Séquestration du carbone par les rejets miniers

Séquestration du carbone par les rejets miniers

Problématique des rejets miniers

L’industrie minière est une source non négligeable de revenus pour beaucoup de pays dont le Canada. Son apport dans 1′ économie du Canada et du Québec en termes de revenus, de création d’infrastructures et d’emplois est indéniable. Cependant, les réels avantages que peuvent apporter l’exploitation de ressources naturelles divisent l’opinion (Beaupré, 2012). En effet, l’industrie minière est le secteur d’activité qui produit les plus grandes quantités de rejets dans le monde (Blowes et al. 2003;Aubertin et al. 2002). En plus des problématiques liées aux bruits et aux vibrations, aux émissions de gaz à effet de serre, de poussières et à l’utilisation d’importantes quantités d’eau et d’énergie, l’aspect le plus préoccupant demeure cependant les volumes importants de rejets qui sont produits durant le cycle de vie de la mine. Ces volumes importants de rejets, en plus d’avoir une forte emprise sur le térritoire, induisent une réduction importante de la végétation ainsi qu’une diminution de la qualité et du niveau des eaux de surfaces et souterraines (Chamley, 2002).
Des quantités importantes de rejets sont produites lors de 1′ excavation des roches pour pouvoir accéder aux zones minéralisées. Lors de cette phase, les roches stériles sont produites en quantités importantes. Les stériles miniers sont des roches qui n’ont qu’une faible valeur économique et sont caractérisés par leur granulométrie très étalée, allant du ).lm au rn, et sont empilées dans les haldes à stériles (Aubertin et al. 2002). Ces haldes peuvent être immenses et s’élever sur plusieurs dizaines de mètres de hauteur. Le traitement et le broyage des roches ayant des teneurs plus élevées en métaux dans les usmes de concentration vont produire les rejets de concentrateur (aussi appelés résidus miniers) qui peuvent être déchargés sous forme de pulpe
(mélange d’eau de procédé et de matières solides fines) dans les parcs à résidus. La méthode d’exploitation (mine souterraine versus à ciel ouvert) influe sur les quantités de rejets générées (Aubertin et al. 2002).Généralement, les stériles et les parcs à résidus occupent de larges surfaces. Seulement au Québec, par exemple, les surfaces occupées par les rejets miniers (rejets de concentrateur et stériles) sont estimées à plus 13 000 hectares (Aubertin et al. 2002). En plus de cette forte emprise des rejets sur le térritoire, s’ajoute l’instabilité physique que peuvent représenter les ouvrages servant à entreposer les rejets miniers. En effet, ces grandes quantités de rejets mélangés souvent avec beaucoup d’eau, exercent des contraintes importantes sur les digues qui peuvent alors céder.De plus, certaines roches excavées stables sous terre, peuvent devenir chimiquement instables une fois exposées à 1′ air et à 1′ eau. Cette instabilité se traduit par 1 ‘oxydation des sulfures dont les plus communs dans les rejets miniers sont la pyrite et la pyrrhotite (Gunsinger et al. 2006; Aubertin et al. 2002; Blowes et al. 2003).
L’oxydation de ces sulfures entraîne la production d’acide et de lixiviats pouvant montrer des valeurs de pH inférieures à 6,5 et peuvent même, dans certains cas, atteindre des pH négatifs, comme c’est le cas à Iron Mountain Mine (Nordstrom et al. 2000). Les eaux de drainage acide sont aussi caractérisées par des fortes concentrations en métaux (par ex. :Fe, Al, Mn, Zn, Cu, Cd, Hg, Pb, Co, Ni, Ta, As, pour n’en nommer que quelques-uns) et en sulfates; un phénomène appelé le drainage minier acide (DMA). Ces eaux minières contaminées sont très dommageables pour
les écosystèmes. Les conséquences pour l’envirollllement peuvent s’étaler sur plusieurs décellllies et sont très coûteuses.

