Approaches for the Remediation of Abandoned Mines and NOAMI

Transcription

DÉ CHE T S
SCIENCES &
TECHNIQUES
REVUE FRANCOPHONE D’ÉCOLOGIE INDUSTRIELLE
Trimestriel - Avril-Mai-Juin 2009 - N° 54 - Prix au numéro : 23 € - Abonnement France : 90 €/an - Étranger : 95 €
SOMMAIRE
Gilles A.Tremblay and Charlene M. Hogan
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Utilisation de l’ACV par l’industrie minière :
Exemple d’application et principaux défis
Catherine Reid, Pascal Lesagel, Manuele Margni, Michel Aubertin,Valérie Bécaert,
Louise Deschênes
19
Les effets d’amendements alcalins sur des résidus miniers
sulfureux entreposés en surface : Cas des dépôts en pâte
Thomas Deschamps, Mostafa Benzaazoua1, Bruno Bussière, Michel Aubertin,
Hassan Bouzahzah,Vincent Martin
31
Évaluation de l’application de la gestion intégrée des résidus à
la mine Doyon
Isabelle Demers, Mostafa Benzaazoua, Bruno Bussière, Mamert Mbonimpa,
Eliane Fried, Annie Blier
41
Développement d’outils d’évaluation du milieu récepteur pour
l’industrie minière
Yves Couillard, Stéphane Masson, Alice Hontela, Bernadette Pinel-Alloul,
Caroline Olsen, Louis Martel, Lise Parent et Peter G.C. Campbell
49
Restauration du système minier Lorraine, Latulipe, Quebec :
Résultats de 10 ans de suivi
Bruno Bussière, Robin Potvin, Anne-Marie Dagenais, Michel Aubertin,
Abdelkabir Maqsoud, Johanne Cyr
Édité par la Société alpine de publications - SAP - 9, rue de l’arbre sec 69291 lyon cedex 01
Directeur de la publication : Frédéric Chateauvieux - Directeur de la rédaction : Frédéric Chateauvieux
Rédaction en chef :
• Mostafa BENZAAZOUA - Professeur Université du Québec en Abitibi-Témiscamingue
Titulaire de la chaire de recherche du Canada en Gestion des rejets miniers
• Bruno BUSSIERE - Professeur Université du Québec en Abitibi-Témiscamingue
Titulaire de la Chaire de recherche du Canada en Restauration des sites miniers abandonnés
Coordination de la rédaction : Olivier Guichardaz
Mèles : [email protected] - bruno.bussiè[email protected] - [email protected] - [email protected]
Site Internet : www.pro-environnement.com
Comité éditorial : Johanne Cyr (Directrice Ministère des Ressources naturelles, Québec, Canada), Rachid Hakkou (Professeur Université Cadi Ayyad, Marrakech, Maroc),
Bernard Vigneault (Gestionnaire de programme, Ressources Naturelles Canada, Ottawa, Canada), Carmen Mihaela Neculita (Professeur Département CEE Kaist, Daejeon,
Corée du Sud), Anne Lamontagne (Chargée de projets Golder Associés, Québec, Canada), Vincent Cloutier (Professeur Université du Québec en AT, Rouyn-Noranda,
Canada), Suzie Bélanger (Surintendante Environnement Xstrata Ni, Katinniq, Canada), Raphael Mermillod-Blondin (Chercheur R&D Agnico-Eagle, Preissac, Canada),
Anne-Marie Dagenais (Chargée de projets, Golder Associés, Montréal, Canada), Josée Duchesne (Professeur Université Laval, Québec, Canada),
Isabelle Demers (Assistante de recherche Université du Québec en AT, Rouyn-Noranda, Canada), Pierre Moszkowicz (Professeur INSA Lyon France).
Editorial
Une industrie apprenante
Bien que nous vivions une crise financière mondiale sans précédent,
qui a des effets majeurs sur la consommation et sur le prix des
métaux, nous sommes en droit de penser que la mise en œuvre des
programmes de relance annoncés par les grandes économies de la
planète permettra au secteur des matières premières de rebondir. Cette
reprise devrait être soutenue à moyen et à plus long terme par les
pays en émergence tels la Chine et l’Inde, qui vont irrésistiblement tirer
sur l’économie mondiale afin d’accroître leur niveau de vie. Hormis les
produits de substitution et le recyclage, la seule alternative pour
satisfaire cette demande sera donc de produire davantage de métaux,
mais comment ?
Certains pays exercent un attrait incontestable pour la découverte de
nouveaux gisements. C’est le cas du Canda qui, au premier rang,
attirait près de 20 % des 9,9 milliards de dollars US investis en
exploration minérale dans le monde en 2007, suivi de l’Australie,
avec près de 12 %, et des États-Unis, avec près de 8 %. Le Québec,
avec ses 1,7 millions de km2 n’est pas en reste non plus. En effet, le
Québec s’appuie sur une riche culture minière et, de l’avis des industriels
miniers, dispose à l’échelle mondiale d’un des meilleurs climats
d’investissement dans ce secteur. Ceci s’est traduit par des
investissements en exploration de l’ordre de 380 M$ en 2007, plaçant
le Québec au 7e rang mondial pour les dépenses d’exploration.
En 2008, les mines du Québec ont produit pour une valeur au marché
de plus de 3,5 milliards de dollars de fer, d’or, de nickel, de zinc, de cuivre,
d’argent et autres métaux; elles apportent des retombées économiques
importantes, particulièrement pour certaines régions, dites « régions
ressources », qui en dépendent parfois presque exclusivement. En dépit
de ces retombées économiques très appréciables, et comme toute
médaille a son revers, l’industrie minière génère des quantités
importantes de rejets solides et liquides qui peuvent, à des degrés divers,
avoir des impacts sur l’environnement.
L’éveil des consciences sur les questions de l’environnement a amené
les gouvernements à légiférer plus sévèrement.Au cours de la dernière
décennie, nous avons assisté, au Canada, au Québec et ailleurs dans
le monde, à un resserrement des normes environnementales entourant
l’industrie minière. Bien que très préoccupés par la productivité des
opérations, les dirigeants des mines adoptent, en général, au Canada
et au Québec, une attitude responsable vis-à-vis la préservation du
patrimoine écologique. Une mine en opération génère différents
types de rejets solides, dont les principaux sont les rejets de
concentrateur et les stériles miniers. En général, ces rejets sont
entreposés dans des aires de stockage conçus spécialement à cet
effet. Lorsque les rejets contiennent des minéraux sulfureux, leur
conférant un potentiel de génération d'acidité et de lixiviation de
métaux toxiques, les modes d’entreposage sont adaptés en
conséquence.
