Traitement du drainage minier acide

Dans le cas où le drainage minier acide n’est pas commencé, il est possible de prévenir sa formation à la source (Johnson et Hallberg, 2005). Les solutions envisagées ont pour but principal de limiter l’apport d’un ou plusieurs des éléments constitutifs de la réaction de génération du DMA, soit l’oxygène, l’eau ou les sulfures (voir Aubertin et al., 2002, pour plus d’informations sur les méthodes de contrôle du DMA). Ainsi l’oxydation des sulfures reste contrôlée.

Dans le cas de sites générateurs de DMA où l’on n’a pas limité le problème à la source, il faut recueillir les effluents miniers et les traiter afin de minimiser les impacts sur l’environnement. La réglementation au Québec impose les limites suivantes aux effluents finaux par la Directive 019 sur l ‘industrie minière : 0.2 mg/L pour As, 0.3 mg/L pour Cu, 3 mg/L pour Fe, 0.5 mg/L pour Ni et Zn, 0.2 mg/L pour Pb et un pH compris entre 6 et 9 (les valeurs données ici sont des moyennes annuelles, Directive 019, 2005).

Sites miniers typiques québécois générant du drainage minier acide

Les aires de stockage de rejets de mine de métaux de base et de métaux précieux contiennent très souvent au Québec des sulfures de fer. Par conséquent, si aucune précaution n’est prise lors du stockage, ces rejets peuvent générer, dans certains cas, du DMA très contaminé notamment en fer, entraînant dès lors une très forte acidité métallique.

Beaucoup de sites miniers québécois à restaurer ou déjà restaurés se situent dans la région de l’Abitibi-Témiscamingue. Par exemple, les sites Manitou (200 ha), Aldermac (76 ha), Lorraine (22 ha), Barvue (40 ha) et East Malartic (500 ha) représentent plus de 50% de la superficie totale des sites miniers abandonnés du Québec (Cyr, 2005). Dans la suite de cette sous-partie, on présente succinctement trois de ces sites miniers abandonnés abitibiens, soit les sites Lorraine, Manitou et Aldermac.

Traitement de DMA fortement chargés en fer par biofiltres passifs sulfato-réducteurs

Les biofiltres passifs sulfata-réducteurs (BPSR) contiennent un substrat biodégradable, habituellement des produits agricoles comme le compost de feuille, la sciure de bois de feuillus, le fumier de volaille, qui favorise la croissance des microorganismes responsables du traitement des eaux, ainsi qu’un support stable (comme le sable) pour le développement des bactéries (Cocos, 2000, Neculita et al., 2007). En conditions anaérobies, les sucres libres formés par la dégradation de la matière organique sont transformés par fermentation en acides organiques à courte chaîne ou en acides gras, qui sont des substrats favorables à la croissance des bactéries sulfata-réductrices (BSR). En effet, le métabolisme des BSR demande une source d’électrons qui provient de ces molécules à courtes chaînes comme le lactate, et un accepteur d’électrons en la présence des sulfates contenus dans le DMA. Les BSR réduisent alors les sulfates en sulfure d’hydrogène (Luptakova et Kusnierova, 2005, Neculita et al., 2007, Jong et Parry, 2006). La dégradation de la matière organique va aussi induire une production d’hydrogénocarbonates qui augmentera l’alcalinité de l’eau. La génération de sulfures d’hydrogène fait alors précipiter les ions métalliques sous forme de sulfures métalliques peu solubles.

Les études récentes montrent que la précipitation des sulfures métalliques n’est pas la seule voie de traitement des eaux contaminées par le DMA (Neculita et al., 2008b, Potvin, 2009).

Les métaux peuvent être stabilisés par sorption, précipitation ou co-précipitation d’hydroxydes et carbonates (Neculita et al., 2008b, Teclu et al., 2008). De plus, les phénomènes de sorption semblent être les plus importants dans les premiers temps de vie du biofiltre (Sheoran et al., 2010). Toutefois, bien que la sorption des métaux est largement décrite dans la littérature dans le cadre du traitement conventionnel des eaux industrielles (e.g. Blais et al., 1999) et observée dans des extractions séquentielles (Neculita, 2008, Potvin,2009), peu ou pas d’articles traitent des propriétés de sorption des métaux sur les matériaux constituant un BPSR pour traiter le DMA.

Traitement de DMA fortement chargés en fer par drains calcaires

Les drains calcaires font partie des systèmes de traitements chimiques passifs du DMA. Le but principal de ce système est de neutraliser l’acidité des effluents miniers contaminés à de faibles coûts en capital et d’opération (Johnson et Hallberg, 2005). On distingue principalement deux configurations pour ces types de drains calcaires: le drain anoxique et le drain oxique (Potvin, 2009).

