原位热脱附能效评价方法构建及应用研究

范婷婷,靳德成,刘 鹏,王 祥,赵远超,邓绍坡,张胜田,刘泽权,万金忠①

(1.生态环境部南京环境科学研究所,江苏 南京 210042;2.国家环境保护土壤环境管理与污染控制重点实验室,江苏 南京 210042;3.北京建工环境修复股份有限公司,北京 100015;4.东南大学能源与环境学院,江苏 南京 210009)

城市化进程的飞速发展引起污染场地的大量涌现,从而产生巨大的治理修复压力。其中,部分有机污染场地具有污染历史长、污染情况复杂,尤其是呈现污染组分多、污染浓度高甚至非水相物质(non-aqueous phase liquid, NAPL)存在、土壤地下水复合污染及污染深度大等特点。与此同时,我国场地修复主要以土地周转、房地产开发为需求导向,因此,场地修复偏向于采用热修复、化学修复等周期短的方式进行治理。

原位热脱附技术因其具有修复效率高、修复周期短、适用范围广且可以达到极低的修复目标、二次污染小以及可同步处理土壤和地下水等优点而在国内得到推广[1-3]。然而,能耗高、成本大等缺点则限制了原位热脱附技术的广泛应用。《土壤污染风险管控与修复技术手册》显示,国外原位热脱附处理成本约为60～150美元·m-3;而国内现有工程统计数据显示其修复成本高达 1 000～2 500元·m-3[4]。其中,能源消耗是其主要成本来源[5]。韩伟等[6]认为原位热脱附工程成本较高的原因主要是单一热脱附技术能耗很高。与此同时,高耗能、高成本的原位热脱附技术并不能满足我国复杂有机污染场地开展“减污降碳协同增效”工作的实际需求。

降低能耗与成本不但能解决原位热处理技术广泛应用的关键 “瓶颈”问题,而且对我国资源高效利用和绿色低碳发展具有重要意义。国外由于能源较为便宜,在原位热脱附节能降耗方面的研究很少[7-8]。国内学者在异位热脱附能量分布、降低能耗等方面研究开展较多。如张磊等[9]通过发挥热脱附与机械研磨的联合作用,改进异位热脱附系统以降低能耗,结果发现系统改进后天然气消耗量可减少30%,综合运行成本减少15%以上。许优等[10]通过建立输入、输出能量平衡关系式,对异位热脱附系统各部分能耗进行热平衡计算,发现利用土壤预干燥装置将土壤含水量从20%降低到15%,可使直接热脱附装置能耗降低20%以上。然而,对于原位热脱附能耗分析,主要是通过主观定性判断,缺乏定量表征。谢炳坤等[5]仅通过不同土层的温升曲线开展能耗分析,认为表层土壤的热量损失是导致能耗较高的主要原因。孟宪荣等[11]认为能耗主要用于水分的蒸发和抽提,因此通过间歇加热和抽提可以提高能量利用效率,而未对实际的能量消耗情况进行对比分析。

目前,对于原位热处理能效的定义尚无统一定论。其中,英国环境署将能效定义为燃料产生的热能被有效地转移给需要处理的废弃物[12],未建立能效评价定量方法。美国环境署将回收单位污染物所需费用定义为成本效益,并发现污染物浓度越高,原位热脱附技术的成本效益就越高[13]。德国土壤、地下水和场地恢复创新中心以回收单位污染物所消耗的能量作为能耗的计算指标[14]。因此,笔者在国外评价方法的基础上构建了原位热脱附技术的能效评价方法,并以华北地区某实际工程案例为基础开展评价,以探讨能效评价方法的适用性,为原位热处理及其耦合修复技术的应用决策提供依据。

1 能效评价方法构建

原位热脱附是通过向地下输入热能,加热土壤及地下水,提高目标污染物的蒸气压及溶解度,促进污染物挥发或溶解,并通过土壤气相抽提或多相抽提实现对目标污染物去除的技术[4]。原位热处理通过耦合其他修复技术可使原位热处理的污染物浓度降低或加热目标温度降低,进而大幅降低原位热处理能耗,提高修复技术能效。理论上,采用原位热脱附技术时,能量作用受体包括污染物和热传导介质(土壤或地下水)两个方面。因此,笔者在国外能耗分析的基础上,针对两种能量作用受体分别提出能效评价方法。考虑到我国污染场地中污染组分复杂、土壤地下水复合污染的状况,采取标准化的污染物量统计方法和分区块分层次精细化污染土水体积统计方法分别建立污染物能效评价方法和污染土水体积能效评价方法。

1.1 污染物能效评价方法

污染物能效评价即消耗单位能量可以去除的污染物量,计算公式为

(1)

式(1)中,X1为场地消耗单位能量所去除的污染物量,kg·kJ-1;Z为不同污染物归一化系数,即以某温度(目标温度与初始温度的平均值)条件下水的蒸发焓作为标准,进行归一化;Mi为第i种污染物(包含土壤和地下水中污染物)质量,kg;QT为场地消耗的总能量,kJ。

