劉漢軍 陳強 陳立榮 陳雷 蔣學彬 張敏 鄧良基

1.中國石油集團川慶鉆探工程有限公司安全環(huán)保質(zhì)量監(jiān)督檢測研究院 2.四川農(nóng)業(yè)大學資源學院

水基鉆井固廢(以下簡稱水基固廢)是油氣勘探水基鉆井過程的必然產(chǎn)物。目前，中國石油西南油氣田所在的川渝地區(qū)鉆井井深平均達4 500 m左右，最深已達7 000 m，一般固廢產(chǎn)量為0.35～0.40 m3/m，單井固廢產(chǎn)生量大。早期水基固廢處理方式為固化填埋，但該法是通過加固化劑將固廢封存，不能根本消除環(huán)境風險[1-4]。隨著鉆井清潔生產(chǎn)及生態(tài)文明建設(shè)的不斷推廣，水基固廢處置已由無害化向資源化利用方向發(fā)展。目前，水基固廢資源化處置利用方式主要有4種，即:制備燒結(jié)磚/免燒磚[5-6]、制備水泥[7]、制備井場路基材料[8]、土地利用[9-11]，其中以制備燒結(jié)磚和土地利用兩種方式研究較多。水基固廢土地利用是以水基固廢為基質(zhì)，添加自然土和外源菌促進污染物降解，隨后可應用于完井井場復墾[12]。

川渝地區(qū)頁巖氣和常規(guī)氣井鉆井的不同井段通常采用不同的鉆井液體系鉆井，不同鉆井液體系的添加物和性質(zhì)不同，其對應產(chǎn)生的固廢特性也存在很大差異。因此，針對不同鉆井液體系固廢進行土地利用時應明確其特性和土地利用可行性。目前，僅張思蘭等[13]研究分析了西南某頁巖氣田聚合物鉆井固廢的特性，確定水基固廢土地利用的可行性及關(guān)鍵問題，但缺乏川渝地區(qū)頁巖氣和常規(guī)氣田聚合物和磺化體系水基固廢的特性和土地利用可行性研究。另外，目前鉆井固廢資源化利用方式的選擇仍是基于傳統(tǒng)的經(jīng)濟學價值觀的角度，即資源化產(chǎn)品的市場經(jīng)濟價值[14]。制備燒結(jié)磚利用方式因無需鉆井固廢無害化處理即可交由磚廠資源化處置利用，且資源化產(chǎn)品具備直接經(jīng)濟效益，因此得到一定程度的應用。而土地化利用方式需要消耗一定量的人力、物力來對鉆井固廢進行無害化處理，且資源化后的產(chǎn)品(土壤)不具備銷售性，因此難以彌補成本，推廣應用受到限制。但在目前循環(huán)經(jīng)濟及可持續(xù)發(fā)展的戰(zhàn)略前提下，企業(yè)應站在生態(tài)環(huán)境和社會經(jīng)濟協(xié)調(diào)發(fā)展的可持續(xù)視野下，綜合考慮社會、經(jīng)濟、生態(tài)等因素來評價水基固廢資源化的價值[15-17]。

本文以西南地區(qū)1個頁巖氣平臺和2個常規(guī)氣鉆井單井為例，采集不同井段的聚合物和磺化鉆井液體系鉆井固廢，基于礦物組成、結(jié)構(gòu)體系、理化性質(zhì)及污染特性的深入分析，確定水基固廢土地利用的可行性。同時，基于生態(tài)經(jīng)濟學能值價值理論，將水基固廢土地利用和制備燒結(jié)磚兩種資源化方式視為獨立的生態(tài)經(jīng)濟系統(tǒng)，綜合考慮社會、經(jīng)濟、生態(tài)等因素，通過資源化產(chǎn)品的價值實證對比分析，對水基固廢土地利用是否具有價值進行系統(tǒng)、定量的衡量。

1 材料與方法

1.1 供試材料

2019 年2月-2019 年8月期間，分別在西南地區(qū)的3個鉆井作業(yè)現(xiàn)場采集不同井段鉆井固廢樣品。采集點位于螺旋傳輸口，采集的樣品自然風干后磨碎過2 mm篩備用。具體的樣品信息見表1。聚合物鉆井液體系配方組成為：膨潤土、聚丙烯酸鉀、氫氧化鉀或氫氧化鈉、低黏聚陰離子纖維素、黃原膠、重晶石粉等?；腔@井液體系配方組成為：氫氧化鈉、聚丙烯酸鉀、低黏聚陰離子纖維素、RSTF、磺化酚醛樹脂、FK-10、SP-80、氧化鈣、氯化鉀、重晶石粉等。