Il reste néanmoins des vestiges des mauvaises pratiques du passé,
dont la principale manifestation est représentée par les sites miniers
abandonnés. À titre d’exemple, on estime que 50 sites miniers (parc
à résidus miniers et haldes à stériles) abandonnés occupent une
superficie de près de 2 000 hectares au Québec seulement. Ces
sites, au Québec comme ailleurs dans le monde, sont des nuisances ;
ils sont lentement mais progressivement restaurés par les États et
l’industrie elle-même.
Dans la perspective de la croissance de la demande en métaux, dans
un monde obsédé par la productivité et sous les pressions toujours
plus grandes de la société envers la protection de l’environnement, il
nous faut aborder les activités minières selon toutes les facettes du
développement durable, car il devient évident que c’est à cette
condition que la société permettra l’exploitation des mines dans
l’avenir. L’industrie minière doit donc pouvoir compter sur des méthodes
innovatrices, efficaces et économiques, pour bien gérer les rejets
qu’elle produit. Des efforts importants de recherche sont consentis
au développement de ces méthodes, au Québec, au Canada et ailleurs
dans le monde. Encore faut-il que ces développements soient connus
du plus grand nombre.
Ainsi, afin de favoriser les transferts de connaissances entre les milieux
académiques et industriels, l’Université du Québec en AbitibiTémiscamingue et l‘Institut canadien des mines et de la métallurgie,
avec l’appui de nombreux partenaires gouvernementaux, institutionnels
et industriels, perpétuent la tenue de symposiums, sous le thème
Environnement et Mines. Ces symposiums sont de véritables forums
d’échange sur des façons de concilier l’exploitation minière et la
protection de l’environnement. De nombreux domaines d’intérêts y
sont abordés, tels les rejets de concentrateur, le remblayage souterrain,
les roches stériles, la qualité des eaux, la restauration des sites, les
nouvelles tendances, les politiques et la réglementation ainsi que les
mines dans la société. On y expose l’avancement de la recherche, tout
en donnant une place tout aussi importante à la pratique de pointe.
Afin de vous faire partager cette approche, on retrouvera dans la
présente édition spéciale une sélection d’articles issus de la
programmation du dernier Symposium sur l’Environnement et les
Mines, tenu à Rouyn-Noranda, Québec, Canada, en novembre 2008.
Bonne lecture !
Denis BOIS,
Président du comité organisateur du Symposium 2008 sur
l’Environnement et les Mines
Unité de recherche et de service en technologie minérale
(URSTM)
Université du Québec en Abitibi-Témiscamingue (UQAT)
Note de la Rédaction
Le numéro de la revue Déchets, Sciences et Techniques publié ici est consacré aux travaux présentés lors du Symposium sur
l’Environnement et les Mines, tenu au Québec en novembre 2008.Après une précédente édition consacrée à l’ « International
Symposium on Sediment Management », qui s’était déroulé à Lille, en juillet 2008, la revue se fait l’écho de manifestations qui
ont réuni des scientifiques francophones autour de thématiques environnementales actuelles.
La responsabilité éditoriale de ce numéro a tout naturellement été confiée au Comité Scientifique du Symposium, sous la direction
des Professeurs Mostafa Benzaazoua et Bruno Bessière.
Pierre Moszkowicz
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DÉCHETS - REVUE FRANCOPHONE D’ÉCOLOGIE INDUSTRIELLE - N° 54 - 2è TRIMESTRE 2009 - REPRODUCTION INTERDITE
Approaches for the Remediation
of Abandoned Mines and NOAMI
Gilles A. TREMBLAY1 and Charlene M. HOGAN1
1. NOAMI and MEND Secretariat Natural Resources Canada, Ottawa, Ontario
Abstract
The National Orphaned/Abandoned Mines Initiative
(NOAMI) was established in 2002. The multistakeholder
nature of NOAMI has provided a uniquely Canadian
opportunity for governments, non-governmental organisations, Aboriginal Canadians and the mining industry to discuss issues and barriers associated with the clean-up and
remediation of orphaned and abandoned mine sites. This
convergence of interests and mutual commitment to
progress has fostered the success of this internationally
recognized approach to influencing public policy and
addressing issues of common concern.
Over the past 5 years, NOAMI has been working diligently to influence policy and build capacity in Canada to
address these issues. Various workshops, conferences and
publications have provided the background information,
analysis and network building that have driven the agenda
forward. During this time, there has also been a substantial increase in remedial activities carried out by the jurisdictions across Canada.
This paper provides a five-year summary of NOAMI’s
efforts and an overview of the remedial activities in the
Canadian jurisdictions. The jurisdictional highlights feature
many of the different approaches and partnerships
employed across Canada. The paper also includes several
international case studies of novel regeneration projects
completed on legacy sites.
The issue
Canada’s long history in mining has resulted in more than
10,000 orphaned or abandoned mine sites, with different
levels of risk and requiring varying degrees of rehabilitation. This legacy of orphaned/abandoned mines (OAMs),
with the associated environmental liabilities, human health
and safety concerns and the financial costs of clean-up,
continues to be a serious issue facing Canada. Mining is
generally regulated at the provincial level, although the federal Government maintains most of the liability for mines
in northern Canada (north of the 60th parallel).
The most serious environmental issues for abandoned
mines are acidic drainage and metal leaching. Sources
include, underground workings, open pit mine faces and
workings, waste rock dumps, and tailing deposits. Public
health and safety hazards result from mine openings, mine
wastes, abandoned infrastructure and subsidence. Policy
implications concern standards, fiscal responsibility and
funding models, jurisdictional liabilities and possible re-use
of the land (future mining, recreational activities, etc).
Response to the problem
The National Orphaned/Abandoned Mines Initiative
(NOAMI) was launched in 2002, with advisory committee
members from the federal, provincial and territorial governments (F/P/T), the Canadian mining industry, First
Nations, and environmental non-governmental organizations. NOAMI adopted the MEND framework of multistakeholder co-operation to develop a multi-year policybased program for remediation of orphaned and abandoned mine sites in Canada (Tremblay and Hogan, 2007).
The Advisory Committee takes direction from the Mines
Ministers, and reports back annually at the Mines Minister
Conference. An annual workplan is developed by the
committee and presented for approval at the Mines
Ministers Conference. Activities are jointly funded by the
F/P/T governments and the mining organizations, and the
program is administrated by the Secretariat at CANMETMMSL. Funding for NOAMI was about $100 K/year in the
first few years, but increased to $330 K/per year when the
program was expanded in 2005.