Prédiction du comportement géochmique des rejets miniers

Afin d’atténuer les impacts négatifs tout le long du cycle de vie de la mine, il est  important de bien comprendre et caractériser les rejets dans le but d’identifier des mesures de mitigation adéquates. La prédiction du comportement géochimique de rejets miniers est une étape importante dans l’élaboration du plan de gestion des rejets miniers. Cependant, comme nous l’avons vu précédemment, les processus géochimiques impliqués dans l’altération des rejets et la production de drainages contaminés sont nombreux et complexes. Tous les facteurs externes et processus géochimiques impliqués sont difficiles à tenir en compte au laboratoire et difficiles à intégrer aussi dans un seul type d’outils, ce qui rend difficile la prédiction de la qualité des eaux de drainage à long terme par les outils existants (Sapsford et Williams, 2005).La compréhension et la prédiction du drainage m1mer acide ont fait l’objet de plusieurs travaux de recherche lors de ces dernières décennies (e .g. Kleinmann et al. 1981; Evangelou, et Zhang, 1995; Gunsinger et al. 2006; Akcil et Koldas, 2006; 1994; Blowes et al. 2003) afin de mieux cerner le problème. Cette plus grande attention s’explique en partie par le fait que les coûts de traitement des eaux contaminées et des travaux de restauration des sites miniers confrontés à ce problème sont très importants (Aubertin et al. 2002). Ainsi, deux types d’essais ont étés conçus, dont les essais statiques (e.g., Jambor et al. 2002, 2003, 2007; Sobek et al. 1978; Miller et al. 1991; Lawrence and Wang, 1997; Skousen et al. 1997; Duncan et Bruynesteyn, 1979) et les essais cinétiques (e.g., MEND, 2009; Frostad et al. 2002; Villeneuve 2004). Les essais statiques sont utilisés durant les phases de développement des projets miniers.Le principe des essais statiques est de faire le bilan instantané entre le potentiel de neutralisation (PN) et le potentiel d’acidification (PA) (Priee et al. 1997), d’où son nom Acid-Base Accounting (ABA), en anglais. Ils sont largement utilisés du fait de leur rapidité et de leur simplicité (Blowes et al. 2003). On distingue les essais statiques chimiques et les essais statiques minéralogiques (Plante, 2005; Bouzahzah, 2013).Les méthodes les plus populaires sont le pH de la pâte (MEND, 1991) et l’ABA de Sobek et al. (1978). La mesure du pH de pâte est une méthode rapide pour vérifier la prédominance des sels acides en mesurant le pH d’une suspension du rejet, alors que le bilan acide-base se fait généralement en 2 étapes: (1) la détermination du potentiel d’acidité (PA) et (2) la détermination du potentiel de neutralisation (PN). Le PA est déterminé par calcul en utilisant la teneur en soufre total ou en soufre sous forme de sulfure. Le PN calculé à partir du carbone inorganique total est appelé Pouvoir de Neutralisation des Carbonates (PNC) (Frostad et al. 2003; Plante et al. 2012), alors que le PN selon la méthode de Sobek et ses dérivés se fait par titrage acido-basique (Sobek et al. 1978; Miller et al. 1991; Lawrence and Wang, 1997; Skousen et al. 1997; Kwong and Ferguson, 1997). Le PN peut aussi être calculé en se basant sur la minéralogie. Il se fait en sommant le potentiel de neutralisation de chaque minéral pris individuellement. Il est aussi possible de faire un ABA à partir de la minéralogie de l’échantillon. Dans ce cas, le PA et le PN minéralogiques utilisent les résultats des caractérisations minéralogiques, et leur fiabilité en dépendent fortement (Plante et al. 2012). Pour plus de détails sur les essais, le lecteur intéressé pourra se référer à la thèse de Bouzahzah (2013) et sur l’article de Plante et al. (2012).L’interprétation des résultats des essais statiques consiste à faire la différence entre le PN et le PA, appelé PNN (pouvoir net de neutralisation) ou le rapport entre les deux, qui est le NPR (« Neutralization potential ratio»; Priee et al. 1997; MEND, 2009). La zone d’incertitude du PNN est comprise entre -20 et +20 kg CaC03/t. Un rejet ayant un PNN > 20 kg CaC03/t est considéré comme non générateur d’acidité, alors que si son PNN < -20 kg CaC03/t, il est considéré comme générateur d’acidité (Aubertin et al. 2002). Lorsqu’il s’agit du critère du NPR (PN/PA), le rejet est considéré comme potentiellement générateur d’acide lorsque le ratio est inferieur à 1 et potentiellement non-générateur si le rapport est supérieur à 2. Enfin, un échantillon dont le NPR se situe entre 1 et 2 est classé comme incertain (MEND, 2009).Cependant, cette classification varie de manière importante selon les juridictions, ce qui fait que la définition des critères et de la zone d’incertitude est très controversée (Rousseau, 2012; Plante, 2004). La classification selon le NPR ne fait pas l’unanimité et est aussi problématique (Plante, 2004; Priee et al. 1997; MEND, 2009). Dans tous les cas, les résultats de 1′ ABA doivent prendre en compte les résultats des caractérisations minéralogiques pour une meilleure interprétation (Rousseau, 2012; Bouzahzah, 2013; Maest et Kuipers, 2005) et le choix d’un essai statique devrait être basé sur la minéralogie (Plante et al. 2012). En plus d’une large zone d’incertitude, les essais statiques ne dotlllent pas d’informations sur les cinétiques et les taux de réaction (Miller et al. 1991 ). De plus, les lixiviats ne sont pas analysés pour les éléments dissous, d’où la pertinence des essais cinétiques. Le rapport du MEND (2009) suggère de conduire des essais cinétiques même si les resultats de l’ ABA classe un échantillon comme non générateur d’acide, du fait que les eaux de drainage neutres ou alcalines peuvent être problématiques.

