Simulations numériques du transport de méthane
en provenance de puits de production abandonnés
dans des aquifères peu profonds
Mémoire
Nicolas Roy
Maîtrise interuniversitaire en sciences de la Terre
Maîtrise ès sciences (M.Sc.)
Québec, Canada
Simulations numériques du transport de méthane
en provenance de puits de production abandonnés
dans des aquifères peu profonds
Mémoire
Nicolas Roy
Sous la direction de :
John Molson
Jean-Michel Lemieux
Résumé
Des simulations numériques tridimensionnelles ont été réalisées pour évaluer les impacts de la migration de méthane en provenance de puits de production abandonnés dans des aquifères peu profonds. Les modèles conceptuels considérés impliquent la migration et la dissolution de méthane gazeux dans les eaux souterraines, la biodégradation du méthane (CH4) dissous dans des conditions anaérobies et aérobies et la production de sulfure (HS-).
Les écoulements multiphases d’eau et de méthane et le transport réactif du méthane en milieu poreux sont simulés par les modèles numériques DuMux et BIONAPL/3D respectivement. Tout d’abord, l’impact de la migration de méthane dans un aquifère confiné peu profond en Alberta est évalué. Par la suite, un cas de contamination hypothétique d’un aquifère libre peu profond basé sur le site de Borden en Ontario est considéré. Dans le premier scénario, les simulations montrent que des taux d’oxydation du méthane compris entre 1×10-5 et 1×10-3 kg/m3/j associés à des débits de gaz de 2 à 20 m3/j
appliqués pendant 2 ans à la base de l’aquifère permettent de reconstituer les concentrations en CH4 observées sur le terrain. Dans le cas le plus réactif, les concentrations en CH4
atteignent la limite de 10 mg/L après 5 ans alors qu’une concentration maximale en HS- de
142.5 mg/L est atteinte après 2 ans. Dans le second scénario, l’étendue du panache de méthane est beaucoup plus faible que dans le premier scénario et les taux d’oxydation élevés du méthane en conditions aérobie permettent une consommation rapide du CH4. La
production de HS- est également moins importante. Les résultats obtenus suggèrent que
l'aquifère libre considéré est moins vulnérable à la migration de méthane que le cas confiné. L’acquisition de connaissances sur les caractéristiques physicochimiques des aquifères est nécessaire pour appréhender les impacts de la migration de gaz dans les eaux souterraines.
Table des matières
Résumé ... iii
Table des matières ... iv
Liste des tableaux ... vi
Liste des figures ... vii
Remerciements ... x
1. Introduction ... 1
1.2 Contexte général au Canada ... 2
1.2.1 Réserve en hydrocarbures au Québec ... 2
1.2.2 Évaluation des impacts de l’exploitation des gaz de shale au Canada ... 3
1.2.3 Évaluation de la migration de méthane gazeux le long de puits de production abandonnés en Amérique du Nord ... 7
1.2.4 Évaluation des impacts de la migration de méthane dans les eaux souterraines .... 8
1.2.5 Biodégradation du méthane dans les eaux souterraines ... 10
1.3 Problématique générale ... 11
1.4 Objectifs et méthodes ... 12
1.5 Structure du mémoire ... 13
2. Présentation détaillée des références principales utilisées dans le cadre du présent mémoire : Données utilisées et sites d’étude ... 16
2.1 Simulation numérique de la migration de méthane le long des puits de gaz de shale dans les Basses Terres du Saint-Laurent ... 16
2.2 Le site de Lindbergh ... 17
3. Numerical modelling approach (taken from Roy et al. (2016; in submission)) ... 21
4. Scenario 1: The Lindbergh site, Alberta, confined shallow aquifer (taken from Roy et al. (2016; in submission)) ... 24
4.1 Conceptual model ... 24
4.2 Domain discretization, boundary conditions and leakage rates ... 29
4.3 Results and discussion ... 31
5. Scenario 2: Unconfined shallow aquifer (taken from Roy et al. (2016; in submission)) . 38 5.1 Conceptual model ... 38
5.2 Domain discretization, boundary conditions and leakage rates ... 41
5.3 Results and discussion ... 42
6.1 Cas confiné ... 47
6.2 Cas libre ... 56
7. Conclusions ... 60
Références ... 65
Annexe A ... 73
Numerical Simulations of Aquifer Vulnerability to Methane Gas Leakage from Decommissioned Shale Gas Wells ... 73
Liste des tableaux
Tableau 1. Résumé des caractéristiques de tous les cas simulés incluant les simulations présentées par Roy et al. (2016; en soumission) (Cas 1 à 14) et les simulations supplémentaires décrites dans le Chapitre 6 de ce document (Cas 15 à 17). ... 15 Table 2. Documented maximum oxidation rates, methane and sulfate concentrations, with corresponding sample depth, temperature and environment for anaerobic methane oxidation. ... 28 Table 3. Physical and chemical parameters used in the numerical simulations of the confined (Scenario 1) and unconfined (Scenario 2) aquifer scenarios. ... 29 Table 4. Published maximum oxidation rates, methane concentrations, depth, temperature and environment for aerobic methane oxidation ... 40
Liste des figures
Figure 1. Histogramme des débits de gaz mesurés en surface sur les puits de gaz de shale au Québec. La gamme des débits de gaz simulés par Nowamooz et al. (2015) est indiquée par la flèche en trait-tillé au sommet de la figure. Modifié d’après Nowamooz et al. (2015).... 17 Figure 2. Localisation et vue en plan du site de Lindbergh situé dans la région de Lloydminster en Alberta. Le puits de production est localisé au centre et est illustré par un cercle barré d’une croix noir. Chacun des puits d’observation (illustrés par des cercles noirs) est localisé sur la carte accompagné de son identification tel que mentionnée dans Van Stempvoort et al. (2005). La flèche présente le sens d’écoulement des eaux souterraines. Modifié d’après Van Stempvoort et al. (2005). ... 18 Figure 3. Conceptual model of methane leakage in the confined scenario, showing a confined shallow aquifer pierced by a vertical production or abandoned well that is leaking methane gas phase. ... 24 Figure 4. Simulated dissolved methane plume evolution from the non-reactive conservative base case scenarios (Cases 3 and 4), confined aquifer (Scenario 1), showing concentrations in the plan view at the top of the aquifer and in the vertical cross-section through the leaky well at selected times over 10 years. Results represent gas leakages of 2 (left two columns) and 20 m3/d (right two columns). The leakage ends after 2 years. The production well is
illustrated by white circles in the plan views (not to scale). ... 32 Figure 5. Simulated breakthrough curves for Cases 1 to 10 of the confined aquifer scenario showing (a,b,c) methane, (d) sulfate and (e) sulfide concentrations at a monitoring well 5 m downgradient from the leaky production well. Sulfate and sulfide concentrations are shown only for the reactive cases (Cases 7-10). Methane, sulfate and sulfide concentrations measured in the field are plotted as black triangles. The legend shown in (c) is also used for (d) and (e). Case 3 is shown as a reference in all plots. L.D. = leakage duration. ... 33 Figure 6. Simulation results from the reactive case, confined aquifer (Scenario 1b), showing concentrations in the plan view at the top of the aquifer and in the vertical cross-section through the leaky well at selected times over 10 years. Results represent dissolved methane (left two columns), the associated sulfate depletion zone (middle two columns), and dissolved sulfide plume evolution (right two columns) from a highly reactive case with a gas leakage of 10 m3/d (Case 11; see Table 1) at 1, 2, 5 and 10 years. The leakage ends
after 2 years. ... 37 Figure 7. Conceptual model of the unconfined scenario showing an unconfined shallow aquifer pierced by a vertical production well that is leaking methane gas. The top surface is the water table. ... 38
