范婷婷,靳德成,劉 鵬,王 祥,趙遠超,鄧紹坡,張勝田,劉澤權(quán),萬金忠①

(1.生態(tài)環(huán)境部南京環(huán)境科學(xué)研究所,江蘇 南京 210042;2.國家環(huán)境保護土壤環(huán)境管理與污染控制重點實驗室,江蘇 南京 210042;3.北京建工環(huán)境修復(fù)股份有限公司,北京 100015;4.東南大學(xué)能源與環(huán)境學(xué)院,江蘇 南京 210009)

城市化進程的飛速發(fā)展引起污染場地的大量涌現(xiàn),從而產(chǎn)生巨大的治理修復(fù)壓力。其中,部分有機污染場地具有污染歷史長、污染情況復(fù)雜,尤其是呈現(xiàn)污染組分多、污染濃度高甚至非水相物質(zhì)(non-aqueous phase liquid, NAPL)存在、土壤地下水復(fù)合污染及污染深度大等特點。與此同時,我國場地修復(fù)主要以土地周轉(zhuǎn)、房地產(chǎn)開發(fā)為需求導(dǎo)向,因此,場地修復(fù)偏向于采用熱修復(fù)、化學(xué)修復(fù)等周期短的方式進行治理。

原位熱脫附技術(shù)因其具有修復(fù)效率高、修復(fù)周期短、適用范圍廣且可以達到極低的修復(fù)目標(biāo)、二次污染小以及可同步處理土壤和地下水等優(yōu)點而在國內(nèi)得到推廣[1-3]。然而,能耗高、成本大等缺點則限制了原位熱脫附技術(shù)的廣泛應(yīng)用?！锻寥牢廴撅L(fēng)險管控與修復(fù)技術(shù)手冊》顯示,國外原位熱脫附處理成本約為60～150美元·m-3;而國內(nèi)現(xiàn)有工程統(tǒng)計數(shù)據(jù)顯示其修復(fù)成本高達 1 000～2 500元·m-3[4]。其中,能源消耗是其主要成本來源[5]。韓偉等[6]認為原位熱脫附工程成本較高的原因主要是單一熱脫附技術(shù)能耗很高。與此同時,高耗能、高成本的原位熱脫附技術(shù)并不能滿足我國復(fù)雜有機污染場地開展“減污降碳協(xié)同增效”工作的實際需求。

降低能耗與成本不但能解決原位熱處理技術(shù)廣泛應(yīng)用的關(guān)鍵 “瓶頸”問題,而且對我國資源高效利用和綠色低碳發(fā)展具有重要意義。國外由于能源較為便宜,在原位熱脫附節(jié)能降耗方面的研究很少[7-8]。國內(nèi)學(xué)者在異位熱脫附能量分布、降低能耗等方面研究開展較多。如張磊等[9]通過發(fā)揮熱脫附與機械研磨的聯(lián)合作用,改進異位熱脫附系統(tǒng)以降低能耗,結(jié)果發(fā)現(xiàn)系統(tǒng)改進后天然氣消耗量可減少30%,綜合運行成本減少15%以上。許優(yōu)等[10]通過建立輸入、輸出能量平衡關(guān)系式,對異位熱脫附系統(tǒng)各部分能耗進行熱平衡計算,發(fā)現(xiàn)利用土壤預(yù)干燥裝置將土壤含水量從20%降低到15%,可使直接熱脫附裝置能耗降低20%以上。然而,對于原位熱脫附能耗分析,主要是通過主觀定性判斷,缺乏定量表征。謝炳坤等[5]僅通過不同土層的溫升曲線開展能耗分析,認為表層土壤的熱量損失是導(dǎo)致能耗較高的主要原因。孟憲榮等[11]認為能耗主要用于水分的蒸發(fā)和抽提,因此通過間歇加熱和抽提可以提高能量利用效率,而未對實際的能量消耗情況進行對比分析。

目前,對于原位熱處理能效的定義尚無統(tǒng)一定論。其中,英國環(huán)境署將能效定義為燃料產(chǎn)生的熱能被有效地轉(zhuǎn)移給需要處理的廢棄物[12],未建立能效評價定量方法。美國環(huán)境署將回收單位污染物所需費用定義為成本效益,并發(fā)現(xiàn)污染物濃度越高,原位熱脫附技術(shù)的成本效益就越高[13]。德國土壤、地下水和場地恢復(fù)創(chuàng)新中心以回收單位污染物所消耗的能量作為能耗的計算指標(biāo)[14]。因此,筆者在國外評價方法的基礎(chǔ)上構(gòu)建了原位熱脫附技術(shù)的能效評價方法,并以華北地區(qū)某實際工程案例為基礎(chǔ)開展評價,以探討能效評價方法的適用性,為原位熱處理及其耦合修復(fù)技術(shù)的應(yīng)用決策提供依據(jù)。

