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L’Uranium dans le cycle minier
Propriétés de l’Uranium
L’Uranium, découvert en 1789 par Martin Klaproth, est connu depuis près d’un siècle du fait de son potentiel énergétique. En France, son exploitation est actuellement arrêtée, mais reste au centre de démarches environnementales de gestion d’anciens sites miniers. Les résidus de l’extraction peuvent représenter une source de contamination potentielle et doivent donc être surveillés. Connu pour ses propriétés radioactives (Degueldre, 2017), il fait aussi partie de la famille des métaux traces. L’Uranium est de plus un radioélément possédant trois isotopes principaux . L’Uranium possède donc à la fois une toxicité chimique du fait de ses propriétés de métal et une toxicité radiologique.
Uranium dans l’environnement
La base de données FOREGS (Geochemical Atlas of Europe; copyright © 2005, montre les teneurs en Uranium en Europe pour les eaux et les sédiments. Les concentrations les plus importantes en France métropolitaine (>5 mg/kg) sont notées au sein des massifs granitiques (massif central et Bretagne). On peut remarquer qu’une teneur élevée au sein des eaux n’est pas proportionnelle à une haute teneur dans le sédiment. Cela indique que la mobilisation et le transport de l’Uranium sont régis par un ensemble de processus non linéaires (complexation, solubilité, sorption…).
Le cycle minier
Le cycle minier est composé de plusieurs étapes. Après une première étape d’exploration, puis la phase d’exploitation, vient la phase de réaménagement. Les études sur le réaménagement sont lancées dès les premières phases du projet.
Distribution de l’Uranium
Il existe plusieurs types de gisement (issus de processus hydrothermaux, ou associés à des discordances) et les conditions de formation du gisement (e.g. forme de lentille) ont un impact sur les teneures en Uranium (Cuney, 2009). L’Uranium présente une moyenne de concentration mondiale naturelle dans la croute terrestre de 3 ppm (Bleise et al., 2003), avec des pics de concentrations étroitement liés à la minéralogie (Neiva et al., 2016 ; Gomez-Gonzalez et al., 2018). Par exemple, de fortes concentrations, à 1000 ppm, sont mesurées dans certains gisements granitiques (Baik, et al., 2003) et jusqu’à 20 000 ppm dans des gisements sous discordance où des couches d’une formation récente recouvre une formation plus ancienne concentrée en Uranium (Ramaekers, 2007; Jefferson et al., 2007). Les plus hautes teneurs sont localisées dans des saumures à dominance calcique (Ca) (Cuney, 2009 ; Richard, 2009) telles qu’observées dans les gisements du Bassin de l’Athabasca (Canada).
Les différents types de mines
Une fois que les gisements sont localisés, l’exploitation et l’extraction peuvent commencer. Les deux procédés les plus couramment utilisés dans l’exploitation minière sont les mines à ciel ouvert (Douglas et al., 2009) et les travaux miniers souterrains (Goldstein et al., 1979; Gerzhmansky, 1980). Un dernier procédé d’exploitation est au cœur de nombreux développements: la récupération in situ (Falck 2015; Pelizza et Bartels 2016). Ce procédé est spécifique à l’Uranium car lié à ses propriétés chimiques : il tire parti de la forte solubilité de l’Uranium en conditions oxydantes et acides (ou oxydantes et basiques en contexte carbonaté) pour récupérer l’Uranium par circulation de solutions lixiviantes. Bien adaptée aux gisements perméables, étendus, de faible teneur, cette technique représente aujourd’hui plus de 50 % de la production Uranium annuelle (AIEA, 2016).
Dans tous les cas, une fois l’exploitation terminée, l’exploitant est soumis à une obligation de remise en état du site.
Gestion de l’après mine : le contexte « post-mine »
Le concept de post-mine est basé sur la réhabilitation d’un site minier après son exploitation (Raj et al., 2013). À l’arrêt de la mine, les stériles restent sur le site et le cas échéant des résidus de traitement (Chautard et al., 2017). Ils doivent être évacués ou stockés au sein de structures imperméables afin d’éviter tout marquage chimique ou radiologique dans les eaux. Les eaux de percolation et d’exhaure associées peuvent faire l’objet de traitements en fonction de leurs concentrations en Uranium (U) et Radium (Ra) avant rejet dans l’environnement. En 2018, il existe seize stations de traitement sur les anciens sites miniers uranifères en France afin de traiter ces eaux. Ce processus a pour objectif de diminuer le risque de contamination des masses d’eau par voie dissoute. Pour cela différents procédés sont utilisés. Ils reposent majoritairement sur des procédés de précipitation et coagulation, floculation, décantation à l’aide de sulfates d’alumium pour l’Uranium (et de sulfate de baryum pour le radium associé). Des résines échangeuses d’ions sont par ailleurs utilisées sur le site de Lodève.
Géochimie de l’Uranium
Les éléments chimiques interagissent entre eux dans l’eau entrainant ainsi la formation de complexes aqueux, la sorption voire les précipitations minérales. Ces différentes espèces ont des propriétés (transport, biodisponibilité) différentes. En fonction des conditions chimiques (pH, Eh, mais aussi teneur d’autres éléments chimiques), la spéciation indique entre autres le ratio entre la fraction d’Uranium présente dans l’eau (la fraction dissoute) mobile et celle présente dans le sédiment (la fraction sorbée ou précipitée) immobile (Bernhard et al., 1998; Thorslund et al., 2017).
