Des simulations numériques tridimensionnelles ont été réalisées pour évaluer les impacts de la migration de méthane gazeux en provenance de fuites de puits de production pétroliers et gaziers abandonnés sur les eaux souterraines dans des aquifères peu profonds. Dans un premier temps, l’intrusion de méthane selon les conditions rencontrées dans un aquifère confiné peu profond situé dans la région de Lloydminster en Alberta a été considérée. Dans un second temps, la migration hypothétique de CH4 selon les conditions rencontrées dans
un aquifère libre peu profond a également été simulée. Dans ce second scénario, les caractéristiques physicochimiques du site de Borden en Ontario ont été utilisées.
Dans les deux cas, un modèle conceptuel incluant la migration et la dissolution du méthane gazeux ainsi que le transport advectif-dispersif-réactif du méthane dissous dans les eaux souterraines a été proposé. Plus particulièrement, les impacts de la migration de méthane dans les aquifères peu profonds ont été étudiés pour différentes valeurs de débit de fuite de méthane gazeux, de durée de fuite et de vitesse de l’eau souterraine. Par ailleurs, en tenant compte des caractéristiques physicochimiques spécifiques propres à chacun des sites étudiés, l’efficacité des processus bactériens à biodégrader le méthane dissous a été évaluée via l’oxydation du méthane en conditions aérobie (Équation 1: oxydation du méthane et réduction des sulfates) et anaérobie (Équation 2: oxydation du méthane et réduction de l’oxygène). Pour ce faire, une fourchette de taux de réaction représentative pour chacun des scénarios considérés (confiné et libre) a été déterminée en se basant sur les données disponibles dans la littérature pour chacune des réactions chimiques considérées (10-5 et 10- 3 kg/m3/j pour l’Équation (2) et 10-3 et 10-1 kg/m3/j pour l’Équation (1)) et la sensibilité des
concentrations en méthane à ce paramètre a été évaluée. Enfin, la production de sulfure dissous par l’entremise de l’Équation (2) a été simulée pour différentes conditions physicochimiques. Il faut toutefois noter que les modèles conceptuels proposés dans le cadre de cette étude sont hautement simplifiés et ne doivent par conséquent n’être considéré qu’à titre d’exemple.
Les résultats obtenus dans le cadre du scénario confiné (site de Lindbergh) indique que la phase gazeuse tend à migrer rapidement au sommet de l’aquifère pour s’y accumuler progressivement et se propager le long de la limite imperméable. Les résultats des Cas 1 à 6
montrent que les concentrations en méthane au sommet de l’aquifère sont fonction de la magnitude et de la durée de la fuite de gaz. Ainsi, la concentration limite (10 mg/L) est atteinte 5 m en aval du puits de production au sommet de l’aquifère 5.5 et 17 ans après la fin de la fuite de gaz pour les Cas 1 (10-2 m3/j) et 2 (10-1 m3/j), respectivement, alors que les
concentrations en CH4 restent supérieures à la concentration limite pour les Cas 3 et 4
durant les 25 ans de simulation. De plus, le contour de concentration de 10 mg/L atteint une distance maximale de 10, 29, 63 et 104 m en aval du puits de production après 2 ans pour les Cas 1, 2, 3 et 4 respectivement.
Par ailleurs, la biodégradation anaérobie du méthane via l’Équation (2) permet de diminuer efficacement les concentrations en méthane. Dans les Cas 7, 8b et 9 (caractérisés par des taux d’oxydation du méthane de 10-5, 10-4 et 10-3 kg/m3/j respectivement), la concentration
limite est atteinte après 20, 4 et 2.5 ans respectivement après la fin de la fuite de gaz 5 m en aval du puits de production au sommet de l’aquifère. En revanche, une augmentation du taux d’oxydation anaérobie entraine une production plus importante en sulfure qui atteint une concentration maximale de 142.8 mg/L dans le Cas 11 (Cas le plus réactif caractérisé par un débit de fuite de gaz de 10 m3/j). Enfin, l’utilisation d’une concentration naturelle en
sulfate de 40 mg/L (Cas 10), typique pour les aquifères situés dans la région entre Québec et Montréal, montre qu’une diminution des concentrations naturelles en SO42- dans les
aquifères peu profonds entraine une diminution du taux de consommation du CH4.
Effectivement, la concentration limite du méthane n’est pas atteinte par les concentrations simulées dans le Cas 10 durant les 25 ans de simulation.
Les simulations effectuées dans le cadre de ce premier scénario ont permis de reproduire les tendances générales formées par les concentrations en méthane mesurées sur le terrain. Plus particulièrement, le Cas 8a caractérisé par un débit de gaz de 2 m3/j appliqué pendant 2 ans
à la base de l’aquifère associé à un taux d’oxydation du CH4 de 5×10-5 kg/m3/j est jugé
représentatif pour le site de Lindbergh. En revanche, aucun des cas considérés n’a pu reconstituer exactement la tendance marquée par les concentrations en sulfates mesurées sur le site. L’implication d’autres accepteurs d’électron, tel que le fer (Van Stempvoort et al., 1996), dans le processus d’oxydation du méthane pourrait expliquer le décalage entre les concentrations en SO42- simulées et observées. Enfin, la précipitation des sulfures
dissous sous forme minérale étant négligée dans la présente étude, les concentrations en HS- sont surestimées par le modèle dans tous les cas considérés. La calibration des données
existantes nécessiterait par conséquent une meilleure caractérisation du site incluant des données relatives à la magnitude de la fuite de gaz mais également des informations supplémentaires sur la cinétique des réactions chimiques permettant l’oxydation du CH4
dans le milieu.