Figure 8. Simulated results for the unconfined aquifer scenarios showing methane, oxygen, sulfate and sulfide concentrations in the vertical cross-section at 0, 1, 2, 5 and 10 years. The production well is illustrated by the thick black vertical line at x = 100 m (not shown in column 1 for clarity). Sulfate depletion zones resulting from Equation (2) are highlighted with the 30 mg/L contour (dashed line)... 43 Figure 9. Simulated breakthrough curves from the unconfined aquifer scenario showing (a) methane, (b) oxygen, (c) sulfate and (d) sulfide concentrations for an observation point situated 5 m downgradient from the leaky production well at the base of the aquifer, for Cases 12 (conservative base case), 13 and14 (reactive cases). L.D. = leakage duration. .... 44 Figure 10. Courbe des concentrations simulées en méthane et sulfate en fonction du temps à différents points d’observation correspondant à la location des puits d’observation LND-94-02 (a, b), LND-95-08 (c, d), LND-94-03 (e, f) et LND-94-01A (g, h) installés par Van Stempvoort et Jaworski (1995), Van Stempvoort et al. (1996). Les distances indiquées à la suite des identifiants de chacun des puits correspondent à la distance des puits d’observation au puits de production. Les données mesurées en 1994, 1995, 1996 et 2002 au puits considérés sont représentés par des triangles noirs. Le début de la simulation (t = 0) correspond à l’année 1988, date à laquelle les premières fuites de gaz ont été notées. ... 49 Figure 11. Vue en plan et en coupe des panaches de méthane pour les Cas 1 (deux colonnes à gauche) et le Cas 2 (deux colonnes à droite) après 1, 2, 5 et 10 ans. Le puits de production est illustré sur les vues en plan par un cercle noir. ... 51 Figure 12. Vue en plan et en coupe des panaches de méthane pour les Cas 15 (deux première colonnes) et 3 (deux dernières colonnes) après 1, 2, 5 et 10 ans. Le Cas 15 est caractérisé par une vitesse d’écoulement des eaux souterraines 10 fois plus importante que le Cas 3 et vise à évaluer l’impact du gradient hydraulique sur les concentrations en méthane. Le puits de production est illustré sur les vues en plan par un cercle noir. ... 53 Figure 13. Concentrations en méthane (a), sulfates (b) et sulfure (c) en fonction du temps à un puits d’observation situé 5 m en aval du puits de production correspondant à la localisation exacte du puits d’observation LND-95-08. Les Cas 15 (non réactif) et 16 (réactif) sont caractérisés par une vitesse d’écoulement des eaux souterraines de 2.7 m/a alors que les Cas 3 (non réactif) et 8a (réactif) sont définis par une vitesse d’écoulement des eaux souterraines de 0.27 m/a. La légende s’applique pour les Figures 8a, b, c. ... 55 Figure 14. Vue en coupe des concentrations en méthane, oxygène, sulfates et sulfure au sein de l’aquifère libre. Les concentrations en méthane inférieures ou égales à la concentration limite de 10 mg/L sont blanchies. Les contours de concentration en SO42- de
398 (trait tillé) et 399 mg/L (trait plein) sont indiqués. Les concentrations en HS- inférieures
ou égales à 7 mg/L sont blanchies. Le puits de production est identifié par une ligne noire épaisse. ... 57
Figure A15. Conceptual model for the numerical simulations showing a confined aquifer intersected by a leaky production well. ... 76 Figure A16. Simulated dissolved methane plume evolution from the conservative base case with no degradation: plan views at the top of the aquifer (left two columns) and longitudinal cross-sections through the well (right two columns). Methane concentrations are shown for two different methane gas inflow rates, at selected times over 5 years. The leakage ends after 2 years. ... 79 Figure A17. Breakthrough curves of methane (a,b,c) and sulfate concentrations (d) for an observation well 5 m downgradient from the leaky production well, for Cases 1 to 10. Sulfate concentrations shown for reactive cases (Cases 7-10). L.D. = leakage duration. .... 80
Remerciements
Je tiens à remercier tous particulièrement mon directeur de maîtrise, John Molson, pour m’avoir donné l’opportunité de travailler sur ce sujet passionnant et d’actualité. Sa disponibilité, ses connaissances et son expérience m’ont par ailleurs permis de réaliser ce travail de maîtrise dans les conditions les plus optimales possibles tant sur le plan scientifique qu’humain. John Molson m’a également permis de présenter les résultats de mon travail dans plusieurs conférences internationales et je lui en suis très reconnaissant. Mes sincères remerciements vont également à Jean-Michel Lemieux, également professeur à l’Université Laval, pour ses précieux conseils et ses nombreuses suggestions tout au long de mon projet de maîtrise. Je tiens aussi à remercier Dale Van Stempvoort (Environnement Canada) pour les nombreuses corrections apportées au manuscrit de l’article dont certains chapitres font partie intégrante du présent document. Je tiens à témoigner ma reconnaissance toute particulière à Ali Nowamooz qui a modifié le modèle numérique DuMux pour qu’il soit applicable à mon projet. Également, un grand merci à Ali pour
m’avoir accordé un temps considérable pour répondre à mes nombreuses questions sur mon projet. Enfin, je souhaiterais remercier tous les gens qui n’ont pas pu être cités ici qui m’ont aidé à réaliser ce projet passionnant ainsi que Environnement Canada et le Conseil de Recherches en Sciences Naturelles et en Génie (CRSNG) qui ont en partie financé ce projet.
1. Introduction
Le développement de l’industrie du gaz de shale (gaz naturel contenu dans des formations géologiques peu perméables d’intérêt économique) à partir des années 2000 a profondément bouleversé le paysage énergétique mondial et a permis aux États-Unis et au Canada d’accroitre leur indépendance énergétique face aux principaux exportateurs de gaz tel que la Russie et les pays du Golfe Persique (Medlock, 2011). Aux États-Unis, véritable pionnier en la matière, le gaz de shale fournissait environ 20% de la production en gaz du pays en 2010 contre 46% prévu pour 2035 selon les dernières estimations (Stevens, 2012). Or, l’extraction de cette ressource non conventionnelle a nécessité des progrès technologiques importants, notamment la combinaison des techniques de forage directionnel et de la fracturation hydraulique (Jackson et al., 2013).
Fait intéressant, cette nouvelle source d’énergie fossile a l’avantage d’être non seulement abondante, mais est également peu coûteuse à extraire et est localisée à proximité des grands marchés. Toutefois, les risques environnementaux associés à l’extraction du gaz de shale sont nombreux et leurs impacts relatifs sur l’environnement sont encore mal connus. La migration de gaz d’origine thermogénique le long des puits de production a, en revanche, été identifiée par le rapport du Conseil des académies canadiennes sur les « Incidences environnementales liées à l’extraction du gaz de schiste au Canada »1 (CCA,
2014) comme étant l’un des problèmes majeurs reliés à l’exploitation des hydrocarbures et constitue un risque important de contamination des eaux souterraines et de l’atmosphère. Le Québec, qui présente un potentiel en gaz de shale, pourrait connaitre un développement significatif de l’extraction des hydrocarbures (Rivard et al., 2013; Lavoie et al., 2014). Bien pourvue en ressources hydriques souterraines et de surface, la région située entre Québec et Montréal, peuplée par quelques 2.1 millions d’habitants et caractérisée par une forte activité agricole, présente un potentiel pour la production de cette ressource non conventionnelle (ÉES, 2014a). Or, la perspective de la production du gaz de shale au Québec entraîne d’importantes préoccupations environnementales au sein de la population qui craint
1 CCA (2014), Conseil des académies canadiennes, Comité d’experts chargé de l’évaluation
Harnacher la science et la technologie pour comprendre les incidences environnementales liées à l’extraction du gaz de schiste. (2014). Incidences environnementales liées à
notamment une dégradation de la qualité des ressources hydriques notamment reliée à la migration de gaz dans les eaux souterraines (BAPE, 2014).