1 能效評價方法構(gòu)建

原位熱脫附是通過向地下輸入熱能,加熱土壤及地下水,提高目標(biāo)污染物的蒸氣壓及溶解度,促進污染物揮發(fā)或溶解,并通過土壤氣相抽提或多相抽提實現(xiàn)對目標(biāo)污染物去除的技術(shù)[4]。原位熱處理通過耦合其他修復(fù)技術(shù)可使原位熱處理的污染物濃度降低或加熱目標(biāo)溫度降低,進而大幅降低原位熱處理能耗,提高修復(fù)技術(shù)能效。理論上,采用原位熱脫附技術(shù)時,能量作用受體包括污染物和熱傳導(dǎo)介質(zhì)(土壤或地下水)兩個方面。因此,筆者在國外能耗分析的基礎(chǔ)上,針對兩種能量作用受體分別提出能效評價方法?？紤]到我國污染場地中污染組分復(fù)雜、土壤地下水復(fù)合污染的狀況,采取標(biāo)準(zhǔn)化的污染物量統(tǒng)計方法和分區(qū)塊分層次精細化污染土水體積統(tǒng)計方法分別建立污染物能效評價方法和污染土水體積能效評價方法。

1.1 污染物能效評價方法

污染物能效評價即消耗單位能量可以去除的污染物量,計算公式為

(1)

式(1)中,X1為場地消耗單位能量所去除的污染物量,kg·kJ-1;Z為不同污染物歸一化系數(shù),即以某溫度(目標(biāo)溫度與初始溫度的平均值)條件下水的蒸發(fā)焓作為標(biāo)準(zhǔn),進行歸一化;Mi為第i種污染物(包含土壤和地下水中污染物)質(zhì)量,kg;QT為場地消耗的總能量,kJ。

QT=η×QE。

(2)

式(2)中,η為能量轉(zhuǎn)化效率,%;QE為燃氣燃燒或電在理論上轉(zhuǎn)化的熱能,kJ。

(3)

式(3)中,Mi為第i種污染物(包含土壤和地下水中污染物)質(zhì)量,kg;C1,si為場地土壤中第i種污染物濃度,mg·kg-1;C0,si為場地土壤中第i種污染物修復(fù)目標(biāo),mg·kg-1;C1,wi為場地地下水中第i種污染物濃度,mg·L-1;C0,wi為場地地下水中第i種污染物修復(fù)目標(biāo),mg·L-1;ρ為土壤容重,kg·m-3;V為單位修復(fù)土壤或地下水體積,m3;?為土壤孔隙率;SW為土壤水飽和度。

1.2 污染土水體積能效評價方法

體積能效評價指消耗單位能量可以修復(fù)的污染土壤和地下水體積,計算公式為

(4)

式(4)中,X2為場地消耗單位能量修復(fù)的污染土壤或地下水體積,m3·kJ-1;QT為場地消耗總能量,kJ;VT為場地中污染土壤和地下水體積,m3。

QT=η×QE。

(5)

式(5)中,η為能量利用效率,%;QE為燃氣燃燒或電在理論上轉(zhuǎn)化的熱能,kJ。

VT=∑Ss,i×ds,i×(1-?)+∑Sg,j×dg,j×?×Sw。

(6)

式(6)中,VT為場地需要修復(fù)的土壤和地下水總體積,m3;Ss,i為第i層土壤待修復(fù)面積,m2;ds,i為第i層土壤待修復(fù)厚度,m;Sg,j為第j層地下水待修復(fù)面積,m2;dg,j為第j層地下水待修復(fù)厚度,m;?為土壤孔隙率;Sw為土壤水飽和度。

1.3 熱脫附能量受體的能量消耗

根據(jù)原位熱脫附技術(shù)的作用原理,定量計算兩種能量受體所消耗的能量。污染物去除消耗的能量計算公式為

(7)

式(7)中,Qp為污染物去除所消耗的能量,kJ;C1,si為場地土壤中第i種污染物濃度,mg·kg-1;C0,si為場地土壤中第i種污染物修復(fù)目標(biāo),mg·kg-1;C1,wi為場地地下水中第i種污染物濃度,mg·L-1;C0,wi為場地地下水中第i種污染物修復(fù)目標(biāo),mg·L-1;ρ為土壤容重,kg·m-3;dV為單位修復(fù)土壤或地下水體積,m3;?為土壤孔隙率;SW為土壤水飽和度;HV為第i種污染物在某溫度條件下的蒸發(fā)焓,kJ·kg-1。

目標(biāo)溫度低于水的沸點和目標(biāo)溫度高于水的沸點條件下污染土水加熱消耗的能量(QSG1和QSG2)計算公式分別為

QSG1=V×[ρR×CR×(1-?)+ρW×CW×?×SW]×(Te-Ti),

(8)