NOAMI task groups
Once the workplan was approved, task groups were
formed to address the priority areas. These groups
focussed on: information gathering towards building a
national inventory; community involvement; funding
options and approaches; legislative and institutional barriers to collaboration; and most recently, a jurisdictional legislative review. In the past six years NOAMI has made
good progress in seeking solutions to the legacy of
orphaned/ abandoned mines in Canada. Summaries of
these task groups are provided below.
Information Gathering Towards a National
Inventory
A key objective of NOAMI was to develop capacity for a
national inventory of orphaned and abandoned mine sites
based on compatible inventories from each province and
territory. All Canadian provinces and territories with a history of mining, and several federal agencies, maintain their
own inventory of mining and exploration sites that pose a
3
risk to human health, safety, and the environment.There is
a large discrepancy in the level of detail and completeness
of these inventories from jurisdiction to jurisdiction. The
concept of a national database must allow for these gaps
in coverage, detail and standardization, but permit the
future inclusion of additional information.
The first step towards building the national inventory was
to reach consensus on the definitions and terminology to
be applied to orphaned/abandoned mine sites.The definition of “orphaned” and “abandoned” mines or sites varies
among jurisdictions in Canada. The NOAMI definition
does not differentiate between the two terms, and loosely defines orphaned/abandoned mines as those mines for
which the owner cannot be found, or for which the owner
is financially unable to carry out clean-up. A primary criterion for the inventory was to develop a set of definitions
under which information from all jurisdictions could be
defined and compiled, and to avoid many of the existing
inventory definitions, which could be in conflict. A comprehensive review of Canadian and international efforts to
inventory OAMs, along with high level definitions were
documented in “Capacity Building for a National Inventory
of Orphaned/Abandoned Mines in Canada” (Cal Data,
2005).The proposed definitions were designed to be independent of most existing definitions and would provide a
framework in which the existing definitions could be linked.
The Cal Data report recommended a high-level inventory that included all inactive mineral sites, was web-based
and had a map interface. Such a system acts as a portal to
the existing inventories maintained within the provinces,
territories and federal agencies. Internet links are utilized
to make the investigative experience of the user virtually
seamless between the national database and the component databases.
Various options were explored to determine the most
suitable host for the NOAMI Internet map site. Natural
Resources Canada (NRCan) was selected to host the portal
based on several criteria. NRCan maintains several sites
using MapGuide-based technology, which deal with mineral producers and related areas, such as Aboriginal commu-
4
nities at http://mmsd.mms.nrcan.gc.ca/stat-stat/map-car/
index-eng.aspx.
An important element of the inventory was to obtain federal, provincial and territorial participation, which was facilitated through existing data sharing agreements with
NRCan. Some additional requirements included; that
NRCan would be provided access and use of the jurisdictional OAM site data, consent for the data to be publicly
accessible, and that access and use of the data would be
provided on a long-term basis to ensure maintenance. A
key consideration to obtain jurisdiction consent was to
establish a system or link that would not impact their current operational status.
Population of the national inventory with jurisdictional
datasets is now well-underway and most jurisdictions have
finalized agreements to integrate their datasets (Figure 1).
NOAMI has developed an interactive map displaying the
OAMs across Canada. The map also includes satellite
imagery and details displaying infrastructure at the regional and national level. Initially, a set of national definitions
based on legal status was developed and used to provide
a uniform framework for the comparison of sites across
Canada. While this classification illustrates the location of
mineral sites that are considered orphaned/abandoned, it
does not describe the type and magnitude of the physical
risks presented by these sites. After a review of the developed portal, the NOAMI Advisory Committee requested
that the framework be based on a ranking of the mineral
sites according to their physical features and risk to human
health, safety and the environment. A mandate will be
awarded to Cal Data to review the existing databases and
determine if and how the present information can be realigned to be feature based. NOAMI in collaboration with
NRCan as well as the provinces and territories are working together to accomplish this important task.
Community Involvement
Approaches are needed that will foster community
involvement in decision-making on closure and rehabilitation, and ensure that targeted end-use and rehabilitation
standards are acceptable to local communities. In 2002,
case studies related to community involvement were
completed for three abandoned Canadian mine sites
(Giant Mine – NT, Deloro Mine – ON, Mount Washington
Mine –BC), along with experiences in community involvement at abandoned mines in the United States (NOAMI,
2003a). Report finding were based on personal interviews
with key contacts in the community to reflect a diversity
of perspectives. These case studies contain more complicated issues than many abandoned properties and they
illustrate the importance of effective community involvement in decision-making from the onset for OAMs. The
“lessons learned” from these studies were developed into
a series of guidelines and published in the pamphlet “Best
Practices in Community Involvement”.The final report and
the pamphlet are available on the NOAMI web site
(www.abandoned-mines.org).
After completion of this project, the NOAMI Advisory
Committee continued to examine ways to foster community involvement and engagement in abandoned mine
remediation through other projects and workshops, in
par ticular the 2006 multistakeholder workshop
“Orphaned/Abandoned Mines: A Workshop to Explore
Best Practices”.
One recommendation from this workshop was for
NOAMI to support a community based pilot project on
“Building the Capacity of Local Communities to
Understand Abandoned Mines”. The objective is to build
capacity, via a modular tool-kit, in areas such as community engagement, environmental concerns, legal and corporate matters, funding and partnerships, decision-making
and aboriginal issues. Three diverse communities;Ymir-BC
(near Yankee Girl Mine), Chibougamau-QC (a number of
abandoned mines are in the Chibougamau mining district)
and Virginiatown-ON (near Kerr-Addison Mine) will be
visited and engaged in workshops and focal groups to
assess, build upon, and adapt the ability of the developed
toolkit to increase capacity of local people to understand
and deal with these issues. This mandate was awarded to
the Centre for Indigenous Environmental Resources
(CIER) in Winnipeg.
Legislative Barriers to Collaboration
A background study “Barriers to Collaboration:
Orphaned/Abandoned Mines in Canada” was undertaken
to examine existing legislative requirements in Canada, and
selected international jurisdictions, on regulatory or institutional barriers, liability disincentives, and collaborative opportunities regarding voluntary abatement, remediation, and
rehabilitation of OAMs (Castrilli, 2002). Particular emphasis was placed on four approaches: “Good Samaritan” legislation; permit blocking; allocative versus joint and several
responsibility; and non-compliance registries. The report
findings provided background for a multistakeholder workshop “Legal and Institutional Barriers to Collaboration” in
Ottawa, 2003 that assessed key barriers and developed
approaches to overcome them. These recommendations
were further integrated into a report on the Jurisdictional
Legislative Review (Castrilli, 2007). The reports and the
Workshop Proceedings are posted on the NOAMI web site.