1.2 Contexte général au Canada
Selon le CCA (2014), le Canada occupe actuellement la troisième place dans le classement des plus grands producteurs de gaz naturel et est le quatrième plus grand exportateur dans le monde. Cette ressource contribue notamment à plus de 30% des besoins énergétiques canadiens et est également exportée vers les marchés étrangers notamment aux États Unis. Or, la grande majorité du gaz extrait sur le territoire canadien provient de réservoirs conventionnels et ces derniers tendent à se vider peu à peu. Bien que les volumes de gaz de shale présents au Canada soient difficilement estimables, notamment en raison des faibles (voire inexistantes) activités d’exploration au Yukon et dans les territoires du Nord-Ouest par exemple, les réserves en gaz de shale disponibles dépasseraient largement les estimations de l’Office national de l’énergie (ONE) publiée en 2009 qui s’élevaient à 3×1013 m3 (ONE, 2009). Considérant un taux de récupération du gaz initialement présent
dans les roches d’intérêt économique compris entre 5 et 30% avec les technologies actuelles (CCA, 2014), les volumes extraits pourraient être très importants et permettraient ainsi au Canada d’exporter cette nouvelle ressource vers de nouveaux marchés tels que l’Asie et l’Europe.
1.2.1 Réserve en hydrocarbures au Québec
Si l’histoire du Québec en matière d’exploration et d’extraction des hydrocarbures est beaucoup plus courte que dans l’ouest canadien, la province comptait un total d’environ 280 puits de production d’hydrocarbure au début de l’année 2014 comprenant 29 puits de gaz de shale dont 18 ont été fracturé (Nowamooz et al., 2014; Comité de l’ÉES, 2014a). Séjourné et Malo (2015) ont caractérisé la géologie et le potentiel en hydrocarbure du sud du Québec, région historiquement la plus touchée par l’exploration pétrolière et gazière. Or, les connaissances et données disponibles relatives aux volumes en hydrocarbures présents dans cette zone sont très variables dans les différents bassins sédimentaires puisque les efforts d’exploration fournis d’une région à l’autre diffèrent fortement. Par exemple, le long historique d’exploration dans les Basses-Terres du Saint-Laurent a permis de recueillir
beaucoup d’information quant à la nature et aux volumes des hydrocarbures présents. Ainsi, le shale d’Utica, formation géologique la mieux caractérisée, contiendrait très majoritairement du gaz naturel non conventionnel et les volumes estimés correspondant seraient de l’ordre de 1×1013 m3 (Rivard et al., 2013). La zone touchée, située en partie sur
la rive sud du fleuve Saint Laurent entre Québec et Montréal, abrite environ 2.1 millions de personnes et est caractérisée par une activité agricole importante rendant particulièrement délicate l’extraction du gaz naturel dans cette région (CCA, 2014). Selon Séjourné et Malo (2015), les travaux de forages et les campagnes sismiques effectuées sur l’île d’Anticosti, notamment par les compagnies Pétrolia et Junex, suggèrent qu’il y aurait un potentiel intéressant en ressource non conventionnelle notamment dans la formation de Macasty. Les informations relatives aux volumes présents restent toutefois peu fiables en raison du manque de données actuellement disponibles.
1.2.2 Évaluation des impacts de l’exploitation des gaz de shale au Canada
Au Canada et ailleurs dans le monde, les avis sur les impacts économiques, sociaux et environnementaux associés à l’extraction du gaz non conventionnel divergent fortement, suscitant un débat sociétal enflammé entre partisans et opposants souvent attisé par les médias. En effet, si certains prétendent que l’exploitation du gaz de shale permettrait un développement économique important et une émancipation à l’égard du pétrole, d’autres soutiennent par exemple que cette activité pourrait nuire fortement à l’environnement et qu’elle serait un frein au développement des énergies renouvelables (CCA, 2014). L’exploitation du gaz de shale ne faisant pas l’unanimité au sein de la population canadienne, marquée par de fortes différences culturelles, économiques et sociales, Environnement Canada a chargé le Conseil des académies canadiennes de regrouper un comité d’experts multidisciplinaire dans le but était d’évaluer « l’état des connaissances concernant les incidences des activités d’exploration, d’extraction et de mise en valeur du gaz de schiste au Canada. »2 (CCA, 2014). Cette étude exhaustive a notamment mis en
2 CCA (2014), Conseil des académies canadiennes, Comité d’experts chargé de l’évaluation
Harnacher la science et la technologie pour comprendre les incidences environnementales liées à l’extraction du gaz de schiste. (2014). Incidences environnementales liées à
perspective les incidences de l’exploitation des gaz de shale relativement aux nombreuses différences régionales rencontrées au Canada.
Par ailleurs, en réponse aux inquiétudes manifestées par la population du Québec quant à la sécurité de ses ressources en eaux et de son environnement, le bureau d’audience publique sur l’environnement (BAPE), mandaté le 31 août 2010 par le ministre du Développement durable, de l’Environnement et de la Lutte contre les changements climatiques (MDDELCC), a été tenu d’organiser des consultations publiques dans les régions administratives du Centre-du-Québec, de Chaudière-Appalaches et de la Montérégie dans le but d’informer la population sur le présent sujet. Par ailleurs, le BAPE a été mandaté dans le but de former une commission d’enquête visant d’une part à cadrer le développement des activités d’exploration et d’exploitation du gaz de shale dans le respect des populations et de l’environnement et d’autre part de créer un cadre légal régissant ces activités. Enfin, un groupe d’experts scientifiques a été chargé par le BAPE d’évaluer les différents enjeux reliés au développement de l’industrie du gaz de shale au Québec. Dans les conclusions du rapport daté du 28 février 2011 (BAPE, 2011), le BAPE proposait aux autorités compétentes d’effectuer une évaluation environnementale stratégique (ÉES) visant d’une part à évaluer les impacts socio-économiques et environnementaux de l’exploitation des gaz de shale, et d’autre part à encadrer de manière légale « l’évaluation environnementale des projets d’exploration et d’exploitation gazières et leur réalisation »3
(Comité de l’ÉES, 2014a). En dernier lieu, l’évaluation environnementale se proposait d’évaluer l’utilité d’instaurer l’acquisition de données en continu par un ou plusieurs groupes de scientifiques pour renouveler ce cadre légal. Le BAPE a également conclu que la fracturation hydraulique devrait être interdite sur le territoire québécois, sauf dans le cadre des travaux réalisés dans le cadre de cette évaluation, jusqu’à l’achèvement de l’étude.
L’ÉES a débuté le 12 mai 2011 et le rapport synthèse (Comité de l’ÉES 2014a) a été remis en janvier 2014 au ministre du MDDELCC. Le rapport du Comité de l’ÉES (2014b), quant
3 Comité de l’ÉES (2014), Comité de l’évaluation environnementale stratégique sur le gaz de schiste. (2014). Rapport synthèse, (p. 1).
à lui, a énoncé les principaux enjeux et impacts environnementaux, sociaux, économique et de gouvernance apparaissant dans les nombreuses études effectuées dans le cadre de cette évaluation environnementale stratégique. Ainsi, bien que les réserves en eau disponible au Québec pour la fracturation hydraulique semblent suffisantes à l’échelle de la province, les impacts environnementaux des émissions de gaz à effet de serre et de l’utilisation de substances toxiques lors de la fracturation hydraulique sont, par exemple, encore mal connus. D’un point de vue politique, il est essentiel, selon le Comité de l’ÉES (2014b), que le gouvernement québécois instaure un cadre légal satisfaisant permettant de régir les activités d’exploration et d’exploitation des gaz de shale. Ce rapport a également conclut que le niveau des redevances qui pourraient être perçues par le gouvernement n’était pas favorable à l’installation de l’industrie gazière au Québec. Les conclusions du Comité de l’ÉES (2014b) énonçaient qu’il fallait d’une part adopter « une approche de prévention et de précaution »4 et d’autre part se tenir informer et de se documenter sur les
développements de la recherche scientifique à ce sujet.
En réponse aux préoccupations formulées par les habitants des Îles-de-la-Madeleine face aux risques de dégradation de la qualité des eaux souterraines reliés à l’exploration et à l’exploitation des hydrocarbures, le BAPE a à nouveau été chargé par le MDDELCC de former une commission d’enquête visant à y évaluer les impacts engendré par de tels activités sur les nappes phréatiques le 28 mars 2013. Le mandat de cette commission d’enquête a débuté le 14 mai 2013 et sa durée a été fixée à 5 mois. Fait intéressant, les eaux souterraines sont l’unique ressource en eau potable disponible à faible coût sur l’archipel madelinot. Par ailleurs, le caractère libre des aquifères présents accentue la vulnérabilité de cette ressource face aux déversements d’hydrocarbure en surface. Une gestion efficace et un renforcement de la législation sont autant de mesures jugées nécessaires pour protéger efficacement les nappes phréatiques sur les Îles-de-la-Madeleine (BAPE 2013).