QSG2=V×[ρR×CR×(1-?)×(Te-Ti)+ρW×CW×?×SW×(Tb-Ti)+ρW×hW×?×SW]。

(9)

式(8)～(9)中,ρR為土壤密度(不含孔隙率),kg·m-3;CR為土壤比熱容,kJ·kg-1·℃-1;?為土壤孔隙率;ρw為水的密度,kg·m-3;Cw為水的比熱容,kJ·kg-1·℃-1;Sw為水的飽和度;Te為目標(biāo)溫度,℃;Ti為初始溫度,℃;Tb為常溫常壓下水的沸點,℃;hW為常溫常壓下水的蒸發(fā)焓,kJ·kg-1;V為加熱體積,m3。

2 工程概況

2.1 場地土壤污染情況

該場地土壤主要污染物為氯乙烯、順-1,2-二氯乙烯、1,2-二氯乙烷、三氯乙烯、1,1,2-三氯乙烷、四氯乙烯、1,1,2,2-四氯乙烷、六氯丁二烯和氯仿;地下水主要污染物為1,1,1,2-四氯乙烷、1,1,2,2-四氯乙烷、1,1-二氯乙烷、1,3-二氯丙烷、二溴甲烷、氯乙烯、三氯乙烯、順 1,2-二氯乙烯、溴苯和溴甲烷等。

2.2 場地地層條件

按照地層沉積年代、成因類型,將該場地埋深14 m范圍劃分為人工堆積層(Qml)和第四紀(jì)海陸交互相沉積層(Qmc),其中人工堆積層為雜填土和素填土,而第四紀(jì)海陸交互相沉積層則包括黏土、粉土及粉質(zhì)黏土等層次。場地具體水文地質(zhì)情況見圖1。

“2-21”“2-34”“2-14”“3-7”和“2-30”為地勘鉆孔編號。

2.3 工程規(guī)模及運行參數(shù)

該場地原位熱脫附采用的加熱方式為熱傳導(dǎo)加熱。場地內(nèi)主要設(shè)置原位熱脫附修復(fù)區(qū)(以下簡稱熱脫附區(qū)),區(qū)塊5為對照區(qū);其中,中試試驗區(qū)為原位熱脫附耦合化學(xué)氧化修復(fù)區(qū)(以下簡稱耦合區(qū)或試驗區(qū)),平面布局見圖2。其中,熱脫附區(qū)區(qū)塊5土壤和地下水修復(fù)面積均為3 200 m2,修復(fù)深度為14 m。耦合區(qū)土壤和地下水修復(fù)面積均為177 m2,修復(fù)深度為14.5 m。場地土壤容重為1.7 g·cm-3,孔隙率為0.33。耦合區(qū)采用原位熱脫附耦合化學(xué)氧化技術(shù),目標(biāo)溫度為60 ℃,修復(fù)時間為122 d。熱脫附區(qū)僅采用原位熱脫附技術(shù),目標(biāo)溫度為100 ℃,修復(fù)時間為150 d。

TCH-1至TCH-5表示1～5號熱脫附加熱區(qū)。

2.4 相關(guān)參數(shù)的計算

通過美國國家標(biāo)準(zhǔn)與技術(shù)研究院(National Institute of Standards and Technology, NIST)數(shù)據(jù)庫[15]查詢各污染物的熱物理性質(zhì)常數(shù)(表1)。耦合區(qū)和熱脫附區(qū)土壤和地下水污染情況見表2～6。耦合區(qū)和熱脫附區(qū)能量消耗見表7。

表1 污染物的熱物理性質(zhì)