Guidelines for Jurisdictional Legislative Reviews
In 2003, the Mines Ministers asked NOAMI to complete
guidelines for jurisdictional legislative reviews with respect
to collaboration, liability and funding to ensure that
approaches across jurisdictions are consistent, certain,
transparent, coordinated and efficient. A series of guidelines (NOAMI, 2004) was developed to facilitate a focused
review of legislative/regulatory/policy frameworks as they
apply to OAMs across Canada. A report on all legislation
relevant to the remediation of orphaned/abandoned mine
sites “Report on the Legislative, Regulatory, and Policy
Framework Respecting Collaboration, Liability, and
Funding Measures in relation to Orphaned/Abandoned,
Contaminated and Operating Mines in Canada” was
released on CD-ROM in 2007. It contains a synthesis of
the jurisdictional analyses, including an assessment of gaps,
limitations, barriers and opportunities to remediation,
along with a summary of observations. Legislative/policy/
program matrixes are presented that allows a comparison
by jurisdiction with respect to mining and environmental
regulations and policies. A toolkit of policy/legislative
approaches outlining a number of options to assist jurisdictions towards implementation of legislative change is
part of the workplan for 2009.
Funding Approaches
This task group was to identify funding approaches and
preferred options for the remediation of OAMs across
Canada that could be adapted to meet the needs of each
jurisdiction. The repor t titled “Potential Funding
Approaches for Orphaned/Abandoned Mines in Canada”
(Castrilli, 2003) outlined a variety of funding approaches
to be considered for the clean-up or management of liabilities related to OAMs. It was concluded that no single
funding approach would constitute a complete solution; a
combination of a number of approaches would likely be
required.
A multistakeholder workshop on “Assessing Liabilities and
Funding Options” was held in Ottawa in 2005 that further
developed funding approaches and related issues for OAMs.
A roll-up discussion identified gaps and future priorities for
NOAMI. One recommendation was for a “toolkit”, outlining a series of funding options and illustrated with case
studies. This would be a resource document for use by
jurisdictions across Canada to help guide the establishment of potential funding options for the remediation of
OAMs. The report “Rehabilitating Abandoned Mines in
Canada: A Toolkit of Funding Options” (Cowan Minerals,
2006) was completed and is posted on the website, along
with the above stated Proceedings and report.
Technology transfer
Orphaned and abandoned mines are a “hot issue” in
Canada and the public wants to be kept well informed.
Efficient and timely sharing of information to the mining
community and the public is an important function of
NOAMI and other multistakeholder initiatives. NOAMI
uses a number of routes to transfer information. The
Secretariat distributes documents, such as the NOAMI
Newsletter, and other bulletins, to a huge mailing list. The
NOAMI web site (www.abandoned-mines.org) was
recently redesigned and streamlined to improve visibility
5
and access to the program’s activities and publications.The
site is regularly updated with information, such as NOAMI
reports, workshop proceedings, pamphlets, announcements and newsletters.
The priority issues identified by NOAMI, and the multiyear action plan and activities to address these areas, has
generated much interest both domestically and internationally. NOAMI has collaborated with other initiatives to
share this information, and has presented findings at many
international forums. Earlier this year, members of the
NOAMI Advisory Committee were invited to the
International Roundtable on the Restoration on Mining
Legacy Sites (jointly run by the World Conservation
Union, the International Council on Mining and Metals, and
the Post-Mining Alliance) to discuss challenges in OAMs
and present Canada’s work. Information of these discussions is available at www.postmining.org.
Workshops are the preferred vehicle to share information
and obtain feedback from the mining community. Several
NOAMI workshops were held and were previously discussed (i.e. Legal and Institutional Barriers to
Collaboration, Assessing Liabilities and Funding Options,
Best Practices). An upcoming workshop planned for
November 2008 will explore different perspectives related to the risk assessment process at OAMs, with presentations and discussions clustered around the themes of
risk assessment planning, human health risk assessment,
ecological risk assessment and geotechnical risk assessment. In addition, a case study session will allow for more
focused discussion of specific risk assessment studies from
the perspectives of the community, government, industry
and practitioners. The Proceedings and Presentations for
all the NOAMI workshops are posted on the website
www.abandoned-mines.org.
At present, the NOAMI Advisory Committee is developing a communication strategy to heighten awareness of
the issues of OAMs, the work completed by NOAMI, and
the initiatives undertaken by F/P/T jurisdictions in addressing this issue. One component of this strategy is the production of the NOAMI Five-Year Performance Report
(2002-2007), which is currently underway.The report outlines the impacts and benefits of NOAMI, the accomplishments of the jurisdictional partners, and the remaining
challenges.The document is aimed for a general audience,
and will be published in both official languages, as a
brochure and on CD-ROM.
Jurisdictional partnerships
Provinces, territories and Indian and Northern Affairs
Canada (for sites north of 60) in Canada have made significant progress in remediation of abandoned mines in
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their jurisdictions. Various partnership and collaborative
approaches have been used, and this information is invaluable for the development of toolkits that can be applied
on a national basis. Although a number of partnerships
have been formed to remediate OAMs in Canada, this
paper will refer to several that are relevant to NOAMI’s
mandate for the development of collaborative partnerships
in the implementation of remedial programs. Additional
information on jurisdictional activities and partnerships will
be provided in the Five-Year Performance Report.
Québec
The Québec Ministère des Ressources naturelles et de la
Faune (MRNF) developed several partnership approaches
to address contaminated sites. Although application of
these partnerships may be limited in scope, the key messages are that they provide an opportunity wherein both
parties benefit, and that both parties were willing to consider some innovative approaches. Five different types of
partnerships were used for rehabilitation of closed sites:
Partnerships between Ministries. MRNF and MDDEP
(Ministère de du Développement durable, de l’Environnement
et Parcs) signed a cooperative agreement to assist the
rehabilitation for the Sullivan and Wood Cadillac mine sites.
• Partnerships with Mining Industry.
— In 1996, Les Terrains Aurifères site (Barrick Gold) utilized neutral tailings from the government-owned Malartic
Goldfield Mine as a component in the multi-layer dry cover
placed over their acid-generating tailings.The arrangement
saved the government $500 K (MEND 2.22.4, 1999).
— More recently, alkaline tailings from the Agnico-Eagle
Mines Goldex mine are used to rehabilitate the acid-generating tailings on the Manitou abandoned mine site. The
tailings are deposited on the old Manitou tailings, and will
raise the water level, which will result in an elevated water
table, thus saturating the acid generating tailings. Over the
12 year life of the mine, the estimated savings are $8 million for the Québec government.
