不同钻井液体系水基钻井固废特性及土地利用价值分析

刘汉军 陈强 陈立荣 陈雷 蒋学彬 张敏 邓良基

1.中国石油集团川庆钻探工程有限公司安全环保质量监督检测研究院 2.四川农业大学资源学院

水基钻井固废(以下简称水基固废)是油气勘探水基钻井过程的必然产物。目前，中国石油西南油气田所在的川渝地区钻井井深平均达4 500 m左右，最深已达7 000 m，一般固废产量为0.35～0.40 m3/m，单井固废产生量大。早期水基固废处理方式为固化填埋，但该法是通过加固化剂将固废封存，不能根本消除环境风险[1-4]。随着钻井清洁生产及生态文明建设的不断推广，水基固废处置已由无害化向资源化利用方向发展。目前，水基固废资源化处置利用方式主要有4种，即:制备烧结砖/免烧砖[5-6]、制备水泥[7]、制备井场路基材料[8]、土地利用[9-11]，其中以制备烧结砖和土地利用两种方式研究较多。水基固废土地利用是以水基固废为基质，添加自然土和外源菌促进污染物降解，随后可应用于完井井场复垦[12]。

川渝地区页岩气和常规气井钻井的不同井段通常采用不同的钻井液体系钻井，不同钻井液体系的添加物和性质不同，其对应产生的固废特性也存在很大差异。因此，针对不同钻井液体系固废进行土地利用时应明确其特性和土地利用可行性。目前，仅张思兰等[13]研究分析了西南某页岩气田聚合物钻井固废的特性，确定水基固废土地利用的可行性及关键问题，但缺乏川渝地区页岩气和常规气田聚合物和磺化体系水基固废的特性和土地利用可行性研究。另外，目前钻井固废资源化利用方式的选择仍是基于传统的经济学价值观的角度，即资源化产品的市场经济价值[14]。制备烧结砖利用方式因无需钻井固废无害化处理即可交由砖厂资源化处置利用，且资源化产品具备直接经济效益，因此得到一定程度的应用。而土地化利用方式需要消耗一定量的人力、物力来对钻井固废进行无害化处理，且资源化后的产品(土壤)不具备销售性，因此难以弥补成本，推广应用受到限制。但在目前循环经济及可持续发展的战略前提下，企业应站在生态环境和社会经济协调发展的可持续视野下，综合考虑社会、经济、生态等因素来评价水基固废资源化的价值[15-17]。

本文以西南地区1个页岩气平台和2个常规气钻井单井为例，采集不同井段的聚合物和磺化钻井液体系钻井固废，基于矿物组成、结构体系、理化性质及污染特性的深入分析，确定水基固废土地利用的可行性。同时，基于生态经济学能值价值理论，将水基固废土地利用和制备烧结砖两种资源化方式视为独立的生态经济系统，综合考虑社会、经济、生态等因素，通过资源化产品的价值实证对比分析，对水基固废土地利用是否具有价值进行系统、定量的衡量。

1 材料与方法

1.1 供试材料

2019 年2月-2019 年8月期间，分别在西南地区的3个钻井作业现场采集不同井段钻井固废样品。采集点位于螺旋传输口，采集的样品自然风干后磨碎过2 mm筛备用。具体的样品信息见表1。聚合物钻井液体系配方组成为：膨润土、聚丙烯酸钾、氢氧化钾或氢氧化钠、低黏聚阴离子纤维素、黄原胶、重晶石粉等。磺化钻井液体系配方组成为：氢氧化钠、聚丙烯酸钾、低黏聚阴离子纤维素、RSTF、磺化酚醛树脂、FK-10、SP-80、氧化钙、氯化钾、重晶石粉等。

表1 样品信息钻井现场类型钻井液体系采样深度/m编号现场1常规气聚合物1017TD-1聚合物2664TD-2磺化3567TD-3磺化5097TD-4现场2常规气聚合物1087GS-1聚合物2661GS-2磺化3627GS-3磺化5232GS-4现场3页岩气聚合物863W-1聚合物1750W-2磺化2478W-3

1.2 试验方法

1.2.1矿物组成

采用AXIOSmAX波长型X荧光光谱分析仪(XRF，帕纳科公司)分析水基固废的元素组成，工作电压为50 kV，工作电流为50 mA。

1.2.2结构及理化性质分析

采用比重计法测定样品的砂粒、粉粒、黏粒机械组成[18]。同时，参考土壤农业化学分析方法测定水基钻井固废的 pH值、电导率、全氮、速效钾、有效磷、有机质等理化性质[19]。

