Soutenance mémoire
Mécanismes d’enlèvement des métaux
Le drainage minier acide (DMA)
On peut définir le drainage minier comme étant le résultat de la circulation des eaux tant de surface
que souterraines à travers les composantes d’un site minier (parcs à résidus, haldes à stériles, galeries de mines). Différents phénomènes affectent la qualité du drainage minier, notamment l’oxydation des minéraux acidogènes (p. ex. sulfures métalliques), la neutralisation par les minéraux acidivores (p. ex. carbonates, hydroxydes, silicates), la précipitation de minéraux secondaires, et la solubilisation des éléments les plus mobiles (Bussière et al., 2005).
Le drainage minier peut être classifié en trois catégories, suivant le pH de l’eau: le DMA, si le pH est inférieur à 6; le drainage neutre contaminé (DNC), si le pH est compris entre 6 et 9; et le drainage alcalin si le pH est supérieur à 9 (Aubertin et al., 2002b; Nordstrom et al., 2015).
Dans le cas de rejets sulfureux, lorsque le pouvoir neutralisant ne permet pas de neutraliser tout l’acide qui est produit par l’ oxydation des minéraux réactifs, on parle de génération de DMA (Bussière et al., 2005). Le DMA est la résultante d’un ensemble de processus chimiques et biologiques par lesquels les minéraux sulfureux (sulfures comme la pyrite ou la pyrrhotite par exemple) sont oxydés au contact de l’eau et de l’air (Blowes et al., 2003; Neculita, 2008; Genty, 2012; Nordstrom et al., 2015). Ce dernier est caractérisé par un pH faible dû à la présence d’acide sulfurique (H2SÜ4) dans sa composition et à des concentrations en sulfates et métaux dissous élevées pouvant se retrouver dans le milieu récepteur, en absence de mesures de contrôle appropriées (Nordstrom et al., 2000; Potvin, 2004; Neculita, 2008; Macias et al., 2012).
Les systèmes de traitement du DMA
Plusieus stratégies ont été proposées pour le traitement du DMA et bien que la prévention de la génération d’acidité à la source soit préférable, celan’ est pas toujows possible, surtout sur les sites miniers abandonnés. Il devient donc nécessaire de collecter et de traiter les eaux contaminées afm de diminuer les impacts néfastes de cette pollution sur le milieu récepteur (Matagi et al., 1998; Johnson et Hallberg, 2005; Aubertin et al., 2011).
Il existe deux principaux types de traitement des eaux minières contaminées par le DMA : les systèmes actifs et les s:,otèmes passifs. Ces derniers peuvent ensuite être subdivisés en sytèmes de traitement biologique et sytèmes de traitement abiotique. La sélection d’un sytème adéquat qu’il soit actif ou passif, est primordiale dans le succès du traitement de l’effiuent (Higginset Whitford, 2003).
Les marais épurateurs artificiels
Les marais filtrants artificiels sont des écosystèmes qui ont été conçus pour recréer les processus naturels mettant à profit les interactions entre le sol, les microorganismes et les plantes (Vymazal, 2010). Tel que mentionné antérieurement, ils constituent des systèmes nécessitant peu d’énergie et offrant une solution durable au traitement des eaux. De plus, comparativement aux procédés traditionnels, les marais filtrants ont généralement un faible coût d’installation et d’exploitation, une facilité d’utilisation, ainsi qu’une bonne intégration dans le paysage et une efficacité comparable aux systèmes actifs (Melanson, 2006; USEPA, 2014).
À titre d’exemple, certaines études rapportent des taux d’enlèvement allant jusqu’à 87,9 et 95 % pour le Pb, le Cr, et le Fe, respectivement dans des eaux contaminées en métaux (Gikas et al., 2013). Les marais ont aussi été testés dans le traitement des eaux de ruissellement provenant des autoroutes. Les résultats ont montré une capacité de rétention de 73,5 % pour la matière en suspension, 55,5% pour le carbone organique dissous, 81,9% pour l’azote ammoniacal et 57,1% pour le phosphore total (Fu et al., 2014).
Dans ces systèmes, le traitement de l’eau s’effectue au moyen d’une combinaison de processus physiques, chimiques et biologiques, incluant la sédimentation, la précipitation, l’adsorption sur les particules de sol, l’assimilation par les plantes et les transformations micro biologiques (Matagi et al., 1998; Stottmeister et al., 2003).