Une augmentation de la vitesse des eaux souterraines contraint le panache de méthane à se propager dans le sens de l’écoulement des eaux souterraines de manière significative. Dans le Cas 15 (non réactif; 2.7 m/a), le contour de concentration de 10 mg/L se propage jusqu’à la limite droite du domaine (400 m) après 2 ans de simulation. Les résultats obtenus dans le Cas 15 montrent également qu’un accroissement de la vitesse des eaux souterraines permet également une diminution plus rapide des concentrations en méthane après la fin de la fuite de gaz relativement au Cas 3 et la concentration limite est atteinte 3 ans après la fin de la fuite de gaz. La production plus faible de sulfure dans le cas réactif à plus haute vitesse (2.7 m/a) (Cas 16) suggère que l’efficacité de la biodégradation est plus faible comparativement au Cas 8a.
Les simulations effectuées dans le cadre du second scénario qui implique la migration de méthane gazeux dans un aquifère libre (cas hypothétique) montre que l’absence d’une couche imperméable au sommet de l’aquifère permet au gaz de migrer librement dans l’atmosphère empêchant ainsi l’accumulation de gaz dans les eaux souterraines. Effectivement, la propagation du panache de méthane dissous reste limitée à proximité du puits de production. De plus, les concentrations en méthane n’atteignent pas le point de solubilité et restent en dessous de la concentration limite (10 mg/L) dans chacun des cas considérés (Cas 12, 13, 14 et 17).
Par ailleurs, l’oxydation aérobie du méthane est un processus efficace pour consommer le méthane dans l’aquifère. Ainsi, dans le Cas 13 (cas réactif caractérisé par un débit de fuite de gaz de 1 m3/j), les concentrations en CH
4 atteignent un pic de 3 mg/L et sont
négligeables 2.5 ans après la fin de la fuite de gaz. Fait intéressant, une durée de fuite de gaz de 10 ans (Cas 14) n’a pas d’effet significatif sur les concentrations en méthane, oxygène, sulfate et sulfure dissous. Enfin, le Cas 17 (SO42- = 400 mg/L et HS- = 7 mg/L)
montre qu’une plus grande disponibilité du SO42- dans l’aquifère limite l’efficacité de la
réaction d’oxydation anaérobie du méthane (Équation 2) relativement au Cas 13.
Dans un cas réel similaire au second scénario (aquifère libre), l’échantillonnage et l’analyse des concentrations en O2, SO42- et HS- dans les eaux souterraines entre 10 et 15 m en aval
du puits de production permettrait de détecter l’intrusion de gaz en provenance du puits gazier en amont. Cette méthode pourrait également être utilisée dans le cadre d’un aquifère confiné. Dans ce cas, puisque la phase gazeuse tend à se concentrer le long de la limite imperméable supérieur, les eaux souterraines devraient être échantillonnée au sommet de l’aquifère.
En tenant compte des spécificités propres aux deux scénarios étudiés (caractéristiques géologiques, physiques et chimiques différentes), l’aquifère libre considéré ici est moins vulnérable à la contamination provoquée par la migration de gaz que l’aquifère confiné du site de Lindbergh. En effet, dans le cadre du second scénario (aquifère libre), le gaz est libre de migrer vers l’atmosphère et ne reste pas piégé dans les eaux souterraines. Par ailleurs, l’oxydation aérobie du méthane est ici le processus dominant pour dégrader le CH4 (aq). Ce processus présente notamment l’avantage de ne pas produire de contaminants
secondaires susceptibles de diminuer la qualité des ressources en eau. La production de CO2 pourrait toutefois contribuer à l’acidification des eaux souterraines. Enfin, la
production de sulfure par l’entremise de la réduction des sulfates reste limitée.
La présente étude souligne que la réponse d’un aquifère peu profond à la migration de méthane en provenance d’un puits de production est fonction des caractéristiques géologiques (aquifère confiné ou libre) et physicochimiques de l’eau souterraine qui lui sont propre. Par ailleurs, celle-ci montre également que la présence naturelle d’accepteurs d’électron et de populations bactériennes adéquates dans le milieu est un facteur clé favorisant la dégradation du méthane. La caractérisation de l’aquifère pré et post contamination est donc essentielle et pourrait permettre de mieux appréhender les impacts sur les eaux souterraines suite à une telle contamination. Plus particulièrement, l’acquisition d’informations relatives à la géochimie des aquifères susceptibles d’être contaminés permettrait d’effectuer des simulations numériques calibrées sur les données disponibles
dans le but d’évaluer l’ampleur future de la contamination ainsi que les processus d’atténuation naturelle.
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