1.2.3污染特性

采用原子吸收分光光度法和原子荧光光谱法测定水基固废的Cd、Hg、As、Pb、Cr、Cu 等重金属含量[20]；采用红外分光光度法测定石油烃含量[21]；采用气相色谱-气质联用仪测定苯并(α)芘(BaP)含量[22]，重铬酸钾法测定COD值。

1.2.4生态经济系统能值分析

能值价值理论的基本方法——能值分析，通常借助于能值系统图和能值指标体系来评价人类社会-经济-生态复合系统运行的生态经济效率与发展的水平，进而分析生态经济系统的价值大小和可持续程度。本文针对水基固废土地利用和制备烧结砖2种资源化利用方式，运用能值分析方法进行比较，具体的系统能值分析如图1所示。同时，参照袁芳等方法[23]，按照表2构建评价指标体系。

表2 能值指标公式计算能值指标计算公式能值投资率(EIR)ERI=F①/(N②+R③)可更新比率(ΦR)ΦR=R/U④能值产出率(EYR)EYR=Y⑤/F环境负载率(ELR)ELR=(F+N)/R能值持续性指数(ESI)ESI=EYR/ELR 注:①F为系统经济能值;②N为不可更新资源能值;③R为可更新资源能值;④U为投入总能值;⑤Y为系统产出能值。

2 结果与讨论

2.1 不同钻井液体系水基固废元素组成

元素组成分析结果显示(见表3)，所有样品中均含有 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占比较高，但在不同钻井液体系及深度的固废中，这9种元素的占比存在差异，如随钻井深度的增加，O、Si、Al、Fe、Mg的占比波动变化较大；不同钻井液体系固废的K和Ca占比变化较大，磺化体系固废的K占比高于聚合物体系固废，主要原因是为提高深井钻井时的防卡效果，深井钻探时用的磺化体系钻井液通常加入了3%(w)～5%(w)的KCl。与成熟自然土的元素质量分数进行对比可知[20]，水基固废中的O、Si、Fe、Na占比分别比土壤中的占比低10.66%～27.58%、25.45%～45.33%、13.27%～63.75%和12.17%～92.28%；Ca、Al、Mg、K、S等占比分别比土壤中的高508%～1 267%、33%～92%、26%～1 156%、20%～129%和1 382%～2 947%；Ba在土壤中未含有，钻井固废中的占比为4.07%～4.87%。主要原因为：一是钻井液中通常加入重晶石粉，以提高钻井液比重，重晶石粉主要成分为BaSO4；二是钻屑矿物在地层中未得到风化，且钻井液体系的添加剂带入K、Ba、Al、Mg和S等元素。这与王朝强[5]和张思兰[13]的研究结果一致。

表3 不同钻井液体系及深度水基固废XFF测试结果样品元素质量分数/%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 粒径分布情况质量分数/%粒径样品国际制土壤质地分级标准TD-1TD-2TD-3TD-4GS-1GS-2GS-3GS-4W-1W-2W-3砂质壤土壤质黏土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:粒径单位为mm。

2.2 不同钻井液体系水基固废粒径分布

粒径分布测定结果显示(见表4)，现场1的固废砂粒质量分数为54.45%～64.76%，粉粒质量分数为14.43%～18.72%，黏粒质量分数为16.52%～28.83%，含有少量石砾；现场2的固废砂粒质量分数为20.56%～29.24%，粉粒质量分数为46.86%～60.85%，黏粒质量分数为9.91%～32.58%，含有少量石砾；现场3的固废砂粒质量分数为47.54%～65.32%，粉粒质量分数为25.76%～31.90%，黏粒质量分数为6.03%～26.70%，石砾含量较高。3个地区的样品均表现出随井深的增加和钻井液体系由聚合物体系变为磺化体系，砂粒质量分数降低，粉粒和黏粒质量分数增加的趋势。主要原因是聚合物体系使用钻井深度低于磺化体系，而随钻井深度的增加，钻头尺寸会减小，因而产生的钻屑粒径减小。根据国际制土壤质地分级标准[24]，TD-1、TD-2、GS-1、GS-2、W-1和W-2质地靠近砂质壤土，TD-3、TD-4、GS-3、GS-4和W-3质地靠近壤质黏土。