表1 樣品信息鉆井現(xiàn)場類型鉆井液體系采樣深度/m編號現(xiàn)場1常規(guī)氣聚合物1017TD-1聚合物2664TD-2磺化3567TD-3磺化5097TD-4現(xiàn)場2常規(guī)氣聚合物1087GS-1聚合物2661GS-2磺化3627GS-3磺化5232GS-4現(xiàn)場3頁巖氣聚合物863W-1聚合物1750W-2磺化2478W-3

1.2 試驗方法

1.2.1礦物組成

采用AXIOSmAX波長型X熒光光譜分析儀(XRF，帕納科公司)分析水基固廢的元素組成，工作電壓為50 kV，工作電流為50 mA。

1.2.2結(jié)構(gòu)及理化性質(zhì)分析

采用比重計法測定樣品的砂粒、粉粒、黏粒機械組成[18]。同時，參考土壤農(nóng)業(yè)化學分析方法測定水基鉆井固廢的 pH值、電導率、全氮、速效鉀、有效磷、有機質(zhì)等理化性質(zhì)[19]。

1.2.3污染特性

采用原子吸收分光光度法和原子熒光光譜法測定水基固廢的Cd、Hg、As、Pb、Cr、Cu 等重金屬含量[20]；采用紅外分光光度法測定石油烴含量[21]；采用氣相色譜-氣質(zhì)聯(lián)用儀測定苯并(α)芘(BaP)含量[22]，重鉻酸鉀法測定COD值。

1.2.4生態(tài)經(jīng)濟系統(tǒng)能值分析

能值價值理論的基本方法——能值分析，通常借助于能值系統(tǒng)圖和能值指標體系來評價人類社會-經(jīng)濟-生態(tài)復合系統(tǒng)運行的生態(tài)經(jīng)濟效率與發(fā)展的水平，進而分析生態(tài)經(jīng)濟系統(tǒng)的價值大小和可持續(xù)程度。本文針對水基固廢土地利用和制備燒結(jié)磚2種資源化利用方式，運用能值分析方法進行比較，具體的系統(tǒng)能值分析如圖1所示。同時，參照袁芳等方法[23]，按照表2構(gòu)建評價指標體系。

表2 能值指標公式計算能值指標計算公式能值投資率(EIR)ERI=F①/(N②+R③)可更新比率(ΦR)ΦR=R/U④能值產(chǎn)出率(EYR)EYR=Y⑤/F環(huán)境負載率(ELR)ELR=(F+N)/R能值持續(xù)性指數(shù)(ESI)ESI=EYR/ELR 注:①F為系統(tǒng)經(jīng)濟能值;②N為不可更新資源能值;③R為可更新資源能值;④U為投入總能值;⑤Y為系統(tǒng)產(chǎn)出能值。

2 結(jié)果與討論

2.1 不同鉆井液體系水基固廢元素組成

元素組成分析結(jié)果顯示(見表3)，所有樣品中均含有 O、Ba、Ca、Sr、Si、Fe、K、Al、Mg、Na、S等元素。其中，O、Si、Ca、Al、Ba、Fe、K、Mg、S占比較高，但在不同鉆井液體系及深度的固廢中，這9種元素的占比存在差異，如隨鉆井深度的增加，O、Si、Al、Fe、Mg的占比波動變化較大；不同鉆井液體系固廢的K和Ca占比變化較大，磺化體系固廢的K占比高于聚合物體系固廢，主要原因是為提高深井鉆井時的防卡效果，深井鉆探時用的磺化體系鉆井液通常加入了3%(w)～5%(w)的KCl。與成熟自然土的元素質(zhì)量分數(shù)進行對比可知[20]，水基固廢中的O、Si、Fe、Na占比分別比土壤中的占比低10.66%～27.58%、25.45%～45.33%、13.27%～63.75%和12.17%～92.28%；Ca、Al、Mg、K、S等占比分別比土壤中的高508%～1 267%、33%～92%、26%～1 156%、20%～129%和1 382%～2 947%；Ba在土壤中未含有，鉆井固廢中的占比為4.07%～4.87%。主要原因為：一是鉆井液中通常加入重晶石粉，以提高鉆井液比重，重晶石粉主要成分為BaSO4；二是鉆屑礦物在地層中未得到風化，且鉆井液體系的添加劑帶入K、Ba、Al、Mg和S等元素。這與王朝強[5]和張思蘭[13]的研究結(jié)果一致。