表2 耦合區(qū)土壤污染情況

表3 耦合區(qū)地下水污染情況

表4 熱脫附區(qū)中區(qū)塊2土壤污染情況

表5 熱脫附區(qū)中區(qū)塊5土壤污染情況

表6 熱脫附區(qū)區(qū)塊5地下水污染情況

表7 熱脫附對照區(qū)和耦合區(qū)能量消耗

3 結(jié)果與討論

3.1 污染物能效評價結(jié)果

根據(jù)式(3),結(jié)合場地中污染物空間分布情況,對該場地?zé)崦摳綄φ諈^(qū)和耦合區(qū)中土壤和地下水污染物總量進行測算,結(jié)果見表8。熱脫附對照區(qū)土壤和地下水污染物總量分別為228 755和633 kg,污染物總量為229 388 kg;經(jīng)蒸發(fā)焓歸一化后土壤和地下水污染物總量分別為24 121和75.5 kg,污染物總量為24 196.5 kg。耦合區(qū)土壤和地下水污染物總量分別為515.37和93.82 kg,污染物總量為609.19 kg;經(jīng)過蒸發(fā)焓歸一化后土壤和地下水污染物總量分別為55.87和10.05 kg,污染物總量為65.92 kg。經(jīng)過歸一化后,污染物總量降低,主要是因為水的蒸發(fā)焓高于其他污染物。但由于熱脫附對照區(qū)和耦合區(qū)規(guī)模不同,為方便對比兩個區(qū)域土壤和地下水的污染程度,以單位土體(含地下水)中污染物量表示污染程度。因此,熱脫附對照區(qū)污染程度為5.21 kg·m-3,而耦合區(qū)為0.24 kg·m-3。由此說明,熱脫附對照區(qū)土壤和地下水污染程度高于耦合區(qū)土壤和地下水污染程度,熱脫附對照區(qū)污染程度約為耦合區(qū)的21倍。該結(jié)果也驗證了原位熱脫附在污染程度高的場地具有較高的能量使用效率[16]。

表8 熱脫附對照區(qū)和耦合區(qū)污染物能效評價結(jié)果

根據(jù)式(1),分別計算熱脫附對照區(qū)和耦合區(qū)污染物能效,結(jié)果見表8。其中,熱脫附對照區(qū)污染物能效為8.81×10-7kg·kJ-1,而耦合區(qū)污染物能效為2.08×10-7kg·kJ-1,熱脫附對照區(qū)能效高于耦合區(qū)。

3.2 污染土水體積能效評價結(jié)果

考慮到熱脫附技術(shù)的作用原理是通過對土壤和地下水加熱從而促進污染物的解吸脫附等,筆者提出另一種能效評價指標(biāo)——體積能效評價,即消耗單位能量可以修復(fù)污染土壤或地下水的體積。根據(jù)式(6),結(jié)合場地中污染物空間分布情況,對該場地?zé)崦摳綄φ諈^(qū)和耦合區(qū)土壤和地下水體積進行測算,結(jié)果見表9。熱脫附對照區(qū)土壤和地下水污染體積分別為22 756和6 336 m3;耦合區(qū)土壤和地下水污染體積分別為1 720和789 m3。

表9 熱脫附對照區(qū)和耦合區(qū)體積能效評價結(jié)果

根據(jù)式(4)計算熱脫附對照區(qū)和耦合區(qū)體積能效,結(jié)果見表9。其中,熱脫附對照區(qū)體積能效為1.06×10-6m3·kJ-1,而耦合區(qū)體積能效為7.91×10-6m3·kJ-1,耦合區(qū)能效高于熱脫附對照區(qū)。

3.3 適用性分析

根據(jù)原位熱脫附技術(shù)的能量作用原理,分別計算熱脫附對照區(qū)和耦合區(qū)污染物和熱傳導(dǎo)介質(zhì)在原位熱脫附作用下的能量消耗,結(jié)果見表10。對于熱脫附對照區(qū),原位熱脫附作用于污染物的能量占總能量消耗的17.57%,而土水加熱所消耗的能量占比則為61.80%。對于耦合區(qū),原位熱脫附作用于污染物的能量僅占總能量消耗的2.11%,而土水加熱所消耗的能量占比則為74.43%。前文分析表明,熱脫附對照區(qū)污染程度約為耦合區(qū)的21倍。由此說明原位熱脫附技術(shù)的能量消耗受污染物含量的影響并不顯著,而受污染土水體積的影響更顯著。

表10 熱脫附對照區(qū)和耦合區(qū)能量受體的能耗

此外,例如耦合區(qū)地下水中三氯甲烷和三氯乙烯平均質(zhì)量濃度分別為151.45和32.29 mg·L-1,而熱脫附對照區(qū)地下水中三氯甲烷和三氯乙烯平均質(zhì)量濃度分別為29.31和52.02 mg·L-1,均遠高于其在水中的溶解度,說明該地塊中可能存在重非水相物質(zhì)(DNAPL),因此,基于污染物的能效評價方法會低估污染物總量,從而低估熱脫附技術(shù)的能效結(jié)果。

因此,綜合考慮原位熱脫附技術(shù)的能耗分析和污染物含量計算的不確定性,該研究認為對于原位熱脫附技術(shù)采用基于體積能效的評價方法更有意義。

4 結(jié)論

針對原位熱脫附技術(shù)(或以原位熱脫附技術(shù)為主的耦合技術(shù)),建立了基于污染物和污染土水體積的能效評價方法;考慮到原位熱脫附技術(shù)能量受體的能耗分析結(jié)果和污染物量計算的不確定性,原位熱脫附技術(shù)采用體積能效評價方法更有意義;熱脫附對照區(qū)體積能效為1.06×10-6m3·kJ-1,耦合區(qū)體積能效為7.91×10-6m3·kJ-1,耦合化學(xué)氧化技術(shù)后能效提升約6.5倍。