2.3 不同钻井液体系水基固废理化性质分析

理化性质是表征土壤肥力的基本指标，水基固废土地利用途径为绿化种植和复垦，目前仅CJ/T 340-2016《绿化种植土壤》规定了土壤理化性质指标，因此参考CJ/T 340-2016的标准限定值对水基固废理化性质进行分析[25]。

由表5可知，不同钻井液体系及井深的水基固废pH值为8.3～9.1，盐离子质量分数为10.03～17.53 g/kg，速效钾质量分数为1.76 ～4.02 g/kg，碱解氮质量分数为0.39～1.10 g/kg，有效磷质量分数为0.02～0.11 g/kg，有机质质量分数为17.55～37.07 g/kg。与CJ/T 340-2016相比，水基固废的pH值偏高，盐离子含量高出7～12倍，主要原因是地层岩屑本身风化程度低，原生矿物中元素丰富；其次是水基固废中混合了聚丙烯酰胺钾盐、羧甲基纤维素钠盐、磺酸盐、NaOH、KCl、CaCl2等钻井液添加剂，增加了盐离子含量。养分指标方面，水基固废的碱解氮质量分数、有效磷质量分数和有机质质量分数等指标均满足CJ/T340-2016 要求，且速效钾质量分数高出6～13倍，表明水基固废养分基础良好，且钾素含量丰富，非常适合绿化植物生长。

表5 理化性质分析结果样品pH值理化指标,质量分数/(g·kg-1)盐离子速效钾碱解氮有效磷有机质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标准值5.5～8.3≤1.50.06～0.300.04～0.200.005～0.06012～80

2.4 不同钻井液体系水基固废污染特性分析

环境安全评估是实施水基固废土地利用的有力保障，根据现有土壤质量标准规定的指标及页岩气开发特征污染物，选取浸出液COD值、重金属含量、石油烃含量、BaP 含量等指标进行分析，采用单因子指数法对污染特性进行评价。水基固废土地利用途径为绿化种植和复垦，浸出液COD值参考GB 3838-2002《地表水环境质量标准》的V级(农业用水区及一般景观要求水域)标准[26]，重金属含量参考GB 15618-2018《土壤环境质量 农用地土壤污染风险管控标准》中旱地标准[27]。GB 15618-2018未包括的石油烃和BaP 含量应符合HJ 350—2007《展览会用地土壤环境质量评价标准限值》[28]，结果见表6。

由表6可知，在水基固废重金属方面，仅W-1样品Cr的SPI为1.11，超出标准0.11倍，其余样品Cr低于相关标准，原因可能是W-1所在地层的Cr相对较高；其余7种重金属指标的SPI均不高于1.0，含量低于相关标准，表明水基固废在重金属含量上不存在安全风险。有机污染物方面，除W-1样品外，其余水基固废的石油烃含量超出HJ 350-2007标准0.04～2.59倍，BaP未检出；浸出液COD值超出GB 3838-2002的V级标准3.83～114.33倍，存在环境风险，因此在土地利用过程中须加强控制。

表6 污染特性分析结果污染指标TD-1TD-2TD-3TD-4GS-1GS-2检测值SPI检测值SPI检测值SPI检测值SPI检测值SPI检测值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石油烃1460.251.461600.431.603590.213.593245.233.251205.121.211545.891.55苯并芘NDNDNDNDNDND污染指标GS-3GS-4W-1W-2W-3检测值SPI检测值SPI检测值SPI检测值SPI检测值SPIGB15618-2018标准值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石油烃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、石油烃和苯并芘的检测值单位为mg/kg,COD值单位为mg/L,ND为未检出。

2.5 不同钻井液体系水基固废土地利用的可行性分析

通过对不同钻井液体系水基固废的元素组成、结构体系和理化性质分析，确定聚合物和磺化体系水基固废的元素组成均与自然土的相近，K、S和Ca等元素含量高于自然土的；结构体系方面，聚合物体系水基固废主要呈砂性，属于砂质壤土范畴，而磺化体系固废属于壤质黏土范畴，两者均可提供植物生长所需的物理结构；理化性质方面，两种体系的水基固废的养分指标均满足 CJ/T 340-2016 要求，且速效钾质量比高出6～13倍，表明水基固废养分基础良好，可为植物生长提供所需的养分。虽然水基固废污染特性中COD值和石油烃含量超标，但其均可在土地利用过程中通过生物降解去除[29]。因此，聚合物和磺化体系水基固废的资源化土地利用是可行的。但在水基固废资源化土地利用过程中须改良其结构性，同时做好污染物的累积扩散防控等措施。