Le gouvernement provincial a déposé le mercredi 15 mai 2013 un projet de loi visant à imposer un moratoire d’une durée de 5 ans (ou jusqu’à ce qu’une législation satisfaisante régissant les activités de l’industrie soit votée par l’Assemblée nationale) sur certaines des
activités d’exploration et d’exploitation de gaz de shale et plusieurs institutions, incluant l’Université Laval, ont participé à la recherche et à l’acquisition de données sur plusieurs sujets clés. L’un d’eux est la dégradation de la qualité des eaux souterraines par les activités d’exploration et de production d’hydrocarbure qui constituent l’une des préoccupations majeures formulée par le CCA (2014).
Le 30 janvier 2014, le MDDELCC a mandaté le BAPE une nouvelle fois dans le but d’évaluer les tenants et aboutissants de l’exploration et de la production de gaz dans le shale d’Utica dans la région des Basses-Terres du Saint-Laurent à la lumière des connaissances acquises dans le cadre de l’ÉES. Cette zone densément peuplée et caractérisée par une activité agricole importante est particulièrement vulnérable aux activités associées à la production de gaz de shale selon les conclusions du rapport du BAPE (2014) rendue public le 14 décembre 2014. En effet, l’exploration et l’exploitation du gaz naturel non conventionnel dans cette zone pourrait entraîner notamment une détérioration de la qualité de l’air, des eaux souterraines et de surface, une augmentation du bruit et de la circulation routière ainsi que des impacts importants sur le paysage. Fait intéressant, ce même rapport évoque les lacunes reliées aux techniques de cimentation des puits de production qui pourraient constituer un chemin de migration préférentiel des formations profondes riches en hydrocarbures et en saumures. Également, le BAPE (2014) a mis l’accent sur le manque d’information relatif à la nature des formations rocheuses comprises entre la formation d’intérêt économique et les aquifères peu profonds (la zone intermédiaire). Par ailleurs, le BAPE (2014) a également souligné la problématique des puits abandonnés souvent délaissée par l’industrie ailleurs au Canada. Il est très probable que la présence de ces puits devenus orphelins constitue par la suite un passif environnemental pour le gouvernement provincial. De plus, les redevances versées au Québec par l’industrie ne suffiraient probablement pas à dédommager l’état pour les coûts environnementaux et sociétaux. Enfin, il semblerait que les activités d’exploration du gaz des hydrocarbures au Québec ne soient pas encore acceptées par la société québécoise actuellement. Le premier ministre Philippe Couillard a d’ailleurs déclaré dans une entrevue à Radio-Canada en décembre 2014: « Il n’y a pas grand intérêt à développer cette
ressource, uniquement sur le plan économique et financier. De toute façon, l’acceptabilité sociale n’est pas là. […]. Actuellement, je ne vois pas l’intérêt de développer ça. »5
Enfin, dans le cadre du Règlement du Prélèvement des Eaux et de leur Protection (RPEP) entré en vigueur le 14 août 2014, le Ministère du Développement durable, de l’Environnement et de la Lutte contre les changements climatiques (MDDELCC) a introduit plusieurs mesures visant à donner un cadre strict aux activités pétrolières et gazières. Une distance minimale de 500 m doit par exemple être observée entre un forage ou un sondage stratigraphique et un puits de prélèvement des eaux souterraines. Cette distance pourrait être augmentée si une étude hydrogéologique en justifie la nécessité (Règlement du Prélèvement des Eaux et de leur Protection).
1.2.3 Évaluation de la migration de méthane gazeux le long de puits de production abandonnés en Amérique du Nord
Si les impacts de l’exploitation des gaz de shale sont aussi bien d’ordre socio-économiques qu’environnementaux, les fuites de gaz naturel d’origine thermogénique le long des puits de production ont également été identifiées comme étant l’un des problèmes majeurs par le CCA (2014) puisqu’ils constituent une source potentielle de contamination aussi bien pour les eaux souterraines que pour l’atmosphère. La cimentation incomplète du puits de production ou l’utilisation d’un ciment de mauvaise qualité lors des étapes de fermeture et d’abandon peuvent notamment générer ce type de phénomène (Bachu et al., 2014; Dusseault et Jackson 2014).
Or, cette problématique n’est pas propre qu’à l’industrie des gaz de shale mais touche l’ensemble de l’industrie de production des hydrocarbures. Toutefois, les impacts en découlant pourraient être plus importants dans le cas des gaz de shale puisque les activités d’exploitation associées touchent une échelle géographique plus grande et nécessite une plus grande densité de puits de production (CCA, 2014). De plus, les fréquentes augmentations de pression dans le puits de production associés aux nombreux épisodes de
http://www.ledevoir.com/environnement/actualites-sur-l-environnement/426902/pause-fracturation hydraulique induisent une dégradation de la qualité du ciment au sein de la zone annulaire selon le CCA (2014).
Or, la migration de méthane le long des puits de production est une thématique connue de longue date par l’ingénierie pétrolière et gazière et de nombreuses études traitent du présent sujet dans la littérature. Comme énoncé par Jackson et al. (2013), Dusterhoft et al. (2014) ont notamment estimé que 15% des puits aux USA présentaient des fuites de gaz après leur première cimentation. Bexte et al. (2009), quant à eux, ont estimé que 7 à 19% des puits forés entre 2005 et 2007 dans l’ouest canadien étaient affectés par la migration de gaz thermogénique le long de leur zone annulaire alors que 9 à 28% d’entre eux présentaient des fuites de gaz à travers leur tubage de surface. Enfin, des simulations numériques de la migration de méthane le long de puits de gaz de shale abandonnés dans les Basses-Terres du Saint-Laurent ont été effectuées par Nowamooz et al. (2015) pour différentes perméabilités de cimentation de la zone annulaire. Ces auteurs ont montré que l’utilisation d’un ciment de bonne qualité permettait de sceller efficacement le puits. En revanche, une cimentation de mauvaise qualité pouvait engendrer la migration de gaz à des débits variant entre 0.04 à plus de 100 m3/j.
Des données isotopiques récentes montrent que 75% des fuites de gaz observées dans l’ouest canadien provenaient des formations intermédiaires riches en gaz (Muehlenbachs et al., 2012).
1.2.4 Évaluation des impacts de la migration de méthane dans les eaux souterraines
Des évidences concernant la migration d’hydrocarbures dans les eaux souterraines ont notamment été observées par Van Stempvoort et al. (2005) dans un aquifère confiné situé dans la région de Lloydminster en Alberta. Osborn et al. (2011) ont également montré qu’il existait une corrélation apparente entre la concentration en méthane dans les eaux souterraines en fonction de la distance au puits de production de gaz de shale dans le nord-est de la Pennsylvanie ainsi que dans la partie supérieure de l’état de New York. Les résultats fournis dans le cadre de cette étude ont toutefois été fortement remis en question par Saba et al. (2011). Siegel et al. (2015) ont par la suite montré qu’il n’existait aucune corrélation entre les niveaux de méthane mesurés dans les puits d’approvisionnement en
eau et la distance aux puits de production dans la région considérée. Sechman et al. (2013) ont trouvés des concentrations importantes d’hydrocarbures légers, de dioxyde de carbone et de matières dissoutes totales à proximité de trois puits de gaz tout près de la ville de Sucha Beskidzka (dans le sud de la Pologne) et ont suggéré que la présence de puits de production scellés de manière non appropriée pouvait influencer significativement la qualité des eaux souterraines dans les aquifères peu profonds. Plus récemment, Hammond (2015) a compilé et analysé des données géochimiques récoltées entre 2009 et 2012 dans la région de Dimock au nord-est de la Pennsylvanie (suite à la contamination de puits d’approvisionnement en eau reliée à l’exploitation d’hydrocarbures en 2009) et a donné une interprétation complète des variations spatiaux-temporelles des concentrations et signatures isotopiques du gaz dans les eaux souterraines.