Séquestration du carbone par les rejets miniers

 Généralités

Des stations de suivi de la concentration du C02 dans 1′ atmosphère indiquent que la barre des 400 ppm a été atteinte (The New York Times, 2013) et devrait être une moyenne générale dans 2 ou 3 ans (R.F.I., 2013). La concentration en C02 de l’atmosphère est passée de 280 ppm avant la révolution industrielle à 379 ppm en 2005 (IPCC, 2007). Cette augmentation rapide et inquiétante du C02 dans l’atmosphère a mobilisé les pouvoirs publics pour prendre des dispositions afin de contenir le problème, surtout que le C02 est le responsable principal mis en cause dans le dérèglement du climat observé. Cette volonté de freiner l’augmentation de la température s’est ainsi traduite par plusieurs rencontres et décisions importantes. La première conférence mondiale sur le climat s’est tenue à Genève (Suisse) en 1979 et a abouti à la création du Groupe d’experts intergouvernemental sur l’évolution du climat (GIEC ou IPCC en anglais) en 1988. Depuis sa création, le GIEC a produit plusieurs évaluations et rapports qui ont permis de mieux comprendre les risques liés aux changements climatiques et les principales stratégies de mitigation envisageables. Il y a eu aussi d’autres dates importantes où des décisions ont été prises : Rio (1992), Kyoto (1997), Bali (2007), Durban (2011) et Doha (2012). À la fin 2015, il y a eu la grande conférence des Nations Unies sur le climat à Paris (COP21). Toutes ces rencontres ont abouti à établir des accords et de redéfinir des priorités et des politiques visant à réduire l’impact de l’activité humaine sur le climat.De manière plus concrète, diverses approches ont été proposées afin de limiter l’augmentation du co2 anthropique (principal gaz à effet de serre) dans l’atmosphère. Globalement, les voies proposées peuvent être classées dans trois axes :
(1) la promotion de l’utilisation des sources d’énergies renouvelables au détriment de sources fossiles, (2) une meilleure efficacité énergétique, et (3) la séquestration du carbone (Huijgen and Comans, 2003; IPCC, 2005). Cependant, chacune de ces voies a des avantages et des limitations (voir Huijgen and Comans, 2003). Pour résumer, les sources d’énergies fossiles sont, pour 1 ‘instant, moins coûteuses que les sources renouvelables. Ces dernières représentent quand même des alternatives pour le futur.
Cependant, à court terme, 1’ on ne semble pas être sur la voie d’abandonner les sources d’énergies fossiles (IPCC, 2005). La séquestration du C02 qui est proposée peut se faire de plusieurs manières : le piégeage du co2 dans des formations géologiques ou dans les océans, et le piégeage sous formes de minéraux carbonatés stables. Cependant, l’envoi du C02 dans les océans peut malheureusement causer des baisses de pH localisées et des perturbations sur les écosystèmes marins (IPCC, 2005), en plus de son potentiel qui est relativement faible (Huijgen and Comans, 2003). Le piégeage du C02 dans les réservoirs géologiques pose le problème du
transport mais aussi le risque de fuite de gaz (IPCC, 2005). D’ailleurs, pour rappeler ce risque, le cas du lac Nyos (Cameroun) est très souvent cité en exemple. La fuite soudaine de C02 y a causé la mort de plus d’un millier de personnes en 1986, sans parler des dommages sur la faune (Kling et al. 1987). Par conséquent, le stockage du C02 dans des réservoirs pose un problème de sécurité et nécessite un suivi quasipermanent (Huijgen and Comans, 2003; IPCC, 2005) et donc coûteux, au contraire de la fixation du C02 par des sources riches en métaux alcalins et surtout alcalino
terreux. Il s’agit principalement des roches riches en magnésium et en calcium, excluant les carbonates.

