JournalofEnvironmentalSciences, 2010,22(4): 481-485.

[21]Canziani R, Emondi V, Garavaglia M, et al. Effect of oxygen concentration on biological nitrification and microbial kinetics in a cross-flow membrane bioreactor (MBR) and moving-bed biofilm reactor (MBBR) treating old landfill leachate [J].JournalofMembraneScience, 2006,286(1/2): 202-212.

[22]Wei Y J, Ji M, Li R Y, et al. Organic and nitrogen removal from landfill leachate in aerobic granular sludge sequencing batch reactors [J].WasteManagement, 2012,32(3): 448-455.

[23]Spagni A, Marsili-Libelli S. Nitrogen removal via nitrite in a sequencing batch reactor treating sanitary landfill leachate[J].BioresourceTechnology, 2009,100(2):609-614.

[24]Zeng R J, Lemaire R, Yuan Z G, et al. Simultaneous nitrification, denitrification, and phosphorus removal in a lab-scale sequencing batch reactor[J].BiotechnologyBioengineering, 2003,84(2):170-178.

[25]Vadivelu V M, Keller J, Yuan Z. Free ammonia and free nitrous acid inhibition on the anabolic and catabolic processes of nitrosomonas and nitrobacter[J].WaterScienceandTechnology, 2007,56(7): 89-97.

[26]李晨, 高鋒, 金衛(wèi)紅. 城市生活垃圾滲濾液的ASBR-SBR生物脫氮研究[J]. 環(huán)境科學與技術,2008, 31(5):107-111.

Li Chen, Gao Feng, Jin Weihong. Biological nitrogen removal of municipal landfill leachate by ASBR-SBR system [J].EnvironmentalScience&Technology, 2008,31(5):107-111. (in Chinese)

[27]Shuokr Q A, hamidi A A, Mohd S Y, et al. Landfill leachate treatment using powdered activated carbon augmented sequencing batch reactor (SBR) process: optimization by response surface methodology [J].JournalofHazardousMaterials, 2011,189(1/2):404-413.