Or, la migration de gaz naturel dans les eaux souterraines peut influencer significativement les conditions hydrogéochimiques. Effectivement, Kelly et al (1985) ont mesuré des pH et des alcalinités élevés ainsi que des concentrations importantes en Fe2+, Mn2+, et Ca2+
associés à de faibles niveaux d’oxygène dissout, de SO42- et NO3- suite à l’éruption d’un
puits de production à North Madison en Ohio. Par ailleurs, les simulations numériques effectuées par Schwartz (2014) montrent une diminution de la fugacité de l’oxygène et des concentrations en As, Cd, Ni, Pb and U dans les eaux souterraines associées à une augmentation du pH et des concentrations en Se et Cr suite à la migration hypothétique de méthane dans un aquifère d’âge quaternaire en Allemagne.
Bien que le méthane ne soit pas toxique pour l’être humain, des concentrations supérieures à la valeur de solubilité aux conditions de pression et température correspondantes (approximativement 30 mg/L à 1 atm et 8°C) peuvent générer des risques d’asphyxie et/ou d’explosion (Vidic et al., 2013). Au Québec, par exemple, certaines mesures préventives doivent être prises lorsqu’un puits d’approvisionnement en eau dépasse la concentration limite en méthane de 7 mg/L fixée par le MDDELCC. La concentration critique, quant à elle, est fixée à 28 mg/L et correspond à la concentration à laquelle une ventilation immédiate accompagnée d’une modification du système d’approvisionnement en eau est nécessaire (Pinti et al. 2013). Aux États-Unis, l’Office de l’intérieur a proposé une
concentration limite de 10 mg/L pour identifier les puits d’approvisionnement en eau à risque (Eltschlager et al., 2001).
1.2.5 Biodégradation du méthane dans les eaux souterraines
L’oxydation du méthane, présente dans une grande variété d’environnements, permet de consommer efficacement le méthane (Knittel et al., 2009) et contribue ainsi à la dégradation du CH4 dans les aquifères. En ce sens, Christensen et al. (2001) présente une
revue très complète des différentes réactions d’oxydation de composés inorganiques et organiques, incluant le méthane, dans un panache de lixiviat transporté par les eaux souterraines. Or, les microorganismes prenant part à ce processus utilisent différents accepteurs d’électrons en présence dans les eaux souterraines en fonction de l’énergie produite par la réaction de biodégradation. L’oxygène est généralement le premier accepteur d’électron consommé suivit par NO3-, Mn, Fe3+ et SO42- (Appelo et Postma,
2015; Christensen et al., 2001). L’oxydation aérobie du méthane a d’ailleurs été étudiée par Amos et al. (2010) dans un aquifère contaminé par des hydrocarbures et rechargé par des eaux riches en oxygène à proximité de Bemidji dans le Minnesota. Ce processus peut être résumé via l’Équation (1):
CH4 (aq) + 2O2 → CO2 + 2H2O (1)
Or, peu d’études focalisent sur l’oxydation du méthane associée à la réduction des sulfates dans les eaux souterraines. Toutefois, Grossman et al. (2002) ont observé ce processus dans un panache de lixiviat en Oklahoma et ont montré que l’oxydation anaérobie du méthane permettait de réduire efficacement les concentrations en méthane dans l’aquifère. Par ailleurs, Van Stempvoort et al. (2005) ont démontré que les processus couplés d’oxydation du méthane et de réduction des sulfates (Équation 2) étaient actifs au sein d’un aquifère confiné dans la région de Lloydminster en Alberta suite à la migration de méthane gazeux le long d’un puits pétrolier affecté par des problèmes d’intégrité de coffrage. La réaction considérée, entraînant des modifications géochimiques qui ont été observées par Van Stempvoort et al. (2005) à proximité du puits de production, est définie comme suit:
La migration et la dissolution du méthane gazeux et le transport advectif-dispersif-réactif du méthane dans cet aquifère ont été simulés par Roy et al. (2015; en soumission), présenté en annexe du présent document, et par Roy et al. (2016; en soumission) (les résultats de cette dernière étude sont présentés dans les chapitres 4 et 5 du présent document). Or, cette réaction entraine la production de HS- généralement associé à H
2S(aq) dans les milieux
naturels (Appelo et Postma, 2015). Le sulfure d’hydrogène, caractérisé par une solubilité de 5300 mg/L à pression atmosphérique et à 10°C (Weil et al., 2006), est un contaminant indésirable dans les eaux souterraines. Une concentration limite de 0.05 mg/L (objectif esthétique) a d’ailleurs été fixée par Santé Canada pour identifier les excès de concentration en H2S dans les puits d’approvisionnement en eau (Health Canada, 1992).
Berta et al. (2015) mentionnent toutefois qu’une fuite de méthane dans un aquifère peu profond n’entrainerait pas une oxydation rapide du CH4 en raison du taux de croissance très
lent des populations bactériennes impliquées dans la réaction (Équation 2). L’oxydation du méthane serait donc, selon les mêmes auteurs, fonction de la concentration initiale de microbes présents dans l’aquifère avant l’apparition de la fuite.
1.3 Problématique générale
La migration de méthane le long des puits d’hydrocarbure constitue un problème majeur dans l’industrie pétrolière et gazière qui peut entrainer des modifications importantes des conditions hydrogéochimiques des eaux souterraines (Kelly et al., 1985) et ainsi dégrader la qualité des ressources en eau (CCA, 2014). Effectivement, l’intrusion de méthane dans les eaux souterraines peut entrainer une augmentation du pH, la mobilisation de métaux et d’éléments traces ainsi que l’installation de condition anoxique (Kelly et al., 1985; Schwartz, 2014). De plus, la biodégradation du CH4 via les populations bactériennes
présentes naturellement dans les aquifères permet une diminution des concentrations en méthane mais peut également induire la production de composés secondaires toxiques tel que des sulfures comme dans le cadre de l’Équation (2). Par conséquent, en réponse aux préoccupations formulées par le CCA (2014), la problématique suivante est posée dans le cadre du présent mémoire:
Quels sont les impacts potentiels de la migration de méthane le long de puits d’hydrocarbure dans des aquifères peu profonds et comment les conditions hydrogéochimiques qui y règnent contrôlent-elle la biodégradation du méthane et la production de contaminants secondaires?
1.4 Objectifs et méthodes
Dans le cadre de la présente étude, il a été choisi d’évaluer les impacts de la migration de méthane le long des puits d’hydrocarbure dans les aquifères peu profonds par l’intermédiaire de simulations numériques. En effet, cet outil permet d’évaluer un grand nombre de scénarios hydrogéologiques caractérisés par différentes conditions physicochimiques. Par ailleurs, la sensibilité du système hydrogéologique considéré aux différents paramètres utilisés peut facilement être évaluée au moyen d’une analyse de sensibilité.
En premier lieu, il s’agit de modéliser les effets combinés de la magnitude et de la durée de la fuite de gaz et de la vitesse d’écoulement des eaux souterraines au sein d’aquifères confiné et libre peu profonds sur la dynamique du transport réactif de CH4 dans les eaux
souterraines. Dans un second temps, il est nécessaire de comprendre et de simuler les processus permettant la biodégradation de ce composé dans le milieu considéré pour différentes conditions hydrogéochimiques. La production de contaminants secondaires doit également être considérée. Dans le cadre d’un premier scénario, le site de recherche appelé « site de Lindbergh » documenté par Van Stempvoort and Jaworski (1995), Rich (1995), Van Stempvoort et al. (1996), Maathuis and Jaworski (1997) et Van Stempvoort et al. (2005), est choisi dans le but d’évaluer les impacts de la migration de méthane dans un aquifère confiné peu profond (Scénario 1). Cette étude présente une caractérisation complète de l’évolution des conditions géochimiques, incluant les concentrations en méthane, dans le temps et dans l’espace. Le site de Lindbergh est donc considéré comme le cas de référence pour les simulations subséquentes et est présenté en détail dans le Chapitre 2.2.