表3 不同鉆井液體系及深度水基固廢XFF測試結(jié)果樣品元素質(zhì)量分數(shù)/%OSiCaAlBaFeKNaSrMgPSTiMnZnClFTD-138.8818.0413.6411.034.472.560.550.340.037.440.361.520.330.070.030.510.18TD-235.7320.3118.7310.784.232.870.990.420.023.410.341.260.170.030.040.480.19TD-336.9919.5912.3311.324.392.812.130.370.036.810.441.540.260.090.030.610.23TD-437.3818.2312.2011.214.872.942.070.390.047.540.211.670.210.050.040.630.21GS-139.3022.079.6312.964.514.781.630.690.090.760.052.520.360.050.020.440.15GS-240.2223.649.7411.054.473.231.741.120.180.910.032.590.360.040.030.500.14GS-341.3421.1510.0510.664.633.033.121.380.190.870.052.480.350.040.030.460.17GS-443.7720.7510.0310.304.472.892.880.810.130.960.051.910.360.030.020.480.14W-138.8121.9712.6412.464.271.381.500.140.031.590.042.020.330.070.020.460.12W-241.3124.608.3413.724.131.510.990.120.021.480.042.060.370.030.030.280.15W-335.4919.5918.469.484.073.302.330.170.032.940.622.040.260.090.030.610.13土壤49.0033.001.377.13ND3.801.361.57ND0.600.080.090.400.090.01NDND

表4 粒徑分布情況質(zhì)量分數(shù)/%粒徑樣品國際制土壤質(zhì)地分級標準TD-1TD-2TD-3TD-4GS-1GS-2GS-3GS-4W-1W-2W-3砂質(zhì)壤土壤質(zhì)黏土0.020～2.000(砂粒)64.7662.0554.4546.2329.2429.0423.4520.5665.3252.2147.5455～8510～550.002～0.020(粉粒)18.7214.4316.7222.1860.8554.8548.8746.8628.6531.9025.760～450～45<0.002(黏粒)16.5223.5228.8331.599.9116.1127.6832.586.0315.8426.700～1525～45 注:粒徑單位為mm。

2.2 不同鉆井液體系水基固廢粒徑分布

粒徑分布測定結(jié)果顯示(見表4)，現(xiàn)場1的固廢砂粒質(zhì)量分數(shù)為54.45%～64.76%，粉粒質(zhì)量分數(shù)為14.43%～18.72%，黏粒質(zhì)量分數(shù)為16.52%～28.83%，含有少量石礫；現(xiàn)場2的固廢砂粒質(zhì)量分數(shù)為20.56%～29.24%，粉粒質(zhì)量分數(shù)為46.86%～60.85%，黏粒質(zhì)量分數(shù)為9.91%～32.58%，含有少量石礫；現(xiàn)場3的固廢砂粒質(zhì)量分數(shù)為47.54%～65.32%，粉粒質(zhì)量分數(shù)為25.76%～31.90%，黏粒質(zhì)量分數(shù)為6.03%～26.70%，石礫含量較高。3個地區(qū)的樣品均表現(xiàn)出隨井深的增加和鉆井液體系由聚合物體系變?yōu)榛腔w系，砂粒質(zhì)量分數(shù)降低，粉粒和黏粒質(zhì)量分數(shù)增加的趨勢。主要原因是聚合物體系使用鉆井深度低于磺化體系，而隨鉆井深度的增加，鉆頭尺寸會減小，因而產(chǎn)生的鉆屑粒徑減小。根據(jù)國際制土壤質(zhì)地分級標準[24]，TD-1、TD-2、GS-1、GS-2、W-1和W-2質(zhì)地靠近砂質(zhì)壤土，TD-3、TD-4、GS-3、GS-4和W-3質(zhì)地靠近壤質(zhì)黏土。