• Partnerships with Forest Industry.The rehabilitation plan
for the East Sullivan mine site included the placement of a
cover over the acid-generating tailings. Coincidently, the
forest industry needed a place to store its wood waste
products. Wood waste proved to be an adequate cover,
and 2-metre of wood waste was placed over the tailings.
This win-win partnership cost the government $9.5 million
instead of the original estimate of $30 million
• Partnerships with Local Organizations.. The Eustis mine
complex near Capelton in the Eastern Township is owned
by a non-profit organization that wanted to develop the
site as a historic and recreational area.The owners do not
have the necessary funds to complete the rehabilitation of
many of the acid-generating sites located on their land,
which included the Albert Mine, Eustis 1, Eustis 2 and
Eustis 3. A partnership was formed among the organization, the government and the local paper industry, which
needed a place to store their wastes. De-inking sludge
produced from the paper industry was used as a cover for
the 4.5 ha Albert Mine site and Eustis 1. This material in
combination with a compost layer was found to be an
excellent growth media. This partnership saved the government approximately $1 million in remedial costs.
Partnerships with Aboriginal Peoples. In the summer of
2007, an agreement was signed to rehabilitate abandoned
mining exploration sites in Northern Québec (Nunavik
Region). The four partners in the agreement include the
Kativik Regional Government, the Makivik Society, le
Ministère des Ressources naturelles et de la Faune du
Québec and the Fonds Restor-Action Nunavik, a group of
exploration companies that are willing to help with the
rehabilitation of old abandoned properties. The agreement will ensure that by March 31, 2012, the 18 exploration sites considered top priority will be rehabilitated.
Total cost for the 18 sites was estimated to be about $4
million dollars in November 2007. As of October 2008,
the partners are confident that the work can be completed on time and on budget. With the agreement, the government has estimated a saving of more than $1.5 million.
Ontario
Ontario Ministry of Northern Development and Mines
(MNDM) has been active in remediation of their abandoned
mines since 1999. The Abandoned Mines Rehabilitation
Program was created to allow MNDM to conduct rehabilitation work on Crown-held abandoned mine sites
throughout Ontario. Funding for this program is as follows:
1999 – 2003: $27 million
2003 – 2007: $41 million
2006 – 2012: $60 million
Ontario has been working on a formalized abandoned
mines prioritization system. Prioritization of Ontario’s
abandoned mine sites was undertaken during the 1990s,
but it required upgrading. Over the last 18 months
MNDM has implemented a multi-staged approach to prioritization as follows:
— Every abandoned mine record now reflects all available
information (i.e. from site assessment reports, tailings
assessment reports, etc.)
— Sites that did not require ranking were determined and
set aside, including:
- sites that are subject to a federal license;
- sites that are covered by a closure or rehabilitation plan;
- sites not under the jurisdiction the Mining Act (e.g. sites
under the Aggregate Resources Act, etc.); or
- sites with only shallow surface exploratory workings.
A ranking of the remaining sites was completed by
MNDM. The sites were classified into three categories,
which were based on the size of the site and its estimat-
ed cost of rehabilitation. A second round of ranking is now
underway using a more objective system than that used
during the 1990s. Between 2002 and 2007, $51 million has
been spent on the rehabilitating the highest priority
crown-held mine sites in Ontario.
Industry has long signaled interest in assisting the Crown
in the remediation of abandoned mine sites to demonstrate its commitment to the environment and a sense of
responsibility to the community. While a MOU between
the Ontario Mining Association and MNDM was a good
start for leveraging funds and addressing abandoned mine
hazards in the province, the Industry has indicated that
more could be done to address the legacy of abandoned
mine sites at no cost to tax payers if regulatory liability risk
could be reduced for “Good Samaritans” in the industry
that volunteer to take on the required rehabilitation. To
achieve this, amendments to the Mining Act were passed in
2007 and MNDM has drafted related regulation, which was
recently posted for public comment on the Environmental
Registry.
Once the Voluntary Reclamation (Good Samaritan) provisions are in place, persons (volunteer(s)) working on
Crown-held abandoned mine sites will be able to conduct
their MNDM-approved rehabilitation work without being
subject to the Environmental Protection Act and the Ontario
Water Resources Act regarding other pre-existing mine features and hazards on the site. However, the volunteer(s)
will still be liable under that legislation if it either causes or
permits a spill on, or from, the site. Reducing regulatory
barriers to conduct the rehabilitation of abandoned mine
hazards will benefit all Ontarians by reducing public health
and safety risks, environmental impacts, and the amount of
future public spending. Industry may have the expertise,
technology and equipment to allow the remediation to be
conducted more efficiently and cost-effectively than if
Ontario was to contract the work at public expense.
Several partnership agreements are in place for mine
rehabilitation projects and are outlined below.
MNDM and Porcupine Joint Venture have a cost sharing
agreement to address mine subsidence related issues in and
around the former Hollinger and McIntyre Mine sites in
Timmins, Ontario. Subsidence has become more serious
since dewatering of the mines ceased, and it is believed that
the sand backfill has flowed and left voids in the upper workings.A major part of the problem is that the surface rights for
the mine were severed and sold to private individuals, so that
many of these events occur right in the community.This partnership, along with several others, is detailed in the NOAMI
report “Rehabilitating Abandoned Mines in Canada: A Toolkit
of Funding Options” (Cowan Minerals Ltd, 2006).
MNDM and Ontario Mining Association (OMA) have cost
sharing agreements in place in which funds acquired by
7
OMA are matched by MNDM to work on OAMs of
mutual interest. Since 2002, two remedial projects have
been undertaken at the Kam Kotia Mine site under this
agreement.
British Columbia
The BC Crown Contaminated Sites Branch (recently
renamed the Crown Land Restoration Branch (CLRB))
was formed in response to the 2002/2003 Report from
the Office of the Auditor General that was critical of management of contaminated sites in BC. Since 2001, B.C. has
committed over $190 million for the management of the
province’s contaminated sites, and from 2002 to 2007
CLRB spent $35 million on activities related to OAMs.
While there are currently no partnership funding programs in B.C. with the mining industry, and no “Good
Samaritan” programs, the work of NOAMI provides a
starting point for advancing these key policy areas.
CLRB manages contaminated sites for BC, assists in policy
development and identification of priority sites (risk based
approach). There is a contaminated sites database for
crown land that is continually updated. Under the program,
21 historic mine sites were investigated, and 48 sites are
under investigation. Four mine sites have been completed.
A risk ranking methodology that looked at human health
and environmental risk was used to prioritize the sites.
