Neutralisation du drainage minier acide

L’exploitation des ressources organiques et minérales ont grandement contribué au développement des sociétés humaines et ce, depuis la naissance de l ‘humanité. L’épanouissement des sociétés a toujours été étroitement lié aux ressources naturelles notamment les métaux et les minéraux au point de marquer les premiers pas de l’homme vers la civilisation (âge de cuivre, bronze et fer). Les substances minérales, essentielles au développement de la civilisation contemporaine (l’acier pour les chemins de fer, le cuivre pour l’électricité, l’aluminium pour l’aviation, le silicium pour les micro-processeurs, le lithium pour les batteries … ), poussent à une demande mondiale en métaux toujours croissante. Cette demande nécessite une activité minière de plus en plus intensive sur des gisements avec des teneurs de plus en plus basses devant être exploités à l’aide de technologies de plus en plus efficaces. En dépit de son utilité et de ces retombées économiques très appréciables, cette activité minière génère malheureusement de très grandes quantités de rejets liquides et solides. Les rejets solides (seuls considérés dans cette thèse de doctorat) sont principalement constitués de stériles et de rejets de concentrateur. Les stériles sont les sols, les morts terrains et les roches excavés lors des ouvertures de galeries, puits ou monteries afm d’accéder au minerai de valeur. Ils contiennent généralement de faibles teneurs en métaux et sont entreposés sous forme d’empilements appelés haldes à stériles. Les rejets de concentrateur (tailings) sont issus d’un ensemble de processus de traitement qui ont lieu dans une usine d’enrichissement appelée concentrateur. Les rejets de concentrateurs sont habituellement acheminés sous forme de pulpe vers un bassin de décantation appelé parc à résidus dans lequel les résidus sont confmés à l’aide de la topographie et de digues de retenue étanches. Le parc à résidus est localisé à proximité des installations minières.

La problématique environnementale liée aux rejets solides générés par l’industrie minière réside dans leur stabilité physique (les haldes à stériles et les digues de retenue des parcs à résidus), mais aussi et surtout leur stabilité chimique suite à leurs interactions avec l’atmosphère (en particulier l’eau et l’air). En effet, les rejets mm1ers solides peuvent contenir des quantités parfois non négligeables en minéraux métalliques non exploitables, tels que les sulfures de Fe. Ces derniers, lorsqu’exposés à l’action de l’oxygène de l’air et de l’humidité, s’oxydent et génèrent de l’acidité. Cette dernière peut être neutralisée par certains minéraux neutralisants contenus dans ces rejets comme les carbonates. Autrement, le pH diminue ce qui favorise, par ailleurs, la solubilité de certains métaux. Ce phénomène bien connu est appelé drainage minier acide (DMA). Il peut être amplifié par la présence de bactéries qui prospèrent quand les pH deviennent très bas (~pH 3). Le DMA est caractérisé par des pH acides et des métaux en solution plus ou moins toxiques dont la concentration dépasse souvent les normes gouvernementales (Aubertin et al. 2002; Directive1 019, cas de la province du Québec au Canada).

Actuellement, l’exploitation de nouveaux gisements doit prévoir un programme de gestion environnementale des rejets produits, en plus des plans qui indiquent l’emplacement, la taille et le mode de gestion de chacun des éléments des opérations minières (puits et galeries, fosses, bâtiments, concentrateur, usine de traitement des eaux, etc., Aubertin et al. 2002). L’incidence environnementale d’un projet minier doit être évaluée en fonction du potentiel de production d’eaux acides par les rejets solides et ce, à toutes les étapes du projet, de l ‘exploration à la fermeture.

Neutralisation du drainage minier acide

Les résidus miniers quand ils contiennent des minéraux sulfurés en quantité plus ou moins importante sont toujours générateurs de DMA. Cependant, quand ils contiennent également des minéraux ayant un potentiel de neutralisation supérieur à la capacité de génération d’acidité, les résidus deviennent non générateurs de DMA. Dans ces conditions, l’acidité produite par l’oxydation des sulfures est en totalité neutralisée par la dissolution des carbonates (et silicates) qui maintiennent le milieu à des pH proche de la neutralité.

Prédiction du drainageminia- acide

Les exploitations minières peuvent perturber de manière significative l’environnement si des mesures de contrôle strictes ne sont pas mises en place. Ces perturbations peu vent être de natures physiques (mo di fi cation des paysages) et chimiques suite à la déstabilisation des minèraux sulfurés déplacés de leur emplacement initial dans les gisements pro fonds et ramenés en surface causant ainsi la formation du DMA. Le stockage des rejets miniers de façon à contrôler le DMA, constitue un vériTable défi environnemental et les lois sur l’environnement obligent les compagnies minières à gérer de manière sécuritaire leurs rejets solides et effluents liquides, et de restaurer les sites miniers après la cessation de l’activité minière. La réalisation des travaux de restauration doit permettre de remettre les sites dans un état quasi naturel qui favorise la création d’habitats fauniques et s’inscrivent tout à fait dans l’application des principes du développement durable.