2.6 水基固废土地利用的价值分析

运用能值分析方法，将土地利用和制备烧结砖两种资源化方式的处置过程分别视为一个生态经济系统，收集两个系统运行过程中废物、自然资源、购买性资源和产出物数据，并转换为具有相同单位的太阳能，结果见表7。

表7 水基固废资源化方式的能值分析[32-34]

表7中土地利用原始数据一部分取自实验室资料[29]，另一部分来自川渝地区生物处理土地利用现场应用调研；烧结砖原始数据主要来自川渝地区3个烧结砖厂调研数据评价值。依据郭媛等[30]和Chen等[31]的研究方法进行太阳能和降雨能的估算。

运用表2中的公式[32]，对表7中的数据进行处理，可以得出土地利用和制备烧结砖两种方式的能值指标(见表8)。通过对比分析可以发现，在能值投资率方面，土地利用方式高出制备烧结砖方式3.45倍，但其社会经济输入量比制备烧结砖方式低93.27%，环境能值投入比制备烧结砖方式低98.05%，可更新比率比制备烧结砖方式高出31倍，表明制备烧结砖对于社会和环境资源，特别是不可更新资源的依赖性远高于土地利用方式。在系统的生产效率方面，虽然制备免烧砖的产出能值是土地利用的8倍，但其生产过程所需购买性资源量大，生产效率仅为土地利用方式的85.25%，因此其生产效率远低于土地利用方式。在环境负载率方面，一般情况下，环境负载率小于 2，表示系统生产具有较小的环境压力[32]。本文中的制备烧结砖方式的环境负载率为59.39远大于2，而土地利用方式的仅为0.62，远小于2，表明制备烧结砖方式对周围环境产生较大的负面影响，而土地利用方式对环境影响较小。对两个系统的发展潜力和可持续发展率的进一步分析得到，土地利用的可持续发展指数为4.26，介于1～10之间[33]，系统活力较高，对外界市场资源具有一定依赖而对自身资源循环利用的依赖程度较大，因而具有较大发展潜力；而制备烧结砖仅为0.2，远小于1[34]，系统高度依赖外界市场的资源输入，可持续发展潜力较差，因此土地利用方式具有更大的发展潜力。

表8 能值评价指标能值指标资源化方法土地利用制备烧结砖能值投资率(EIR)0.620.18能值产出率(EYR)2.641.42环境负载率(ELR)0.6259.39能值持续指数(ESI)4.260.02可更新比率(ΦR)0.620.02

目前，水基固废土地利用技术在川渝已先后应用于15口井，处理利用固废近1×104m3，土地利用后形成土壤的腐蚀性、急性毒性、浸出毒性、易燃性、反应性符合相关标准要求，部分井已用于井场复垦和作物栽培。但该技术存在使用较大量的新鲜土和处理周期长等问题，因此还存在一定的限制，后续应在减少新鲜土用量和缩短处理周期方面进行攻克和完善。

3 结论

(1)聚合物和磺化体系水基固废含有丰富的矿物质元素，磺化体系固废K占比高于聚合物体系固废；两种体系固废养分指标满足CJ/T 340—2016要求；聚合物体系固废质地靠近砂质壤土，而磺化体系固废属于壤质黏土范畴；两种体系固废浸出液COD值和石油烃含量超标。

(2)聚合物和磺化体系水基固废元素组成均与自然土相近，养分含量丰盛，结构上属于砂质壤土或壤质黏土，因此可为植物生长提供所需物理结构和丰富的矿物元素及养分，非常适合绿化植物生长，资源化进土地利用可行。但在土地利用过程中须改良水基固废结构性，同时还须降解去除固废中的有机污染物，做好污染物的累积扩散防控等措施。

(3)将水基固废视为对系统的可更新资源的投入，可以全面衡量钻井固废资源化对系统的社会、经济和环境价值贡献。以生态经济学能值价值理论为基础，从社会、经济、环境的生态经济综合角度考虑价值贡献。确定水基固废土地化利用方式的资源化价值较好，待该技术进一步完善后，在钻井场地允许的条件下可作为水基固废资源化利用方式进行应用。