Exposure pathways were examined. This method gives
ranking of sites with respect to priority. For the second
phase, expert practitioners are convened to confirm that
those sites are high risk. For the 2008/2009, fiscal year the
program has been allocated $27 million.
8
inspections and preliminary engineering work, a total of 31
sites were considered to be high hazard sites. In response,
a risk-based matrix was created and a schedule was developed that will see these sites remediated by 2012. $110
million has been committed to address the issues.
National and international
post-mining regeneration
projects
The International Roundtable on the Restoration on
Mining Legacy Sites (Toronto, March 2008) plans to
release the results of, and a discussion paper for, an international survey on the challenges surrounding mining legacies along with the discussions at the roundtable
(www.postmining.org). Regeneration was an important
topic and survey results suggested a long list of examples
and models of good practice in regeneration from around
the world. Many of these were good examples of technical environmental solutions, few dealt with the negative
social impacts. It is important to focus on the positive
examples, to explore what works and why, and to determine how the lessons learned can be applied elsewhere.
Local community involvement was the most important lesson learned in the cited examples, followed by partnership/stakeholder approaches and government involvement.
The Roundtable report contains many examples of regeneration projects, but several high profile examples are
given below.
Manitoba
Manitoba’s Orphaned/Abandoned Mine Site Rehabilitation
Program was established in 2000 in response to the Mine
Closure Regulation that Manitoba adopted in 1999. The
Regulations required that environmental liabilities incurred
during mining operations be financially secured to cover
future remediation costs. In addition, mine closure plans
and financial security must be filed and approved prior to
a permit being granted for a new mine operation. The
Mine Closure Regulation is currently undergoing a formal
review to ensure that its requirements remain relevant
and consistent with the government policies and programs.
Butchart Gardens, Victoria, BC
In 1904, the concept of The Butchart Gardens began with an
effort to beautify a worked-out quarry site on the 130-acre
estate of Mr. and Mrs. R.P. Butchart, pioneers in the manufacture of Portland Cement in Canada. Tons of top soil
were brought in from nearby to line the floor of the abandoned quarry. Little by little this abandoned quarry blossomed into a spectacular garden with over 1,000,000 bedding plants in some 700 varieties used throughout the
Gardens to ensure uninterrupted bloom from March
through October. Close to a million people visit each year,
and the gardens have grown to a world class scale and
have been designated a National Historic Site.
The program’s mandate is to address public safety and
environmental health concerns associated with OAM
sites. The program received initial funding of $2 million in
order to address safety issues and identify environmental
concerns at five high priority sites: Lynn Lake, Sherridon,
Gods Lake, Snow Lake and Baker Patton. Environmental
and risk assessments were completed at these sites by
consultants retained by the Province. Inspections and identification of hazards were also completed at an additional
144 orphaned and abandoned sites. Based on these
The Eden Project, Cornwall, UK
The Eden Project is located in a 170-year old china clay pit
near St. Austell in Cornwall, England. It is regarded as the
biggest social and economic event to impact on the county
for decades. Eden is an impressive example of a post-mining regeneration project with a strong socio-economic
focus (www.edenproject.com). As a successful botanical
visitor destination, the project is successfully growing all
the world’s major crops in artificial soils and in semi-controlled greenhouse environments.
Eden opened in March 2001 and attracted their 10 millionth
visitor during the summer of 2008, generating over £839 million in the local economy in this time, and employing 450 people. Following a highly successful “social enterprise” model, the
economic and social impact of Eden has been maximized by
aggressively following policies of local employment and local
sourcing (£10 million a year).
Eden is an environmental education charity which was
funded by public-private partnership (initial construction:
£86 million) and other public sources (subsequent investment: £30 million) for a total of about Can $275 million.
Medieval Salt Mine, Bochnia, Poland
The salt mine in Bochnia in southern Poland, was built in
1248 and is still accessible today.This mine thrived for eight
centuries providing significant wealth to the kings of state.
Mining ceased about 17 years ago due to economic changes
and depletion of resources. At that time, the mine was
designated as a museum. Many benefits from the mine
emerged after closure. The fascinating historical mine
museum, with numerous underground tourist trails (which
passes through chapels, a banquet hall, horse stables,
recreational facilities and hotel-quality sleeping quarters), a
sanatorium and spa has become known internationally,
and attracts tens of thousands of visitors per year.
Economically, the salt mine is an important sustainable
income source for the city and surrounding region.
Dalhalla Outdoor Concert Hall, Dalhalla, Sweden
Dalhalla (www.dalhalla.se) is considered to be one of the
world’s most beautiful and exotic outdoor arenas. It was
rebuilt from an abandoned limestone quarry
(Draggangama) to a musical stage with superb acoustics
and impressive lighting effects. Mining created a natural
amphitheatre, with dimensions of 400 m long, 175 m wide
and 60 m deep. The first concert was held in 1993, and
now people come in thousands to get the unique, magic
experience from music and drama, combined with breathtaking nature.
Braga Municipal Stadium – Braga, Portugal
The stadium was carved off a quarry (Monte Castro) that
overlooks the city of Braga. It was built in 2003 at a cost
of 83.1 million Euros and seats over 30,000 people. The
stadium is considered one of the most original stadiums in
the world.
Hypoxic Mine Track Yanahara, Japan
An abandoned mine in the town of Yanahara has been
converted in a running track to simulate high-altitude
training. The characteristics of the mineshaft such as air
tightness and the ability to maintain constant temperature
and humidity levels throughout the year make this is an
unique training facility. It also makes effective use of the
industrial assets left behind in an abandoned mine.
Conclusions
The legacy of orphaned/abandoned mines, with their associated environmental liabilities, human health and safety
concerns and the financial costs of clean up, is a serious
issue facing Canada. Since its creation in 2002, NOAMI has
addressed the problem across a number of fronts.
Although much progress has been made, many challenges
and opportunities exist for rehabilitation of orphaned/
abandoned mines. NOAMI members are committed to
working together to seek solutions to these issues.
References
Cal Data Ltd. 2005. Capacity Building for a National Inventory of
Orphaned/Abandoned Mines in Canada. Final report submitted
to NOAMI. Posted at: www.abandoned-mines.org
Castrilli, J.F. 2002. Barriers to Collaboration: Orphaned/
Abandoned Mines in Canada. Final report submitted to NOAMI.