2.3 不同鉆井液體系水基固廢理化性質(zhì)分析

理化性質(zhì)是表征土壤肥力的基本指標，水基固廢土地利用途徑為綠化種植和復墾，目前僅CJ/T 340-2016《綠化種植土壤》規(guī)定了土壤理化性質(zhì)指標，因此參考CJ/T 340-2016的標準限定值對水基固廢理化性質(zhì)進行分析[25]。

由表5可知，不同鉆井液體系及井深的水基固廢pH值為8.3～9.1，鹽離子質(zhì)量分數(shù)為10.03～17.53 g/kg，速效鉀質(zhì)量分數(shù)為1.76 ～4.02 g/kg，堿解氮質(zhì)量分數(shù)為0.39～1.10 g/kg，有效磷質(zhì)量分數(shù)為0.02～0.11 g/kg，有機質(zhì)質(zhì)量分數(shù)為17.55～37.07 g/kg。與CJ/T 340-2016相比，水基固廢的pH值偏高，鹽離子含量高出7～12倍，主要原因是地層巖屑本身風化程度低，原生礦物中元素豐富；其次是水基固廢中混合了聚丙烯酰胺鉀鹽、羧甲基纖維素鈉鹽、磺酸鹽、NaOH、KCl、CaCl2等鉆井液添加劑，增加了鹽離子含量。養(yǎng)分指標方面，水基固廢的堿解氮質(zhì)量分數(shù)、有效磷質(zhì)量分數(shù)和有機質(zhì)質(zhì)量分數(shù)等指標均滿足CJ/T340-2016 要求，且速效鉀質(zhì)量分數(shù)高出6～13倍，表明水基固廢養(yǎng)分基礎(chǔ)良好，且鉀素含量豐富，非常適合綠化植物生長。

表5 理化性質(zhì)分析結(jié)果樣品pH值理化指標,質(zhì)量分數(shù)/(g·kg-1)鹽離子速效鉀堿解氮有效磷有機質(zhì)TD-18.810.563.941.030.07226.60TD-28.710.681.850.390.01927.07TD-39.117.243.450.750.02525.64TD-49.117.254.020.820.03426.41GS-18.310.161.820.890.06717.55GS-28.310.211.760.530.02321.38GS-39.117.533.210.620.02521.65GS-49.117.473.450.580.02121.31W-18.510.072.131.100.10733.45W-28.810.032.140.530.03837.07W-38.916.283.520.840.03535.26CJ/T340-2016標準值5.5～8.3≤1.50.06～0.300.04～0.200.005～0.06012～80

2.4 不同鉆井液體系水基固廢污染特性分析

環(huán)境安全評估是實施水基固廢土地利用的有力保障，根據(jù)現(xiàn)有土壤質(zhì)量標準規(guī)定的指標及頁巖氣開發(fā)特征污染物，選取浸出液COD值、重金屬含量、石油烴含量、BaP 含量等指標進行分析，采用單因子指數(shù)法對污染特性進行評價。水基固廢土地利用途徑為綠化種植和復墾，浸出液COD值參考GB 3838-2002《地表水環(huán)境質(zhì)量標準》的V級(農(nóng)業(yè)用水區(qū)及一般景觀要求水域)標準[26]，重金屬含量參考GB 15618-2018《土壤環(huán)境質(zhì)量 農(nóng)用地土壤污染風險管控標準》中旱地標準[27]。GB 15618-2018未包括的石油烴和BaP 含量應符合HJ 350—2007《展覽會用地土壤環(huán)境質(zhì)量評價標準限值》[28]，結(jié)果見表6。

由表6可知，在水基固廢重金屬方面，僅W-1樣品Cr的SPI為1.11，超出標準0.11倍，其余樣品Cr低于相關(guān)標準，原因可能是W-1所在地層的Cr相對較高；其余7種重金屬指標的SPI均不高于1.0，含量低于相關(guān)標準，表明水基固廢在重金屬含量上不存在安全風險。有機污染物方面，除W-1樣品外，其余水基固廢的石油烴含量超出HJ 350-2007標準0.04～2.59倍，BaP未檢出；浸出液COD值超出GB 3838-2002的V級標準3.83～114.33倍，存在環(huán)境風險，因此在土地利用過程中須加強控制。