QT=η×QE。

(2)

式(2)中,η为能量转化效率,%;QE为燃气燃烧或电在理论上转化的热能,kJ。

(3)

式(3)中,Mi为第i种污染物(包含土壤和地下水中污染物)质量,kg;C1,si为场地土壤中第i种污染物浓度,mg·kg-1;C0,si为场地土壤中第i种污染物修复目标,mg·kg-1;C1,wi为场地地下水中第i种污染物浓度,mg·L-1;C0,wi为场地地下水中第i种污染物修复目标,mg·L-1;ρ为土壤容重,kg·m-3;V为单位修复土壤或地下水体积,m3;Ø为土壤孔隙率;SW为土壤水饱和度。

1.2 污染土水体积能效评价方法

体积能效评价指消耗单位能量可以修复的污染土壤和地下水体积,计算公式为

(4)

式(4)中,X2为场地消耗单位能量修复的污染土壤或地下水体积,m3·kJ-1;QT为场地消耗总能量,kJ;VT为场地中污染土壤和地下水体积,m3。

QT=η×QE。

(5)

式(5)中,η为能量利用效率,%;QE为燃气燃烧或电在理论上转化的热能,kJ。

VT=∑Ss,i×ds,i×(1-Ø)+∑Sg,j×dg,j×Ø×Sw。

(6)

式(6)中,VT为场地需要修复的土壤和地下水总体积,m3;Ss,i为第i层土壤待修复面积,m2;ds,i为第i层土壤待修复厚度,m;Sg,j为第j层地下水待修复面积,m2;dg,j为第j层地下水待修复厚度,m;Ø为土壤孔隙率;Sw为土壤水饱和度。

1.3 热脱附能量受体的能量消耗

根据原位热脱附技术的作用原理,定量计算两种能量受体所消耗的能量。污染物去除消耗的能量计算公式为

(7)

式(7)中,Qp为污染物去除所消耗的能量,kJ;C1,si为场地土壤中第i种污染物浓度,mg·kg-1;C0,si为场地土壤中第i种污染物修复目标,mg·kg-1;C1,wi为场地地下水中第i种污染物浓度,mg·L-1;C0,wi为场地地下水中第i种污染物修复目标,mg·L-1;ρ为土壤容重,kg·m-3;dV为单位修复土壤或地下水体积,m3;Ø为土壤孔隙率;SW为土壤水饱和度;HV为第i种污染物在某温度条件下的蒸发焓,kJ·kg-1。

目标温度低于水的沸点和目标温度高于水的沸点条件下污染土水加热消耗的能量(QSG1和QSG2)计算公式分别为

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

(8)

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

(9)

式(8)～(9)中,ρR为土壤密度(不含孔隙率),kg·m-3;CR为土壤比热容,kJ·kg-1·℃-1;Ø为土壤孔隙率;ρw为水的密度,kg·m-3;Cw为水的比热容,kJ·kg-1·℃-1;Sw为水的饱和度;Te为目标温度,℃;Ti为初始温度,℃;Tb为常温常压下水的沸点,℃;hW为常温常压下水的蒸发焓,kJ·kg-1;V为加热体积,m3。

2 工程概况

2.1 场地土壤污染情况

该场地土壤主要污染物为氯乙烯、顺-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;地下水主要污染物为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、顺 1,2-二氯乙烯、溴苯和溴甲烷等。

2.2 场地地层条件

按照地层沉积年代、成因类型,将该场地埋深14 m范围划分为人工堆积层(Qml)和第四纪海陆交互相沉积层(Qmc),其中人工堆积层为杂填土和素填土,而第四纪海陆交互相沉积层则包括黏土、粉土及粉质黏土等层次。场地具体水文地质情况见图1。

“2-21”“2-34”“2-14”“3-7”和“2-30”为地勘钻孔编号。

2.3 工程规模及运行参数

该场地原位热脱附采用的加热方式为热传导加热。场地内主要设置原位热脱附修复区(以下简称热脱附区),区块5为对照区;其中,中试试验区为原位热脱附耦合化学氧化修复区(以下简称耦合区或试验区),平面布局见图2。其中,热脱附区区块5土壤和地下水修复面积均为3 200 m2,修复深度为14 m。耦合区土壤和地下水修复面积均为177 m2,修复深度为14.5 m。场地土壤容重为1.7 g·cm-3,孔隙率为0.33。耦合区采用原位热脱附耦合化学氧化技术,目标温度为60 ℃,修复时间为122 d。热脱附区仅采用原位热脱附技术,目标温度为100 ℃,修复时间为150 d。