Posted at: www.abandoned-mines.org
Castrilli, J.F. and C.N. Watson and Associates, 2003. Potential
Funding Approaches for Orphaned/Abandoned Mines in
Canada. Final report submitted to NOAMI. Posted at: www.abandoned-mines.org
Castrilli, J.F. 2007. Report on the Legislative, Regulatory, and Policy
Framework Respecting Collaboration, Liability and Funding
Measures in relation to Orphaned/Abandoned, Contaminated,
and Operating Mines in Canada. 2007. Final report submitted to
NOAMI. Posted at: www.abandoned-mines.org
Cowan Minerals Ltd., 2006. Rehabilitating Abandoned Mines in
Canada: A Toolkit of Funding Options. Final report submitted to
NOAMI. Posted at: www.abandoned-mines.org
MEND 2.22.4a. 1999. Construction and Instrumentation of a
Multi-layer Cover, Les Terrains Aurifères.
NOAMI. 2003a. Lessons Learned on Community Involvement in
the Remediation of Orphaned and Abandoned Mines – Case
Studies and Analysis. Posted at: www.abandoned-mines.org
NOAMI. 2003b. Best Practices in Community Involvement
Pamphlet. Posted at: www.abandoned-mines.org
NOAMI. 2004. Guidelines for Legislative Review. Posted at:
www.abandoned-mines.org
NOAMI. 2008. NOAMI Five-Year Performance Report 20022007. In progress.
Popielak, R.S. and Zieba, K. 2007. Medieval Salt Mine – A Modern
Tourist Attraction with an Ancient History. In: Proceedings of the
Second Internation Seminar on Mine Closure. Edited by: A.
Fourie, M.Tibbet and J.Wiertz. Santiago, Chile. October 16-19. pp
869-877.
Tremblay, G. and C. Hogan. 2007. Experience of Canadian
Partnership Programs – MEND and NOAMI. In: Proceedings of
the Second International Seminar on Mine Closure. Edited by: A.
Fourie, M. Tibbet and J. Wiertz. Santiago, Chile. October 16-19.
pp. 43-52.
9
Utilisation de l’ACV par l’industrie minière :
Exemple d’application et principaux défis
Catherine REID1, Pascal LESAGEL2, Manuele MARGNI1,
Michel AUBERTIN3, Valérie BÉCAERT1, Louise DESCHÊNES1
1. CIRAIG, École Polytechnique de Montréal, Québec
2. Sylvatica, Québec, Canada
3. Chaire industrielle CRSNG Polytechnique-UQAT, Environnement et gestion des rejets miniers - École Polytechnique de Montréal,
Québec, Canada
Résumé
L’analyse du cycle de vie (ACV) est un outil d’analyse environnementale holistique qui permet la compilation et
l’évaluation des entrants, sortants et impacts environnementaux potentiels d’un produit ou service durant tout
son cycle de vie, du berceau au tombeau (c’est-à-dire de
l’extraction et transformation première des ressources
jusqu’à l’élimination en fin de vie, incluant les étapes de
production et d’utilisation). La pertinence de l’ACV pour
l’industrie minière se présente sous deux aspects.
Premièrement, l’industrie minière a un rôle à jouer au
niveau du développement des données d’inventaires qui
permettront à la communauté ACV d’évaluer, pour des
usages particuliers, les impacts environnementaux des
matériaux primaires (tels les métaux) et de comparer
ceux-ci avec les impacts des matériaux leur faisant compétition. Deuxièmement, l’industrie minière peut directement utiliser l’ACV pour évaluer les impacts environnementaux de ses propres activités, identifier les « points
chauds » et évaluer les impacts de différentes technologies disponibles. Par exemple, les impacts environnementaux de différentes technologies employées dans l’extraction et la transformation de minéraux peuvent être comparés. Cette deuxième utilisation de l’ACV par l’industrie
minière n’est toutefois pas très fréquente. Le présent article présente une telle application de l’ACV, en comparant
des options de gestion de résidus miniers durant la vie de
la mine et à sa fermeture. Quelques défis devant être relevés afin d’améliorer la pertinence des résultats de l’ACV
dans le contexte des activités minières sont aussi présentés et discutés.
Introduction
Bien que les premiers travaux portant sur l’analyse du
cycle de vie (ACV) aient été effectués à la fin des années
60, le développement de la méthodologie n’a réellement
débuté qu’au cours des années 90. En 2002, l’ACV a été
identifiée par le World Summit on Sustainable Development
comme une approche scientifique utile pour établir des
politiques visant l’amélioration des produits et services
tout en réduisant leurs impacts sur l’environnement et sur
la santé humaine.
10
L’ACV est un outil environnemental qui permet d’évaluer
les impacts potentiels d’un produit ou d’un service tout au
long de son cycle de vie, soit du « berceau au tombeau
». L’ACV constitue une méthode très complète, notamment parce qu’elle inclut tous les processus pertinents rattachés à la fonction fournie par le produit ou le service.
Elle permet aussi de tenir compte d’une large gamme
d’impacts environnementaux potentiels liés aux entrants
provenant de l’environnement (p.ex. extraction des ressources) et aux sortants émis dans l’environnement (p.ex.
émissions dans l’air, l’eau et le sol). L’ACV est fréquemment
utilisée pour identifier les opportunités d’amélioration du
profil environnemental d’un produit (par une identification
des points chauds) et pour la comparaison de produits
entre eux. Elle peut aussi être utilisée dans le cadre du
développement des produits, de leur mise en marché et
des politiques de développement (ISO 2006).
Le cadre méthodologique de l’ACV a été standardisé par
l’Organisation internationale de normalisation (voir la
série de normes ISO 14040). Ce cadre comporte 4 étapes itératives :
— Objectifs et champ de l’étude : cette étape consiste à
définir le but de l’étude, les choix méthodologiques, la
fonction étudiée et l’unité fonctionnelle qui en découle.
Cette unité fonctionnelle est primordiale car elle permet
de comparer des options alternatives sur une même base.
C’est aussi à cette étape que le système de produits est
précisé et que les frontières du système sont établies afin
de déterminer les processus inclus dans l’étude.
— Inventaire du cycle de vie (ICV) : cette étape de l’ACV
comporte deux éléments très importants, soit la collecte
de données et le calcul de l’inventaire. Tout d’abord, pour
chacun des processus inclus dans l’étude, les informations
disponibles sur les entrants et les sortants spécifiques au
cas à l’étude doivent être recueillies. Les données issues
des banques de données spécialisées peuvent constituer
une composante essentielle de cette collecte. Ensuite, les
différents entrants et sortants doivent être liés à l’unité
fonctionnelle et additionnés afin d’obtenir l’inventaire du
cycle de vie (ICV).Typiquement, un ICV contient des centaines de substances dont l’effet peut se faire sentir à des
milliers d’endroits.
Utilisation de l’ACV par l’industrie minière : Exemple d’application et principaux défis
— Évaluation de l’impact du cycle de vie (ACVI) : Afin de
rendre les résultats de la phase ICV utilisables, les centaines
de flux sont réduits à quelques indicateurs d’impact.