表6 污染特性分析結(jié)果污染指標TD-1TD-2TD-3TD-4GS-1GS-2檢測值SPI檢測值SPI檢測值SPI檢測值SPI檢測值SPI檢測值SPIHg0.070.020.070.020.090.030.070.020.100.030.120.04As14.70.591.250.056.850.272.670.117.790.316.350.25Pb28.30.175.400.0318.600.1120.50.125.20.036.500.04Cd0.530.890.510.840.520.870.560.940.560.940.560.94Cr96.600.3995.200.3897.300.3989.700.3668.800.2872.400.29Cu26.400.2614.100.1434.500.3528.900.2911.900.1215.400.15Zn118.000.3974.900.2598.500.33126.300.42101.000.34124.800.42Ni48.200.2541.600.2242.600.2248.200.2530.800.1632.600.17COD值398.369.945881.8522.0553577.9289.4453956.4398.900153.243.833380.369.500石油烴1460.251.461600.431.603590.213.593245.233.251205.121.211545.891.55苯并芘NDNDNDNDNDND污染指標GS-3GS-4W-1W-2W-3檢測值SPI檢測值SPI檢測值SPI檢測值SPI檢測值SPIGB15618-2018標準值Hg0.100.030.120.040.310.090.370.110.350.10≤3.4As8.240.334.120.1613.80.555.920.248.970.36≤25Pb3.500.025.400.038.700.051150.6821.800.13≤170Cd0.560.940.310.520.530.890.110.180.140.23≤0.6Cr69.500.2876.800.31278.001.1189.600.36183.700.73≤250Cu16.200.1611.300.1197.200.9742.300.4256.200.56≤100Zn115.600.39165.100.55170.000.57115.400.38134.900.45≤300Ni33.400.1831.200.1682.400.4320.600.1165.200.34≤190COD值3792.7694.8334572.87114.333262.366.555354.348.8552672.2966.80≤40石油烴1435.921.442014.242.01943.350.941034.891.041632.121.63≤1000苯并芘NDNDNDNDND≤0.3 注:Hg、As、Pb、Cd、Cr、Cu、Zn、Ni、石油烴和苯并芘的檢測值單位為mg/kg,COD值單位為mg/L,ND為未檢出。

2.5 不同鉆井液體系水基固廢土地利用的可行性分析

通過對不同鉆井液體系水基固廢的元素組成、結(jié)構(gòu)體系和理化性質(zhì)分析，確定聚合物和磺化體系水基固廢的元素組成均與自然土的相近，K、S和Ca等元素含量高于自然土的；結(jié)構(gòu)體系方面，聚合物體系水基固廢主要呈砂性，屬于砂質(zhì)壤土范疇，而磺化體系固廢屬于壤質(zhì)黏土范疇，兩者均可提供植物生長所需的物理結(jié)構(gòu)；理化性質(zhì)方面，兩種體系的水基固廢的養(yǎng)分指標均滿足 CJ/T 340-2016 要求，且速效鉀質(zhì)量比高出6～13倍，表明水基固廢養(yǎng)分基礎(chǔ)良好，可為植物生長提供所需的養(yǎng)分。雖然水基固廢污染特性中COD值和石油烴含量超標，但其均可在土地利用過程中通過生物降解去除[29]。因此，聚合物和磺化體系水基固廢的資源化土地利用是可行的。但在水基固廢資源化土地利用過程中須改良其結(jié)構(gòu)性，同時做好污染物的累積擴散防控等措施。

2.6 水基固廢土地利用的價值分析

運用能值分析方法，將土地利用和制備燒結(jié)磚兩種資源化方式的處置過程分別視為一個生態(tài)經(jīng)濟系統(tǒng)，收集兩個系統(tǒng)運行過程中廢物、自然資源、購買性資源和產(chǎn)出物數(shù)據(jù)，并轉(zhuǎn)換為具有相同單位的太陽能，結(jié)果見表7。

表7 水基固廢資源化方式的能值分析[32-34]

表7中土地利用原始數(shù)據(jù)一部分取自實驗室資料[29]，另一部分來自川渝地區(qū)生物處理土地利用現(xiàn)場應用調(diào)研；燒結(jié)磚原始數(shù)據(jù)主要來自川渝地區(qū)3個燒結(jié)磚廠調(diào)研數(shù)據(jù)評價值。依據(jù)郭媛等[30]和Chen等[31]的研究方法進行太陽能和降雨能的估算。