Un cas fictif impliquant la migration de méthane dans un aquifère libre peu profond est également considéré (Scénario 2). Puisqu’aucun cas similaire au Scénario 2 n’est
disponible dans la littérature, les paramètres physiques et chimiques de l’aquifère de Borden en Ontario sont utilisés pour les simulations correspondantes. Par ailleurs, une concentration en méthane de 10 mg/L (Eltschlager et al., 2001) est utilisée comme concentration limite dans les deux scénarios.
1.5 Structure du mémoire
Le présent mémoire est basé sur l’évaluation de deux scénarios distincts, soit la migration de gaz en provenance d’un puits de production d’hydrocarbure dans un aquifère confiné (Scénario 1) et dans un aquifère libre (Scénario 2). Différentes simulations ont été effectuées dans le but d’évaluer les effets du débit et de la durée de la fuite de gaz, de la vitesse des eaux souterraines, des conditions géochimiques naturelles et de la cinétique des réactions d’oxydation du méthane en conditions aérobie et anéarobie sur les concentrations en CH4.
Le Tableau 1 résume les caractéristiques des différents cas simulés pour les Scénarios 1 et 2. Les colonnes 2 à 9 du Tableau 1 présentent les principaux paramètres utilisés dans chacune des simulations alors que la première colonne indique le numéro du cas correspondant. La dernière colonne, quant à elle, précise le chapitre où les résultats associés sont discutés. Ainsi, les Cas 1 à 6 (Tableau 1) visent à évaluer les impacts de la magnitude et de la durée de la fuite de méthane gazeux sur les concentrations en CH4 dans l’aquifère
confiné (Scénario 1). Il s’agit ici de cas non réactifs et par conséquent conservateurs relativement aux concentrations en méthane.
Dans le cadre des Cas 7 à 9 (Tableau 1), les impacts de la cinétique de l’Équation (2) sur les concentrations en méthane et en sulfures sont étudiés. En particulier, le débit et la durée de la fuite de gaz ainsi que le taux de réaction de l’Équation (2) ont été ajustés dans le Cas 8a de manière à reproduire au mieux les concentrations en méthane dans l’aquifère confiné. Par la suite, une concentration en sulfates de 40 mg/L, caractéristique des aquifères des Basses-Terres du St. Laurent (Blanchette, 2006; Carrier et al., 2013; Larocque et al., 2013), est considérée dans le Cas 10 de manière à comprendre les effets des concentrations en SO42- naturelles sur la cinétique de l’Équation (2). Le Cas 11 est considéré dans le but
appliqué à l’Équation (2). Enfin, toujours dans le cadre du Scénario 1, les effets de la vitesse d’écoulement des eaux souterraines sur les concentrations en méthane, sulfates et sulfure sont étudiés au travers des scénarios 15 (non réactif) et 16 (réactif) caractérisés par une vitesse d’écoulement des eaux souterraines de 2.7 m/a.
Dans le cadre du Scénario 2, quatre cas distincts ont été considérés. Le Cas 12 (Tableau 1), non réactif, vise à évaluer l’étendue du panache de méthane dans des conditions conservatrices lorsqu’un débit de fuite de gaz intermédiaire de 1 m3/j est utilisé. Les
impacts de la biodégradation du méthane au travers des Équations (1) et (2) et de la durée de fuite de gaz sont ensuite étudiés dans les Cas 13, 14 et 17 (Tableau 1).
Après avoir introduit les études principales utilisées pour bâtir la présente étude (Chapitre 2), l’approche numérique, les modèles conceptuels, les paramètres physicochimiques ainsi que les conditions initiales et limites utilisés dans les Scénarios 1 et 2 sont ensuite présentés dans les Chapitres 3, 4 et 5 respectivement. Ces derniers, rédigés en anglais, sont tirés du manuscrit Roy et al. (2016; en soumission) avec l’accord des coauteurs. Ce manuscrit est référencé comme suit:
Roy, N., Molson, J., Lemieux, J.-M., Van Stempvoort, D., & Nowamooz, A. Three-Dimensional Numerical Simulations of Methane Gas Migration from Decommissioned Hydrocarbon Production Wells into Shallow Aquifers. In submission to Water Resources Research, 2016.
Les résultats des Cas 1 à 14 sont décrits dans les Chapitres 4.3 et 5.3 (voir Tableau 1). Par ailleurs, les résultats des Cas 1, 2, 8a, 15, 16 et 17 (voir Tableau 1) peu ou pas détaillés dans Roy et al. (2016; en soumission) sont décrits dans le Chapitre 6. Une conclusion générale permet enfin de faire la synthèse de l’ensemble des résultats obtenus (Cas 1 à 16 du Tableau 1) et d’énoncer les pistes des travaux futurs.
Le manuscrit Roy et al. (2015; en soumission), référencé comme ci-dessous, est fournis en annexe avec l’accord des coauteurs.
Roy, N., Molson, J., Lemieux, J.-M., Van Stempvoort, D., & Nowamooz, A. Numerical Simulations of Aquifer Vulnerability to Methane Gas Leakage from Decommissioned Shale Gas Wells. In submission to: IAHS Red Book (Proceedings: International Conference on Groundwater Vulnerability, Ustroń, Poland, May 25-29, 2015), 2016.
Tableau 1. Résumé des caractéristiques de tous les cas simulés incluant les simulations présentées par Roy et al. (2016; en soumission) (Cas 1 à 14) et les simulations supplémentaires décrites dans le Chapitre 6 de ce document (Cas 15 à 17).
Cas Débit de CH4 (g)
[m3/jour] Durée fuite
[ans] Vitesse eaux souterraines [m/a] [SO4] [mg/L] [O[mg/L] 2] [HS -] [mg/L] , [kg/m3/j] , [kg/m3/j] Chapitre 1 2×10-2 2 0.27 0 0 0 0 0 4.3; 6.1 2 2×10-1 2 0.27 0 0 0 0 0 4.3; 6.1 3 2 2 0.27 0 0 0 0 0 4.3 4 20 2 0.27 0 0 0 0 0 4.3 5 2 4 0.27 0 0 0 0 0 4.3 6 2 0.5 0.27 0 0 0 0 0 4.3 7 2 2 0.27 400 0 7 10-5 0 4.3 8a 2 2 0.27 400 0 7 10-4 0 4.3 8b 2 2 0.27 400 0 7 5×10-5 0 4.3 9 2 2 0.27 400 0 7 10-3 0 4.3 10 2 2 0.27 40 0 7 5×10-5 0 4.3 11 20 2 0.27 400 0 7 10-3 0 4.3 15 2 2 2.7 0 0 0 0 0 6.1 16 2 2 2.7 400 0 7 10-4 0 6.1 12 2 2 26 0 2-10 0 0 0 5.3 13 2 2 26 30 2-10 0 10-4 10-2 5.3 14 2 10 26 30 2-10 0 10-4 10-1 5.3 17 2 2 26 400 2-10 7 10-4 10-2 6.2
*Les Cas 12, 13, 14 et 17 sont associés au Scénario 2 et impliquent la présence d’oxygène et de sulfates. Les Cas restant sont basés sur
2. Présentation détaillée des références principales utilisées dans le cadre du présent mémoire : Données utilisées et sites d’étude
2.1 Simulation numérique de la migration de méthane le long des puits de gaz de shale dans les Basses Terres du Saint-Laurent
Dans le cadre de l’étude environnementale stratégique au Québec (ÉES, 2014a), Nowamooz et al. (2015) ont évalué l’ampleur de la migration de méthane le long d’un puits de gaz de shale abandonné avec des conditions et propriétés représentatives de celles retrouvées dans les Basses-Terres du Saint-Laurent au moyen de simulations numériques. Le modèle conceptuel proposé comprend une succession stratigraphique typique de la région concernée traversée par un puits de gaz de shale abandonné. Le shale d’Utica, d’une épaisseur de 200 m, débute la séquence et est recouvert par 750 m d’unités géologiques (formant la zone intermédiaire) regroupées sous le Groupe de Loraine. Au sommet de la séquence géologique, se trouve un aquifère à nappe libre constitué de dépôts meubles perméables d’une épaisseur de 50 m. Les débits de gaz et de saumure et les temps de migration correspondant ont été évalué à la base de l’aquifère pour différentes perméabilités de ciment scellant la zone annulaire du puits. Les résultats obtenus montrent que le débit de gaz considéré tend à augmenter lorsque la qualité du ciment diminue. La cimentation adéquate de la zone annulaire permet de prévenir la migration de méthane sur une période de 100 ans. Par contre, l’utilisation d’un ciment de mauvaise qualité peut entrainer des fuites de gaz comprises entre 0.04 à plus de 100 m3/an en fonction de la
perméabilité du ciment, de la perméabilité et de la saturation en gaz dans le shale d’Utica et le Groupe de Lorraine. Les débits simulés sont illustrés sur la Figure 1.