Marais à écoulement horizontal en surface
Ce type de marais est caractérisé par un bassin d’eau libre passant principalement au-dessus de la surface du sol et 1′ écoulement se fait horizontalement de l’entrée vers la sortie pour un TRH minimal recommandé de 10 jours (Reed et Brown, 1995; Verhoeven et Meuloman, 1999; Higgins et Whitford, 2003 ; USEPA, 2014). Les plantes sont généralement émergentes ou flottantes, alors que le bassin est souvent entre de 0,2 à 0,4 rn de profondeur (V erhoeven et Meuloman, 1999; Truu et al., 2009). Ce type de marais est un choix quasi exclusif pour le traitement des eaux pluviales urbaines, agricoles et industrielles, pour les eaux domestiques en milieu tropical ou subtropical, car
c’est le type de marais le plus économique. En raison de leur capacité à gérer une variation du débit, du niveau d’eau, et de leur économie, ils sont aussi fréquemment employés dans le traitement des eaux de mines (Vymazal, 2010).
Dans les marais horizontaux surfaciques, les mécanismes de traitement des eaux usées comprennent les suivants: la décantation des solides en suspension; la diffusion des nutriments dissous dans les sédiments; la minéralisation de la matière organique; l’absorption des éléments nutritifs par les microorganismes et par la végétation; l’adsorption sur les sédiments et les organismes vivants et la précipitation dans les sédiments (Verhoeven et Meuloman, 1999).
Le milieu poreux
La taille des grains composant le milieu filtrant du marais épurateur artificiel a de l’influence sur sa performance puisque celui-ci doit fournir des conditions optimales pour la croissance microbienne de même que pour l’ adsorption des contaminants présents dans les eaux usées (Truu et al., 2009). La granulométrie du substrat varie généralement de 2 à 128 mm, pour une porosité de 28 à 45 %. Un milieu poreux est favorable, puisqu’il fournit une plus grande surface de contact pour le traitement et permet le développement de biofilms (Calheiros et al., 2008; Truu et al., 2009). Les constituants du mélange réactif doivent également arriver à maintenir un écoulementadéquat au sein du système (Neculita et al. , 2007).
Dans la majorité des marais artificiels, le milieu filtrant est composé d’éléments naturels comme du gravier, de la pierre concassée ou du sable et de la matière organique (Calheiros et al, 2008; Vymazal et Krôpfelovi, 2011; Gikas et al., 2013; Ranieri et al., 2013; Fu et al., 2014). Lorsque l’effluent est chargé en matière organique, comme dans le cas d’effluents municipaux ou agricoles, l’addition d ‘une source de matière organique n’est pas nécessaire, puisqu’elle se trouve en quantité suffisante dans l’eau usée à traiter, contrairement aux effluents miniers qui sont souvent concentrés en minéraux (Persson et Wittgren, 2003).
Temps de résidence hydraulique
Un écoulement d’eau adéquat dans les systèmes de traitement passifs est souvent associé avec le TRH. La fraction de temps que l’eau passe à l’intérieur d’un système pour ensuite en ressortir va refléter les caractéristiques de déplacement de l’eau à travers celui-ci et ainsi le degré de traitement
des eaux polluées. Afin de réaliser un traitement optimal, le TRH doit être supérieur ou égal à la durée de la réaction ou encore à 1′ atteinte d’une concentration permettant de rejeter l’effluent dans l’environnement. Plus le temps de séjour est long, plus la proportion de polluants retenue sera importante (Kusin, 2013). En effet, l’enlèvement des contaminants dans les marais artificiels est grandement dépendant du TRH, mais aussi, du taux de charge hydraulique. Ces deux variables affectent la durée de contact entre les polluants, la population microbienne, les végétaux et le substrat dans le marais (Faulwetter et al., 2009).
Par contre, un TRH trop long peut réduire la porosité et la perméabilité du mélange réactif, surtout à forte contamination de l’eau, ce qui pourrait conduire à des problèmes au niveau hydraulique et éventuellement, à une diminution de 1 ‘efficacité à long terme. Un compromis doit donc être trouvé afin d’assurer la pérennité du système et de respecter les limites de rejet dans l’environnement (Neculita et al., 2008a, 2008b ).
Mécanismes d’enlèvement des métaux
Rappelons que le DMA est généré par un ensemble de processus chimiques et biologiques par lesquels les minéraux sulfureux sont oxydés au contact de l’eau et de l’air (Blowes et al., 2003).