L’Uranium présente une chimie complexe en interaction avec le milieu naturel. Cet argument doit donc être pris en considération dans le débat sur les Normes de Qualité Environnement NQE au niveau de l’Europe. Les NQE sont des valeurs seuils qui sont les concentrations qui ne doivent pas être dépassées afin de protéger la santé humaine et l’environnement. L’environnement doit présenter des teneurs inférieures à ces valeurs seuils dans le but d’atteindre un bon état chimique et écologique des eaux en 2027. Une liste de ces valeurs, appelé annexe X, a été éditée dans le cadre de la Directive Cadre Européenne sur l’Eau (DCE) (Directive 2000/60/CE-annexe X). En effet, l’Uranium ne fait actuellement pas partie de l’annexe X des substances prioritaires et ne possède donc pas de NQE officielle ni pour l’eau, ni pour les sédiments. Il est donc intéressant d’étudier aujourd’hui le comportement de l’Uranium et en particulier ses interactions (i) au sein de l’environnement et (ii) dans le transfert sédiment-eau-biote, dans le but de d’estimer l’importance de la géochimie de l’Uranium sur ces transferts . C’est dans ce contexte que la notion et l’étude de la biodisponibilité, la fraction d’une substance qui atteint la circulation sanguine en ne modifiant pas sa forme, prend son sens.
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Table des matières
Chapitre I – Introduction
Chapitre II – Etat de l’art
1 L’Uranium dans le cycle minier
1.1 Propriétés de l’Uranium
1.2 Uranium dans l’environnement
1.3 Le cycle minier
1.3.1 Distribution de l’Uranium
1.3.2 Les différents types de mines
1.3.3 Gestion de l’après mine : le contexte « post-mine »
2 Géochimie de l’Uranium
2.1 Spéciation chimique
2.1.1 Eh-pH
2.1.2 Dissolution et complexation en phase aqueuse
2.2 Sorption et principaux modèles associés
2.2.1 Complexation de surface
2.2.2 Échange d’ions
2.2.3 Effet de la nature minéralogique
3 Écotoxicité de l’Uranium
3.1 Définition
3.2 Mécanismes d’entrée
3.2.1 Voie trophique
3.2.2 Processus d’adsorption
3.2.3 Voie directe
3.3 L’influence de la spéciation sur la biodisponibilité
3.3.1 Conditions d’oxydo-réduction-pH
3.3.2 Présence de ligands inorganiques
3.3.3 Matière Organique
3.4 Sorption
3.5 Centre d’accumulation chez l’Homme
3.6 Processus d’élimination
4 Représentation de la biodisponibilité et de la bioaccumulation
4.1 Tests d’exposition et d’accumulation
4.2 Utilisation d’organismes accumulateurs
4.2.1 Accumulation
4.2.2 Caractéristiques morphologiques
4.2.3 Reprotoxicité
4.2.4 Taux de survie
4.3 La performance des capteurs passifs
4.3.1 Information générale
4.3.2 Les differents types de résines
4.3.3 Calcul des concentrations
4.3.4 Les DGT et DET pour représenter la biodisponibilité
4.4 La modélisation comme outil d’étude géochimique et écotoxicologique
5 Réglementation dans le cadre de la Directive Cadre Européenne
6 Synthèse de la méthodologie scientifique de l’étude
Chapitre III – Approche in situ : Etude de la biodisponibilité à partir de données de terrain en contexte post-mines
1 Objectif
2 Campagne de prélèvement sur le site de Bois-Noirs-Limouzat
3 Article soumis dans Chemosphere : Environmental geochemistry and
bioaccumulation/bioavailability of Uranium in a post-mining context – the BoisNoirs Limouzat mine (France)
4 Discussion autour du point aval
4.1 Effet de la dilution
4.2 Comparaison aux normes
5 Etude DGT : retour d’expérience sur les résines
6 Perspective d’utilisation : étude de l’effet cocktail
7 Conclusion générale sur l’approche in situ
Chapitre IV – Comportement des phases minérales pures : aspect géochimique et écotoxicologique
1 Objectifs
2 Principe de fonctionnement
3 Particularités des expériences
3.1 Choix de la substance
3.2 Choix de l’organisme et de la date d’introduction
3.3 Choix de la résine DGT
4 Protocole expérimental
4.1 Préparation du sédiment
4.1.1 Humectation
4.1.2 Spike
4.2 Mise en place de l’exposition
4.2.1 Préparation des milieux d’exposition
4.2.2 Périodes de décontamination et d’acclimatation
4.3 Exposition et prélèvements
4.3.1 Introduction des chironomes
4.3.2 Introduction des DGT
4.3.3 Ajout d’une source de nouriture
4.3.4 Prélèvements
4.4 Synthèse du protocole expérimental
4.5 Expérience d’épuration
4.6 Analyses
4.7 Contrôle qualité
4.7.1 Utilisation des étalons Uranium
4.7.2 Utilisation de certifiés pour la précision analytique
Chapitre V – Conclusion
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