Les débits de gaz calculés par Nowamooz et al. (2015) concordent avec les mesures de fuites effectuées sur les puits pétroliers et gaziers effectuées dans l’ouest canadien (Erno and Schmitz, 1996; Dusseault et al., 2014). Les résultats obtenus suggèrent donc qu’un puits abandonné mal cimenté constitue, dans le contexte étudié, un chemin de migration préférentiel du gaz (initialement situé en profondeur) vers la surface et contribue significativement à la contamination des eaux souterraines.
Les débits simulés par Nowamooz et al. (2015) sont utilisés dans le cadre de la présente étude pour évaluer l’impact de la migration de méthane dans des aquifères peu profonds.
Figure 1. Histogramme des débits de gaz mesurés en surface sur les puits de gaz de shale au Québec. La gamme des débits de gaz simulés par Nowamooz et al. (2015) est indiquée par la flèche en trait-tillé au sommet de la figure. Modifié d’après Nowamooz et al. (2015).
2.2 Le site de Lindbergh
Dans le cadre d’une étude visant à déterminer la migration de méthane dans des aquifères peu profonds en provenance de puits pétroliers dans la région de Lloydminster en Alberta, Van Stempvoort et Jaworski (1995), Rich et al. (1995), Van Stempvoort et al. (1996) ont caractérisé de manière très complète un aquifère confiné traversé par un puits pétrolier abandonné et dont la perte d'intégrité du coffrage et de la cimentation a mené à des émissions de méthane. Le site d’étude correspondant est appelé « Site de Lindbergh » par les auteurs susmentionnés.
Le Site de Lindbergh est localisé à proximité de la ville de Lloydminster proche de la frontière entre les provinces de l’Alberta et de la Saskatchewan (Figure 2). Le puits de production, exploité depuis février 1984 jusqu’en novembre 1987, a été foré par Amoco Canada en décembre 1983. Ce dernier mesure 640 m de profondeur et traverse la zone de production (le groupe de Mannville) entre 510 et 580 m sous la surface du sol. Un coffrage
de surface s’étendant de 0 à 100 m de profondeur a également été installé. Le diamètre du trou de forage, du coffrage de surface et du coffrage de production sont 374, 273 et 177.8 mm, respectivement.
Figure 2. Localisation et vue en plan du site de Lindbergh situé dans la région de Lloydminster en Alberta. Le puits de production est localisé au centre et est illustré par un cercle barré d’une croix noir. Chacun des puits d’observation (illustrés par des cercles noirs) est localisé sur la carte accompagné de son identification tel que mentionnée dans Van Stempvoort et al. (2005). La flèche présente le sens d’écoulement des eaux souterraines. Modifié d’après Van Stempvoort et al. (2005).
La migration de gaz le long du puits de production a en premier lieu été observée en 1988 (Van Stempvoort et al., 2005). Par ailleurs, selon Van Stempvoort et al. (1996), le gaz proviendrait du groupe de Mannville (zone de production) et/ou de la formation de Lea Park localisée au-dessus de la formation d’intérêt économique.
Entre 1994 et 1995, 5 puits d’observation (LND-94-01A à LND-94-05) et 3 puits multi-niveaux (LND-95-06 à LND-95-08) ont été installés sur le site pour évaluer l’ampleur de la contamination (Figure 2). Les mesures de niveau d’eau dans les puits d’observation ont tout d’abord permis de déterminer que le faible gradient hydraulique de 5×10-5 induisait un lent
écoulement des eaux souterraines en direction du sud-ouest (Van Stempvoort et Jaworski, 1995; Van Stempvoort et al., 1996). La magnitude du gradient hydraulique étant comprise dans la marge d’erreur des mesures de niveau d’eau effectuées, la vitesse et le sens d’écoulement des eaux souterraines n’ont pas pu être déterminés avec précision (Van Stempvoort et Jaworski, 1995).
Les campagnes d’échantillonnage effectuées entre 1994 et 1996 montrent une augmentation des concentrations en méthane à moins de 10 m du puits de production. Dans cette zone, la signature isotopique du méthane migrant le long du puits de production est identifiée comme étant thermogénique (δ13C compris entre -64.7 et -69.5 ‰ selon Rich, 1995). La
présence d’éthane et de propane dans cette zone corrobore également cette hypothèse (Rich, 1995). Par ailleurs, Van Stempvoort et al. (1996) ont également observé une diminution des concentrations en SO42- et une augmentation du fer dissous vers le sommet
de l’aquifère entre 1994 et 1995 suggérant que les sulfates et le Fe3+ étaient conjointement
utilisés par les populations bactériennes en présence pour oxyder le méthane dissous. Les données récoltées en 2002 par Van Stempvoort et al. (2005) indiquent, quant à elles, une diminution des concentrations en méthane et sulfates à proximité du puits de production alors que les concentrations en fer restent stables. Ces données suggèrent donc que les sulfates sont dès lors l’accepteur d’électron principalement utilisés et que la réaction d’oxydation du méthane et de réduction des sulfates (Équation 2) est effective au sommet de l’aquifère. Cette hypothèse est par ailleurs fortement corroborée par la composition isotopique du méthane, des sulfates et du bicarbonate.
En effet, Van Stempvoort et al. (2005) ont montré que la consommation de méthane et de sulfates à proximité du puits de production par les populations bactériennes présentes dans le milieu était soulignée par une augmentation des valeurs de δ13C et δ34S des atomes de
carbone et de souffre des molécules de CH4 et SO42-, respectivement. La production de
HCO3- est, quant à elle, indiquée par une diminution du δ13C contenu dans le carbone
inorganique dissous à moins de 10 m du puits de production comparativement au puits d’observation éloignés (Van Stempvoort et al., 2005).
Fait intéressant, Van Stempvoort et al. (2005) n’ont pas observé une augmentation des concentrations en sulfure à proximité du puits de production suggérant ainsi que le souffre a probablement précipité sous forme de sulfure de métaux ou sous forme de S0 (Milucka et
3. Numerical modelling approach (taken from Roy et al. (2016; in submission))
Multiphase flow (gas and water), and dissolved methane transport from a leaky well, was simulated in each scenario using the multi-phase and multi-component open-source Distributed and Unified Numerics Environement (DUNE) module DuMux (Flemisch et al.,
2011). Since reactive processes are not available in DuMux, the simulated methane gas
saturations were coupled at each time step to the BIONAPL/3D finite element model (Molson and Frind, 2015) for reactive transport of the dissolved gas phase.
Full details on the multiphase and multi-component numerical simulations which were used to generate the well bore fluid leakages (i.e., methane and brine) used in the current paper can be found in Nowamooz et al. (2015), who evaluated methane and brine leakage along the cemented casing of a conceptual decommissioned shale gas well in the St. Lawrence Lowlands (Québec, Canada). Their results showed that a properly cemented decommissioned well can prevent gas migration over a long time scale. However, a poorly cemented borehole resulted in gas leakage rates ranging from 0.04 m3/d to more than 100
m3/d, which corresponded well with surface casing vent flows measured on hydrocarbon
wells elsewhere in Canada (Erno and Schmitz 1996, Dusseault et al., 2014, Nowamooz et al., 2015).