Les drains calcaires anoxiques (DAC) sont fondamentalement des tranchées remplies de calcaire (par exemple CaC03) concassé, isolées sous un plastique et un géotextile et recouvertes de terre ou d’une couche d’argile pour garantir l’étanchéité (Bernier, 2002, Melanson, 2006). Au fur et à mesure de leur écoulement dans le système, les eaux de drainage minier acide dissolvent le calcaire avec un dégagement de calcium et de bicarbonates, ce qui entraîne une augmentation du pH et de l ‘alcalinité (Bernier, 2002). Le milieu anoxique d’un DAC prévient l’oxydation des métaux dissous à l ‘intérieur du drain.
Les précipités métalliques se forment donc uniquement à la sortie du drain, c’est-à-dire à la rencontre de l’oxygène. On observe donc en sortie de drain des réactions d’oxydation et d’hydrolyse des métaux (Hedin et al., 1994, Cravotta et Trahan, 1999, Ulrich, 1999).

La conception des drains calcaires oxiques (DCO) est très proche de celle des DAC. La différence réside dans le fait que la tranchée n’est pas recouverte d’un matériel étanche. Tout comme la version anoxique, le chenal calcaire et les DCO augmentent aussi le pH et l’alcalinité de l’effluent grâce à la dissolution du calcaire. Cependant, en raison des conditions oxiques du système, les métaux, et particulièrement le fer, précipitent sous forme d’hydroxydes et d’oxydes dans le drain (URS Report, 2003).

Traitement du DMA par des filières de traitements passifs

Les DMA fortement chargés en fer sont particulièrement difficiles à traiter par les méthodes de traitement passif conventionnelles. Dans ces cas, l’utilisation des systèmes combinés ou des filières de traitement (utilisations de plusieurs procédés classiques de traitement passif en série) semble plus appropriée que l’utilisation d’une seule méthode (Potvin, 2009).
ll a été montré dans la littérature que l’utilisation des filières de traitement montre une bonne efficacité dans le traitement d’un DMA moyennement chargé en fer. En effet, Champagne et al. (2005) ont démontré que l’utilisation d’une filière de traitement est nécessaire pour traiter un DMA ayant une concentration en fer de seulement 189 mg/L; ce qui est faible par rapport aux drainages miniers provenant des sites Lorraine, Manitou et Aldermac présentés précédemment.

Le traitement de cette eau se fait par l ‘intermédiaire d’une étape d’aération-décantation pour prétraiter le fer (oxydation de fer ferreux en fer ferrique suivi de la précipitation d’hydroxydes ferriques), d’une étape de filtration sur de la tourbe (sorption des métaux et diminution du potentiel d’oxydoréduction afin d’obtenir des conditions anoxiques), d’une étape de filtration sur biofiltre sulfato-réducteur (augmentation de l’alcalinité, diminution des métaux) et enfin d’une étape de polissage dans un drain anoxique calcaire afin d’augmenter l’alcalinité (Rouhani et al., 2003, Champagne et al., 2005). Dans cette étude, l ‘importance des procédés de sorption dans une filière de traitement est mise en lumière. En effet, la sorption sur tourbe est souvent utilisée dans le traitement des effluents pour adsorber les métaux (e.g. Brown et al., 2000, Ma et Tobin, 2004, Gupta et al., 2009). Les performances de rétention des métaux du filtre de tourbe, pour un temps de rétention hydraulique de 4,8 jours, sont alors pour le fer, l’aluminium et le cuivre respectivement de 95%, 87% et 99% (Champagne et al., 2005). Enfin, en sortie de la filière, les concentrations en métaux, exceptée pour le cadmium, sont diminuées au delà de 99% (Champagne et al., 2005).