Ceci a pour conséquence le relâchement d’acidité, de sulfates et de métaux dissous dans l’environnement (Blowes et al., 2003; Zagury et al., 2005; Marcias, 2012). La cinétique de la réaction d’oxydation est déterminée notamment par le pH, la température, la concentration en oxygène dissous et gazeux, le degré de saturation, l’activité chimique du Fe 3+, la surface spécifique et la morphologie exposée des métaux sulfureux et l’activité bactérienne (Akcil et Koldas, 2006; Evangelou, 1995; Nordstrom et al. , 2015).
Les marais filtrants ont plusieurs fonctions qui permettent de traiter cette eau de drainage contaminée qui représente une source de pollution non négligeable pour l’environnement.
Des taux d’enlèvement jusqu’à 100 % ont été rapportés dans les marais naturels et artificiels (Sheoran et Sheoran, 2006). La performance du système dépend du débit, de la qualité de l’eau à l’entrée et de la composition des substrats utilisés, qui vont influencer les mécanismes d’enlèvement des métaux impliqués. La connaissance de ces mécanismes et des processus qui les
contrôlent augmente la probabilité de succès du traitement par marais filtrant. Cependant, ces mécanismes et leurs interrelations ne sont pas toujours bien compris (Ye et al. , 200 1; Sheoran et Sheoran, 2006; Marchand et al., 2010). Le traitement de l’eau serait accompli par une variété de procédés. Ceux-ci impliqueraient des processus physiques (sédimentation, floculation), chimiques (sorption) et biologiques (sulfata-réduction, phytoextration) fonctionnant de façon indépendante dans certains cas et dans d’autres, de manière interactive (Matagi et al. 1998; Ye et al., 2001; Stottmeimeister et al., 2003; Marchand et al., 2010; Adams et al. , 2012).
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Table des matières
CHAPITRE 1 INTRODUCTION
1.1 Problématique
1.2 Objectifs
CHAPITRE 2 REVUE DE LITTÉRATURE
2.1 Le drainage minier acide (DMA)
2.1.1 Processus de génération du DMA
2.1.2 Génération abiotique du DMA
2.1.3 Génération biotique du DMA
2.2 Les systèmes de traitement du DMA
2.2.1 Systèmes actifs
2.2.2 Systèmes passifs
2.3 Les marais épurateurs artificiels
2.3.1 Description
2.3.2 Dimensionnement
2.4 Type de marais filtrants
2.4.1 Marais à écoulement horizontal en surface
2.4.2 Marais sous-surfaciques à flux horizontal
2.4.3 Les marais filtrants sous-surfaciques à flux vertical
2.4.4 Les marais hybrides
2.5 Le milieu poreux
2.5.1 Temps de résidence hydraulique
2.5.2 Les bactéries
2. 5.3 Température, saisons et activité bactérienne
2.5.4 Les plantes
2.6 Mécanismes d’enlèvement des métaux
2. 6.1 Rappel
2. 6.2 Mécanismes d’enlèvement physique des métaux
2.6.3 Mécanismes d ‘enlèvement chimique des métaux
2. 6.4 Mécanismes d’enlèvement biologiques des métaux
2.7 Analyses des métaux et de leur spéciation dans les sédiments
2.8 Besoins en recherche
CHAPITRE 3 MATÉRIEL ET MÉTHODES
3.1 Mise en place des essais
3.2 Alimentation des marais en DMA
3. 2.1 Échantillonnage et analyses de l ‘eau
3.2.2 Analyse ICP
3.3 Caractérisation des matériaux
3.3.1 Caractérisation physico-chimique et bactériologique des matériaux constituants des marais
3.4 Caractérisation des mélanges réactifs
3.4.1 Caractérisation physiques et bactériologiques
3.4.2 Échantillonnage et analyses des sédiments
3.4.3 Analyse des métaux totaux
3.4.4 Procédure d ‘extraction séquentielle (SEP)
CHAPITRE 4 RÉSULTATS ET DISCUSSION
4.1 Évaluation du pH à la sortie des marais
4.2 Évaluation des sulfates à la sortie des marais
4.3 Caractérisation des matériaux composant les marais
4.3.1 Caractérisation physico-chimique et bactériologique des matériaux constituants les marais
4.4 Efficacité d’enlèvement des métaux
4.5 Mécanisme de rétention des métaux dans les sédiments des marais
4.6 Rôle des plantes dans l’enlèvement des métaux
4.7 Synthèse
4.8 Évaluation des coûts
CHAPITRE 5 CONCLUSION ET PERSPECTIVES
5.1 Conclusion et limitations
5.2 Perspectives
BIBLIOGRAPHIE
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