The gas-phase leakage rates simulated by the DuMux model were then coupled to the
BIONAPL/3D model which accounts for multi-component advective-dispersive transport coupled with electron-acceptor limited biodegradation. The simulations were run for gas inflow rates varying from 2×10-2 to 20 m3/d and leakage durations from 0.5 to 10 years.
Transport of the dissolved phase methane in BIONAPL/3D is governed by advection-dispersion following Equation (3):
= , − + − − (3)
where C is the dissolved methane concentration [kg/m3], is the retardation factor [-], is
the porosity [-], is the water saturation [-], Dij is the hydrodynamic dispersion tensor [m2/s], is the Darcy flux [m/s], is the effective solubility of methane in water [kg/m3],
effective biodegradation rate of methane [kgmethane/kgmicrobe/s], xi are the spatial coordinates
(x,y,z) [m], and is time [s].
The dissolution source term in Equation (3) (the third term on the right-hand-side), normally applied for dissolution of a non–aqueous phase liquid (Frind et al., 1999), is adapted here to simulate the dissolution of the methane gas phase (provided by the DuMux
model) into the water phase. A sufficiently high methane dissolution rate (
λ
DIS) wasenforced in the model to ensure methane solubility in water was reached under the given aquifer conditions.
We assume that methane oxidation coupled with oxygen and sulfate reduction follows a dual-Monod type kinetic model (Molson and Frind, 2015) given by Equations (4) - (6) respectively: = ∑ , , ∙ , ∙ (4) = , , , ∙ , ∙ (5) = , , , ∙ , ∙ (6)
where and are the effective oxygen and sulfate consumption rates, respectively, [kgsulfate/kgmicrobe/d], is the concentration of the electron acceptor ( , ) [kg/m3],
is the microbe concentration associated with electron acceptor n ( , ) [kg/m3], , and , are the stoichiometric mass ratios of EA consumption to
methane consumption (kg/kg), , is the maximum oxidation rate of methane with electron acceptor n ( , , , ) [kgmethane/kgmicrobe/d], , are the methane
half-utilization-rate concentrations under each electron acceptor ( , , , ) [kg/m3], , are the electron acceptor half-utilization-rate concentrations ( , , , )
[kg/m3], are the electron acceptor inhibition constants, and N
A is the number of electron acceptors (here = 2: and ).
The transport module in BIONAPL/3D is coupled to a 3D transient nonlinear groundwater flow equation which accounts for saturation-dependent relative permeability following the Corey (1987) function, in this case due to methane gas occupying the pore space around the leaky well. The flow-transport coupling and non-linear relative permeability, dissolution and decay terms are handled using a Picard iterative scheme with central time-weighting. Deformable brick elements are used with an iterative water table search for the unconfined aquifer scenarios, and both flow and transport matrices are solved using an efficient conjugate gradient solver. Similar numerical approaches have been used in reactive transport modeling by Frind et al. (1999) and Molson et al. (2008; 2012).
4. Scenario 1: The Lindbergh site, Alberta, confined shallow aquifer (taken from Roy et al. (2016; in submission))
4.1 Conceptual model
The first conceptual model is based on the Lindbergh field site described by Van Stempvoort et al. (2005), in which a homogeneous, isotropic and confined aquifer of constant thickness is intersected by an abandoned vertical hydrocarbon production well (Figure 3). Composition of the gas phase migrating along the production well at the Lindbergh site was described by Van Stempvoort and Jaworski (1995), Van Stempvoort et al. (1996), Maathuis and Jaworski (1997) and Rich (1995) who identified methane as the main component although other hydrocarbons such as ethane and propane were also detected. Thus, gas entering at the base of the initially water-saturated aquifer was assumed to be only CH4 and the presence of other thermogenic gases such as ethane and propane
was neglected.
Figure 3. Conceptual model of methane leakage in the confined scenario, showing a confined shallow aquifer pierced by a vertical production or abandoned well that is leaking methane gas phase.
Based on simulation results obtained by Nowamooz et al. (2015), we used plausible gas leakage rates into the base of the aquifer ranging from 0.02 to 20 m3/d for all subsequent
simulations. These rates are considered reasonable because as mentioned by Nowamooz et al. (2015), most surface casing vent flows measured elsewhere in Canada fall within this range of magnitude despite the site-specific geological characteristics (Erno and Schmitz 1996, Dusseault et al., 2014). We implicitly assume that because of strong gas buoyancy and relatively low hydraulic gradients, the measured range of surface casing vent flows (SCVFs), which are measured at ground surface, also reflects leakage rates entering the base of the aquifer. Gas phase migration along the borehole simulated with the DuMux code
by Nowamooz et al. (2015) accounted for capillary pressure effects. Capillary pressure and relative permeabilities were calculated as a function of saturation using the Brooks and Corey (1964) model. Due to lack of data, a gas entry pressure of 1.2×103 Pa was
obtained using the empirical model of Thomas et al. (1968). Since no data were available for the irreducible liquid and residual gas saturations, they were assumed equal to 20% and 0%, respectively, for all simulations. Considering a gas phase saturation of 70% (maximum simulated value), the assumed parameters lead to a maximum capillary pressure of 3.4×103 Pa. Due to its negligible influence on the results presented here, and to simplify the
numerical procedures, the capillary pressure is therefore set to zero in all simulations. The effect of irreducible liquid and residual gas saturations on the numerical results is beyond the scope of this paper and will not be discussed here. As a first approximation, gas entering the aquifer along the well annulus was assumed to flow constantly with time and was stopped abruptly after a given period. Moreover, once the methane gas phase reached the base of the confined aquifer, it was assumed to migrate directly into the groundwater. This assumption allows us to consider the most conservative case with respect to methane contamination into the aquifer. Thus, the production well was not considered in the simulations.
Methane solubility was calculated for the governing physical and chemical conditions at the top of the confined aquifer where most of the gas would accumulate. Assuming that methane and water are at equilibrium, methane solubility in water can be calculated using Henry’s law, given as:
= × (7) where and are the solubility and the partial pressure of methane, respectively, and is the Henry coefficient of methane at temperature T. Also, the partial pressure of methane can be calculated from Raoult’s law:
= × (8)
where, neglecting the presence of other gases, = = 3.42 atm.
An appropriate Henry coefficient is calculated using the Van’t Hoff equation:
= ∙ [−∆ ∙ − ] (9)
where is the Henry coefficient at the given temperature T, is the Henry coefficient at the standard temperature of 298.15 K (25 °C), ∆ is the enthalpy of solution and is the gas constant. Thus, considering = 1.3×10-3 M/atm, a
uniform temperature T of 278.15 K (5°C) and −∆ = 1800 K (Sander 1999), the corresponding Henry coefficient can be given as = 1.98×10-3 M/atm.
Introducing the calculated and kH (T) in Equation (7) and using a molar mass for methane of 16.04 g/mol, the CH4 solubility in water at the corresponding
temperature, pressure and salinity conditions is approximately 110 mg/L. This value is consistent with the calculated methane solubility derived from Duan et al. (2006).
Based on the relatively low solubility of methane at the corresponding physical and chemical conditions, the mass input of dissolved methane in the aquifer through brine migration was assumed to be negligible in comparison to the gas phase (Nowamooz et al., 2015). Furthermore, any pressure disturbance caused by the brine influx was assumed to be too small to disrupt the natural hydraulic gradient. Also, the glacial till unit above the aquifer was assumed to be impermeable to water and gas thus preventing upward gas migration beyond the aquifer.
If the dissolved methane concentrations exceed its solubility, a methane gas phase is generated. Due to its low density, the gas-phase will migrate upward by buoyancy and will
![Sums of squares in $\mathbb {Z}[\sqrt{k}]$](data:image/gif;base64,R0lGODlhAQABAIAAAP///wAAACH5BAEAAAAALAAAAAABAAEAAAICRAEAOw==)