運用表2中的公式[32]，對表7中的數(shù)據(jù)進行處理，可以得出土地利用和制備燒結(jié)磚兩種方式的能值指標(見表8)。通過對比分析可以發(fā)現(xiàn)，在能值投資率方面，土地利用方式高出制備燒結(jié)磚方式3.45倍，但其社會經(jīng)濟輸入量比制備燒結(jié)磚方式低93.27%，環(huán)境能值投入比制備燒結(jié)磚方式低98.05%，可更新比率比制備燒結(jié)磚方式高出31倍，表明制備燒結(jié)磚對于社會和環(huán)境資源，特別是不可更新資源的依賴性遠高于土地利用方式。在系統(tǒng)的生產(chǎn)效率方面，雖然制備免燒磚的產(chǎn)出能值是土地利用的8倍，但其生產(chǎn)過程所需購買性資源量大，生產(chǎn)效率僅為土地利用方式的85.25%，因此其生產(chǎn)效率遠低于土地利用方式。在環(huán)境負載率方面，一般情況下，環(huán)境負載率小于 2，表示系統(tǒng)生產(chǎn)具有較小的環(huán)境壓力[32]。本文中的制備燒結(jié)磚方式的環(huán)境負載率為59.39遠大于2，而土地利用方式的僅為0.62，遠小于2，表明制備燒結(jié)磚方式對周圍環(huán)境產(chǎn)生較大的負面影響，而土地利用方式對環(huán)境影響較小。對兩個系統(tǒng)的發(fā)展?jié)摿涂沙掷m(xù)發(fā)展率的進一步分析得到，土地利用的可持續(xù)發(fā)展指數(shù)為4.26，介于1～10之間[33]，系統(tǒng)活力較高，對外界市場資源具有一定依賴而對自身資源循環(huán)利用的依賴程度較大，因而具有較大發(fā)展?jié)摿?；而制備燒結(jié)磚僅為0.2，遠小于1[34]，系統(tǒng)高度依賴外界市場的資源輸入，可持續(xù)發(fā)展?jié)摿^差，因此土地利用方式具有更大的發(fā)展?jié)摿Α?/p>

表8 能值評價指標能值指標資源化方法土地利用制備燒結(jié)磚能值投資率(EIR)0.620.18能值產(chǎn)出率(EYR)2.641.42環(huán)境負載率(ELR)0.6259.39能值持續(xù)指數(shù)(ESI)4.260.02可更新比率(ΦR)0.620.02

目前，水基固廢土地利用技術(shù)在川渝已先后應用于15口井，處理利用固廢近1×104m3，土地利用后形成土壤的腐蝕性、急性毒性、浸出毒性、易燃性、反應性符合相關(guān)標準要求，部分井已用于井場復墾和作物栽培。但該技術(shù)存在使用較大量的新鮮土和處理周期長等問題，因此還存在一定的限制，后續(xù)應在減少新鮮土用量和縮短處理周期方面進行攻克和完善。

3 結(jié)論

(1)聚合物和磺化體系水基固廢含有豐富的礦物質(zhì)元素，磺化體系固廢K占比高于聚合物體系固廢；兩種體系固廢養(yǎng)分指標滿足CJ/T 340—2016要求；聚合物體系固廢質(zhì)地靠近砂質(zhì)壤土，而磺化體系固廢屬于壤質(zhì)黏土范疇；兩種體系固廢浸出液COD值和石油烴含量超標。

(2)聚合物和磺化體系水基固廢元素組成均與自然土相近，養(yǎng)分含量豐盛，結(jié)構(gòu)上屬于砂質(zhì)壤土或壤質(zhì)黏土，因此可為植物生長提供所需物理結(jié)構(gòu)和豐富的礦物元素及養(yǎng)分，非常適合綠化植物生長，資源化進土地利用可行。但在土地利用過程中須改良水基固廢結(jié)構(gòu)性，同時還須降解去除固廢中的有機污染物，做好污染物的累積擴散防控等措施。

(3)將水基固廢視為對系統(tǒng)的可更新資源的投入，可以全面衡量鉆井固廢資源化對系統(tǒng)的社會、經(jīng)濟和環(huán)境價值貢獻。以生態(tài)經(jīng)濟學能值價值理論為基礎(chǔ)，從社會、經(jīng)濟、環(huán)境的生態(tài)經(jīng)濟綜合角度考慮價值貢獻。確定水基固廢土地化利用方式的資源化價值較好，待該技術(shù)進一步完善后，在鉆井場地允許的條件下可作為水基固廢資源化利用方式進行應用。