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Table des matières

CHAPITRE 1 INTRODUCTION
1.1 Problématique du drainage minier acide
1.2 Traitement du drainage minier acide
1.3 L Sites miniers typiques québécois générant du drainage minier acide
1.4 Synthèse de travaux récents sur les systèmes passifs
1.4.1 Traitement de DMA fortement chargés en fer par biofiltres sulfato-réducteurs
1.4.2 Traitement de DMA fortement chargés en fer par drains calcaires
1.5 Traitement du DMA par des filières de traitements passifs
1.6 Limites et défis actuels du traitement de drainages miniers acides fortement contaminés
1.7 Objectifs et hypothèses
1.8 Contenu de la thèse
1.9 Originalité et principales contributions de la thèse
CHAPITRE 2 TREATMENT OF ACID MINE DRAINAGE WITH HIGH IRON CONCENTRATION USING SULPHATE REDUCING PASSIVE BIOREACTOR: 1. MIXTURES CHARACTERIZATION, IRON SORPTION CAPA CITY AND BATCH TESTS ASSAYS
Auteurs
Abstract
2.1 Introduction
2.2 Materials and Methods
2.2.1 Synthetic acid mine drainage quality
2.2.2 Physical, mineralogical, bacterial and chemical characterization of solids
2.2.3 Analytical method for water quality evaluation and geochemical modeling
2.2.4 Batch experiments
2.2.5 Sorption experiment description
2.3 Results and interpretations
2.3.1 Initial materials and mixtures characteristics
2.3.2 Batch experiment results
2.3.3 Sorption experiment results
2.4 Conclusions
Acknowledgements
References
CHAPITRE 3 TREATMENT OF ACID MINE DRAINAGE WITH HIGH IRON CONCENTRATION USING SULPHATE REDUCING PASSIV E BIOREACTOR: II. LONG-TERM COLUMN EXPERIMENTS
Auteurs
Abstract
3.1 Introduction
3.2 Materials characterization and methods
3.2.1 Mixtures characterizations
3.2.2 Synthetic acid mine drainage
3.2.3 Continuous flow columns experiments
3.2.4 Hydraulic parameters evaluation
3.2.5 Bacterial enumeration method
3.2.6 Analytical method for water quality evaluation
3.2.7 Columns post-testing characterization
3.3 Results and interpretations
3.3.1 Period 1 (between 0 and 55 days), 5 days HRT and 4000 mg/L ofiron
3.3.2 Period 2 (between 55 and 173 days), 5 days HRT and 1000 mg/L of iron
3.3.3 Period 3 (between 173 and 229 days), 7 days HR T and 1000 mg/L of iron
3.3.4 Period 4 (between 229 and 291 days), 7 days HRT and 4000 mg/L of iron
3.3.5 Period 5 (after 291 days), 5 days HRT and 4000 mg/L of iron
3.3.6 Aeration of SRPB effluents
3.3.7 Ivlicrobial enumeration
3.3.8 Saturated hydraulic conductivity evolution
3.3.9 Characterization of the SRPB sampled from columns post-testing
3.3.10 JCHESS modelling
3.4 Discussion
3.4.1 SRPB performances
3.4.2 Hydraulic residence time evaluation
3.5 Conclusions
Acknowledgements
References
CHAPITRE 4 CAPACITY OF WOOD ASH FILTERS TO REMOVE IRON FROM ACID MINE DRAINAGE: ASSESSMENT OF RETENTION MECHANISM
Auteurs
Abstract
4.1 Introduction
4.2 Materials and methods
4.2.1 Water quality ofthe columns influent
4.2.2 Materials
4.2.3 Physical, mineralogical and chemical characterisation of solids
4.2.4 Sorption experiments description
4.2.5 Column experiment description
4.2.6 Analytical method for water quality evaluation
4.2.7 Saturated hydraulic conductivity evaluation
4.2.8 Columns post-testing characterisation
4.3 Characterization results
4.3.1 Materials characterisation
4.3.2 Sorption batch test results and iron retention
4.4 Column treatment performances
4.4.1 Treatment with wood ashes after a sulphate reducing biofilter
4.4.2 Metal retention mechanisms .
4.5 Conclusion
Acknowledgements
References
CHAPITRE 5 LABORATORY MULTI-STEP TREATMENT OF ACID MINE DRAINAGE WITH HIGH IRON CONCENTRATION: COLUMN AND MEDIUM SIZE REACTOR TESTS
Auteurs
Abstract
5.1 Introduction
5.2 Materials and methods
5.2.1 Synthetic acid mine drainage quality
5.2.2 Column experiments description
5.2.3 Medium size test experiment description
5.2.4 Chemical and biological method for water quality evaluation
5.2.5 Columns and medium size test initial and post-testing characterization
5.3 Results and interpretation
5.3.1 Columns treatment results
5.3.2 Medium size treatment test results
5.3.3 Hydraulic investigation of medium size test reactor
5.3.4 Column and medium size test post-testing characterization
5.3.5 Comparison between columns and medium size test
5.4 Conclusion
Acknowledgements
References
CHAPITRE 6 APPLICATION DES TRAVAUX DE RECHERCHE AU CAS DU SITE LORRAINE
6.1 Mise en contexte
6.2 Conception du système de traitement
6.2.1 Dimensionnement de la filière de traitement
6.2.2 Dimensionnement du drain d’alimentation du système de traitement
6.2.3 Quantité et propriétés de matériaux utilisés dans la filière de traitement
6.2.4 Devenir de la dolomite remplissant le DOL-3
6.2.5 Instrumentation de la filière de traitement
6.3 Conclusion
CHAPITRE 7 CONCLUSIONS ET RECOMMANDATIONS