Table des matières

LISTE DES FIGURES
LISTE DES TABLEAUX
LISTE DES ABBRÉVIATIONS, SIGLES ET ACRONYMES
RÉSUMÉ
CHAPITRE I INTRODUCTION GÉNÉRALE
1.1 Problématique des rejets miniers
1.2 Prédiction du comportement géochmique des rejets miniers
1.3 Séquestration du carbone par les rejets miniers
1.3.1 Généralités
1.3.2 Carbonatation minérale
1.3.3 Les mécanismes de la carbonatation minérale passive
1.3.4 Synthèse des travaux sur la carbonatation minérale des rejets miniers ultramafiques
1.4 Le Projet Dumont de RNC Minerais
1.5 Objectifs et hypothèses de la thèse
1.6 Structure de la thèse
1.7 Avancements et contributions scientifiques anticipées
CHAPITRE II KINETIC TESTING TO EVALUA TE THE MINERAL CARBONATION AND METAL LEACHING POTENTIAL OF ULTRAMAFIC TAILINGS: CASE STUDY OF THE DUMONT NICKEL PROJECT, AMOS, QUEBEC
Auteurs
Résumé
Abstract
2.1 Introduction
2.2 Materials and methods
2.2.1 Dumont mine project: Location and geology
2.2.2 Dumont Tailings
2.2.3 Awaruite and Ni sulfide concentrates production
2.2.4 Chemical, mineralogical and physical characterization methods
2.2.5 Kinetic column test
2.2.6 Weathering cells
2.3 Results
2.3.1 Characterization of the Dumont samples
2.3.2 Geochemistry of the Dumont tailings leachates from column
2.3.3 Geochemistry oftailings, awaruite, and sulfides concentrates leachates from weathering cells
2.4 Discussion
2.4.1 Awaruite and sulfide concentrates behaviour
2.4.2 Dumont tailings behavior
2.4.3 Thermodynamic equilibrium calculations
2.4.4 Post testing results
2.4.5 Estimating carbonation rate and capacity of the Dumont tailings
2.5 Summary and conclusions
Acknowledgements
References
CHAPITRE III GEOCHEMICAL BEHAVIOR OF ULTRAMAFIC WASTE ROCK WITH CARBON SEQUESTRATION POTENTIAL: A CASE STUDY OF THE DUMONT NICKEL PROJECT, AMOS, QUEBEC
Auteurs
Résumé
Abstract
3.1 Introduction
3.2 Materials and methods
3 .2.1 Dumont Nickel Project site
3.2.2 Sampling and samples characterization methods
3.2.3 Kinetic column tests description
3.2.4 Physical and chemical characterization results
3.3 Results and discussion
3. 3.1 Geochemistry of columns leachates
3.3.2 Post kinetic tests characterization results
3.4 Conclusion
Acknowledgments
References
CHAPITRE IV SCALE EFFECTS ON THE PREDICTION OF W ATER DRAINAGE QUALITY OF ULTRAMAFIC MINE WASTE WITH CARBON SEQUESTRATION POTENTIAL
Auteurs
Résumé
Abstract
4.1 Introduction and background
4.2 Materials and methods
4. 2.1 Tailings and waste rock samples
4.2.2 Characterization methods
4.2.3 Weathering cell tests description
4.2.4 Humidity cell tests description
4. 2. 5 Column tests description
4.2.6 Field experimental cell tests description
4.3 Results
4.3.1 Characterization results
4.3.2 Water quality results comparison
4.4 Discussion
4.4.1 Release rates comparison
4.4.2 Effect ofthe surface specifie on the release rates
4.4.3 Effect oftemperature on the release rates
4.4.4 Effect of the LSR on the release rates
4.4.5 Comparison oftotal carbon content between scales
4.5 Summary and conclusions
Acknowledgtnents
References
CHAPITRE V DISCUSSION
5.1 Carbonatation des rejets de concentrateur de Dumont: Implications sur le potentiel de neutralisation (PN)
5 .1.1 Introduction
5.1.2 Matériel et Méthodes
5 .1.3 Résultats et discussion
5.2 Suggestions afin de favoriser la carbonatation des matériaux de Dumont
5.2.1 Quelques rappels sur les acquis de la carbonatation des rejets ultramafiques
5.2.2 Approche pour favoriser la carbonatation passive des rejets de Dumont
CHAPITRE VI CONCLUSION GÉNÉRALE ET RECOMMANDATIONS
6.1 Sommaire des principaux résultats
6.2 Recommandations
BIBLIOGRAPHIE GÉNÉRALE
ANNEXE A SCHEMAS DES CELLULES EXPÉRIMENTALES DE TERRAIN
ANNEXEE RÉSULTATS DES ESSAIS EN COLONNE SUR LES TAILINGS ET STÉRILES
ANNEXEC RÉSULTATS DU DRIFT
ANNEXED COMPARAISON DE LA GÉOCHIMIE ENTRE LES ÉCHELLES – CALCUL DES TAUX DE RÉACTION ET DES SSA

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