Afin de guider l’industrie minière dans le choix des méthodes de stockage des rejets miniers et de restauration de leurs sites en fonction de leur nature relative à la production du DMA, plusieurs outils de prédiction sont disponibles. Les plus utilisés sont 1 es tests statiques et les essais de lixiviation cinétiques (Aubertin et al 2002; Plante 2004; Benzaazoua et al. 2001, 2004b; Villeneuve. 2004; Villeneuve et al. 2009; MEND 1991, 2009; Plante et al. 20 12;). Les tests statiques tentent de dresser le bilan entre le potentiel d’un rej et quelconque à produire de l’acidité (PA) et son potentiel à la neutraliser (PN) (Sobek et al. 1978; Lawrence et Wang 1997; MEND 2009). Ils ont la particularité d’être peu couteux et très rapides à réaliser donnant ainsi des résultats généralement à l’intérieur d’une journée. Cependant, les essais statiques ne sont pas capables d’informer sur le comportement environnemental que peut avoir les rejets dans les conditions in situ. Pour se faire, on fait appel aux essais cinétiques qui tentent de simuler une altération naturelle plus ou moins accélérée des rejets miniers dans des conditions contrôlées en laboratoire, ou sur le terrain pour considérer les effets climatiques (température, précipitations, gel-dégel, etc.). Les essais cinétiques renseignent sur les taux d’oxydation neutralisation ainsi que sur la qualité des eaux de drainage. Ils peuvent considérer certains paramètres comme le positionnement de la nappe phréatique sur la réactivité des rejets étudiés.

Tests statiques chimiques 

Le premier test statique chimique qui a été développé pour l’industrie minière comme moyen de prédiction du DMA est le test de Sobek (Sobek et al. 1978; Miller et al. 1991; Lawrence and Wang, 1997; Skousen et al. 1997; Jambor et al. 2003, 2007; Parbhakar et al. 2009). Pour la détermination du PN, la méthode de Sobek et al. (1978) commence par un test préliminaire appelé test de fizz. Ce test consiste à ajouter quelques gouttes d’HCl à environ 1 à 2 grammes d’échantillon et d’évaluer visuellement l’effervescence. L’intensité de l’effervescence (nulle (N), faible (F), modérée (M) ou forte (F)) estimée par un opérateur, détermine la concentration et le volume de l’acide chlorhydrique à ajouter à l’échantillon pour sa digestion en vue de la détermination de son PN . Après le test de Fizz, l’échantillons (2 g) est mis dans un erlenmeyer avec 90 mL d’eau déionisée et le volume d’Hel fixé par le test de Fizz, puis chauffé à 90°C. Le chauffage (sans ébullition) est maintenu jusqu’à ce que les bulles produites par la réaction de l’échantillon à l’acide chlorhydrique s’estompent. Après refroidissement, la solution est titrée avec du NaOH (0.1N) jusqu’à un pH final de 7.0 (±0.02) pour évaluer l’acidité restante (non consommée par les minéraux neutralisants) et par conséquent, la détermination du PN. Le PA est calculé plus facilement en utilisant le soufre total de l’ échantillon (déterminé par analyse chimique) et en le multipliant par un coefficient stœchiométrique de 31,25 .

Lawrence et Wang (1997) ont suggéré une modification du test de Sobek et al. (1978) en utilisant la même méthodologie sans toutefois bouillir l’échantillon ce qui éviterait une surestimation du PN causée par le chauffage de l’échantillon et qui ferait réagir des minéraux relativement réfractaires (silicates comme les plagioclases, les pyroxènes et les olivines, Lappako 1994; Frostad et al 2003) qui ne réagiraient pas dans les conditions naturelles comme sur un site minier. Dans la méthode de Lawrence et Wang (1997), on ajoute nettement moins d’acide à l’échantillon et en plusieurs étapes (à Oh, 2h et après 22h) afin de garder le pH de la pulpe entre 2,0 et 2,5. La titration de l’acide restant se fait avec du NaOH en utilisant un pH final de titration à 8,3. Le PA est déterminée de la même façon que la méthode de Sobek originale sauf que seul le soufre lié aux sulfures est considéré dans le calcul ce qui donne une évaluation plus réaliste du PA, particulièrement si l’échantilloncontient des sulfates (cas d’un échantillon déjà oxydé).