TCH-1至TCH-5表示1～5号热脱附加热区。

2.4 相关参数的计算

通过美国国家标准与技术研究院(National Institute of Standards and Technology, NIST)数据库[15]查询各污染物的热物理性质常数(表1)。耦合区和热脱附区土壤和地下水污染情况见表2～6。耦合区和热脱附区能量消耗见表7。

表1 污染物的热物理性质

表2 耦合区土壤污染情况

表3 耦合区地下水污染情况

表4 热脱附区中区块2土壤污染情况

表5 热脱附区中区块5土壤污染情况

表6 热脱附区区块5地下水污染情况

表7 热脱附对照区和耦合区能量消耗

3 结果与讨论

3.1 污染物能效评价结果

根据式(3),结合场地中污染物空间分布情况,对该场地热脱附对照区和耦合区中土壤和地下水污染物总量进行测算,结果见表8。热脱附对照区土壤和地下水污染物总量分别为228 755和633 kg,污染物总量为229 388 kg;经蒸发焓归一化后土壤和地下水污染物总量分别为24 121和75.5 kg,污染物总量为24 196.5 kg。耦合区土壤和地下水污染物总量分别为515.37和93.82 kg,污染物总量为609.19 kg;经过蒸发焓归一化后土壤和地下水污染物总量分别为55.87和10.05 kg,污染物总量为65.92 kg。经过归一化后,污染物总量降低,主要是因为水的蒸发焓高于其他污染物。但由于热脱附对照区和耦合区规模不同,为方便对比两个区域土壤和地下水的污染程度,以单位土体(含地下水)中污染物量表示污染程度。因此,热脱附对照区污染程度为5.21 kg·m-3,而耦合区为0.24 kg·m-3。由此说明,热脱附对照区土壤和地下水污染程度高于耦合区土壤和地下水污染程度,热脱附对照区污染程度约为耦合区的21倍。该结果也验证了原位热脱附在污染程度高的场地具有较高的能量使用效率[16]。

表8 热脱附对照区和耦合区污染物能效评价结果

根据式(1),分别计算热脱附对照区和耦合区污染物能效,结果见表8。其中,热脱附对照区污染物能效为8.81×10-7kg·kJ-1,而耦合区污染物能效为2.08×10-7kg·kJ-1,热脱附对照区能效高于耦合区。

3.2 污染土水体积能效评价结果

考虑到热脱附技术的作用原理是通过对土壤和地下水加热从而促进污染物的解吸脱附等,笔者提出另一种能效评价指标——体积能效评价,即消耗单位能量可以修复污染土壤或地下水的体积。根据式(6),结合场地中污染物空间分布情况,对该场地热脱附对照区和耦合区土壤和地下水体积进行测算,结果见表9。热脱附对照区土壤和地下水污染体积分别为22 756和6 336 m3;耦合区土壤和地下水污染体积分别为1 720和789 m3。

表9 热脱附对照区和耦合区体积能效评价结果

根据式(4)计算热脱附对照区和耦合区体积能效,结果见表9。其中,热脱附对照区体积能效为1.06×10-6m3·kJ-1,而耦合区体积能效为7.91×10-6m3·kJ-1,耦合区能效高于热脱附对照区。

3.3 适用性分析

根据原位热脱附技术的能量作用原理,分别计算热脱附对照区和耦合区污染物和热传导介质在原位热脱附作用下的能量消耗,结果见表10。对于热脱附对照区,原位热脱附作用于污染物的能量占总能量消耗的17.57%,而土水加热所消耗的能量占比则为61.80%。对于耦合区,原位热脱附作用于污染物的能量仅占总能量消耗的2.11%,而土水加热所消耗的能量占比则为74.43%。前文分析表明,热脱附对照区污染程度约为耦合区的21倍。由此说明原位热脱附技术的能量消耗受污染物含量的影响并不显著,而受污染土水体积的影响更显著。

表10 热脱附对照区和耦合区能量受体的能耗

此外,例如耦合区地下水中三氯甲烷和三氯乙烯平均质量浓度分别为151.45和32.29 mg·L-1,而热脱附对照区地下水中三氯甲烷和三氯乙烯平均质量浓度分别为29.31和52.02 mg·L-1,均远高于其在水中的溶解度,说明该地块中可能存在重非水相物质(DNAPL),因此,基于污染物的能效评价方法会低估污染物总量,从而低估热脱附技术的能效结果。

因此,综合考虑原位热脱附技术的能耗分析和污染物含量计算的不确定性,该研究认为对于原位热脱附技术采用基于体积能效的评价方法更有意义。

4 结论

针对原位热脱附技术(或以原位热脱附技术为主的耦合技术),建立了基于污染物和污染土水体积的能效评价方法;考虑到原位热脱附技术能量受体的能耗分析结果和污染物量计算的不确定性,原位热脱附技术采用体积能效评价方法更有意义;热脱附对照区体积能效为1.06×10-6m3·kJ-1,耦合区体积能效为7.91×10-6m3·kJ-1,耦合化学氧化技术后能效提升约6.5倍。