CONCLUSION

Les travaux de cette thèse de Doctorat ont également permis de proposer une modification du protocole de l’essai cinétique en cellule humide et en mini-cellule d’altération pour permettre une réactivité optimale des rejets pouvant garantir une prédiction plus précise et plus à long terme des phénomènes de DMA et de DNC. Dans ce registre, la principale recommandation est de continuer ses travaux sur plusieurs résidus miniers ayant des potentiels de génération d’acidité variés et de comparer les résultats des protocoles standards et modifiés des deux essais cinétiques entre eux, et pour un même échantillon. L’objectif finale serait de proposer l’essai cinétique en mini cellule d’altération comme un essai alternatif à l’essai en cellule humide (standardisé par l’ ASTI\.1) et fiable quand on dispose de peu de budget, d’échantillon (<lOOg) et quand les résultats doivent être obtenus plus rapidement. Cependant, l’essai en colonne demeure incontournable quand il s’agit de simuler, en laboratoire, les conditions naturelles de terrain (ennoiement, simulation d’une nappe phréatique à profondeur variable) et de tester des scénarios de restaurations comme moyen de prévention du DMA par recouvrement mono et multicouche. L’essai en colonne est également le seule adapté pour la prédiction du drainage minier sur les stériles. C’est l’essai le plus couteux et le plus étalé dans le temps.

Table des matières

CHAPITRE 1  INTRODUCTION 
1.1 Drainage minier acide (DMA)
1.2 Neutralisation du drainage minier acide
1.3 Prédiction du drainage minier acide
1.3.1 Tests statiques
1.3.2 Essai cinétique
1.4 Limites et enjeux des tests de prédictions statiques et cinétiques
1. 5 Objectifs de la thèse
1.6 Structure de la thèse
1. 7 Originalité et principales contributions
CHAPITRE 2  A QUANTITATIVE APPROCH FOR THE ESTIMATION OF THE  »FIZZ RATING » PARAMETER IN THE ACID-BASE ACCOUNTING TESTS: ANEW ADAPTATION OF THE SOBEK TEST 
Auteurs
Abstract
2.1Introduction
2.2 Background related to Sobek procedure, difficulties, limits and previous modifications
2.2.1 Standard Sobek test.
2.2.2 Effect of temperature
2.2.3 Digestion versus mineralogy
2.2.4 Subjectivity offizz test
2.2.5 NP overestimation in the Fe(Mn)-carbonates bearing sample:
2.3 Materials and methods
2.3.1 Material preparation
2.3.2 Pure minerais and synthetic tailings characterization
2.3.3 Acid-base accounting (ABA) tests methodology:
2.4 Results and discussions
2.4.1 Static tests
2.4.2 Kinetic tests
2.5 Conclusions
Acknowledgements
Appendix
References
CHAPITRE 3  ACID-GENERATING POTENTIAL CALCULA TI ON USING MINERALOGICAL STATIC TEST: MODIFICATION OF THE P AKTUNC EQUATION 
Auteurs
Abstract
3.1 Introduction
3.2 Material and methods
3.3 Results and discussion
3.3.1 Material characterization
3.3.2 Sulfides reactivity: kinetic test results
3.3 Conclusions
Acknowledgments
References
CHAPITRE 4  ASTM NORMALIZED HUMIDITY CELL KINETIC TEST: PROTOCOL IMPROVEMENTS FOR OPTIMAL SULFIDE T AILINGS REACTIVITY 
Auteurs
Abstract
4.1 Introduction
4.2 Materials and methods
4.2.1 Materials
4.2.2 Methods
4.3 Results and discussion
4.3.1 Tailings characterization
4.3.2 Kinetic test results
4.4 Summary and conclusions
Acknowledgements
References
CHAPITRE 5 MODIFICATION AND AUTOMATION OF THE HUMIDITY CELL PROTOCOL TO FAVOR TAILINGS REACTIVITY 
Auteurs
Abstract
5.1 Introduction
5.2 Materials and methods
5.2.1 Materials
5.2.2 Methods
5.3 Results
5.3.1 Material characterization
5.3.2 Kinetic test results
5.4 Conclusion
Acknowledgements
References
CHAPITRE 6  PREDICTION OF ACID MINE DRAINAGE: IMPORTANCE OF THE MINERALOGY KNOWLEDGE AND TEST PROTOCOL S FOR STATIC AND KINETIC TESTS 
Auteurs
Abstract
6.1 Introduction
6.2 Materials and methods
6.2.11\faterial
6.2.2 Methods
6.3 Results and discussions
6.3.1 Static tests results
6.3.2 Weathering cells results
6.4 Modifications to the static and kinetic tests protocols
6.4.1 For static tests
6.4.2 For kinetic tests
6.5 Results after modifications of test protocols
6.6 Conclusion
Acknowledgements
Appendix
References
CHAPITRE 7  PROPOSITION D’OUTILS DE CARACTÉRISATION DES REJETS MINIERS EN VUE D’UNE PRÉDICTION SÉCURITAIRE DU POTENTIEL DE GÉNÉRATION DU DRAINAGE MINIER ACIDE 
7.1 Introduction
7.2 Méthodes de caractérisation des rejets miniers
7.2.1 Caractérisation détaillée: Bloc A
7.2.2 Tests statiques : Bloc B
7.2.3 Classification des rejets miniers en termes du potentiel de génération d’acide Bloc C
7.2.4 Essais cinétiques : Bloc D
7.3 Synthèse
CHAPITRE 8  CONCLUSION

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