Typiquement, une ACV évaluera la contribution à environ
10 à 15 catégories d’impact telles que l’extraction des ressources abiotiques, l’utilisation des terres, les changements
climatiques, l’appauvrissement de la couche d’ozone, l’oxydation photochimique, la toxicité humaine, l’écotoxicité et
l’acidification (e.g. Udo de Haes et al., 2002). Les résultats
pour chaque catégorie d’impact peuvent être combinés en
un nombre plus restreint de catégories de dommages, qui
incluent généralement la santé humaine, la qualité des écosystèmes et la disponibilité des ressources. Les résultats peuvent ensuite être normalisés en divisant les pointages liés aux
dommages du scénario analysé par une valeur de référence,
correspondant par exemple aux impacts globaux générés
sur un continent particulier (qui est souvent l’Europe) ou à
la contribution annuelle par habitant pour une région donnée. Plusieurs méthodes d’évaluation d’impacts ont été
développées par des centres de recherche universitaires et
des firmes de consultants (Udo de Haes et al., 2002).
dans les bâtiments ; Petersen and Solberg, 2002).
L’augmentation rapide des demandes d’information pour
l’ACV oblige l’industrie minière à fournir des données
récentes et de bonne qualité afin qu’elle puisse satisfaire les
besoins de ses clients, tout en demeurant compétitive.
— Interprétation : Cette dernière étape de l’ACV consiste
à analyser les résultats, tirer des conclusions propres aux
limites de l’étude, et fournir des recommandations.
Dans les banques de données les plus complètes, les données minières incluent les activités suivantes : utilisation
d’énergie par les opérations minières (électricité, carburant diesel, etc.); abatage par forage et sautage; production
des équipements et des infrastructures (p.ex. convoyeurs,
machineries et bâtiments); utilisation de produits chimiques pour les procédés d’extraction; et, de façon moins
complète, la gestion et le traitement des rejets. Ces banques de données considèrent aussi les entrants provenant
de l’environnement (p.ex. minerai, eau) ainsi que les émissions à l’air, à l’eau et vers le sol. Dans les banques de données moins complètes, les infrastructures minières, l’abatage, la conversion des terres, les produits chimiques et le
traitement des rejets ne sont que partiellement inclus (ou
exclus entièrement dans certains cas). Mais même dans les
banques de données les plus complètes, certains aspects
importants sont souvent absents ; mentionnons par
exemple les travaux d’exploration et de développement,
les pertes de minerai, ainsi que les méthodes d’extraction
et de traitement. Ces composantes ont pourtant un effet
important sur la nature des émissions à l’environnement
(Durucan et al., 2006). L’industrie minière doit jouer un
rôle de premier plan afin de fournir des données plus
complètes sur ses activités, de façon à améliorer la qualité
des résultats de l’ACV dans ce secteur industriel.
Deux voies pour lesquelles l’ACV est pertinente pour l’industrie minière sont abordées ici. Suite à une brève mise
en contexte de l’ACV pour le secteur minier, certains
résultats découlant d’une étude de cas où différentes
options de gestion de résidus miniers sulfureux sont comparées en utilisant l’ACV. Puis, afin de rendre l’étape d’évaluation de l’impact du cycle de vie plus pertinente pour
l’industrie minière, trois éléments sont identifiés selon les
besoins et défis de recherche qui y sont associés.
Rôle de l’industrie minière
dans le développement de
données d’inventaire en ACV
Les activités minières constituent une part essentielle de
l’économie de plusieurs régions du globe, et les produits
primaires qui en sont issus font partis de plusieurs produits d’utilisation courante dans la société. Comme l’ACV
est utilisée afin d’évaluer les impacts environnementaux de
ces différents produits, il est essentiel que l’industrie minière
puisse produire des données associées à ses activités (i.e.
extraction du minerai du sous-sol, son traitement minéralurgique et le raffinage ultérieur). Ces données permettent
par exemple la comparaison des impacts potentiels de l’utilisation de deux métaux pour la fabrication d’un produit
(p.ex. acier vs aluminium dans la production de véhicules ;
Das, 2000) ou de l’utilisation d’autres matériaux en compétition avec des métaux (p.ex. bois vs acier pour les structures
L’industrie minière n’a, à ce jour, que partiellement
répondu à cette demande. Plusieurs données sur les
métaux de base et le charbon sont disponibles depuis
quelques années, via des associations industrielles (p.ex.
International Iron and Steel Institute, European Copper
Institute) ou à travers des banques de données assemblées
par des groupes académiques ou gouvernementaux et
des consultants (p.ex. ecoinvent, GaBi, IDEMAT et ELCD
databases). En ce qui concerne les données liées aux
métaux précieux, dont l’utilisation industrielle est moins
répandue (tels que l’or, l’argent et le platine), elles se
retrouvent aussi dans les deux banques de données les
plus utilisées (ecoinvent et GaBi), mais la qualité des informations est parfois faible car elles sont basées sur des
extrapolations plutôt que sur des mesures réelles.
L’ACV comme outil d’aide
à la décision dans le cadre
des activités minières
Au-delà du rôle de l’industrie minière dans l’acquisition de
données d’inventaire, les exploitants miniers peuvent
11
directement utiliser l’ACV comme instrument pour aider
à la prise de décision, afin de soutenir des choix visant à
minimiser les impacts environnementaux de leurs activités.
Bon nombre d’initiatives ont été lancées au cours des dernières années afin d’évaluer l’utilisation de l’ACV dans le
contexte de la production minière et métallifère. Parmi celles-ci, le Mining, Minerals and Sustainable Development
(MMSD) Project a permis de conclure que l’ACV constitue
un outil utile pour l’industrie minière, et qu’elle peut être utilisée pour mieux tenir compte des considérations environnementales lors d’une prise de décision (Stewart, 2001).
Une telle utilisation de l’ACV est toutefois peu fréquente
à ce jour. Seules quelques grandes compagnies minières
auraient utilisé l’ACV pour la sélection de projets ou de
procédés (Stewar t, 2001; Stewar t et al., 2004).
Relativement peu d’études comportant une évaluation
comparative des impacts environnementaux de différentes méthodes de production ont été publiées (p.ex.
Giurco et al., 2000 ; Norgate and Rankin, 2000; Tan and
Khoo, 2005). Bien que des initiatives aient été lancées afin
d’évaluer le potentiel d’utilisation de l’ACV dans le
contexte de la production de minéraux et métaux, peu de
cas pratiques ont été documentés jusqu’à présent.
De plus, la plupart des études ACV publiées démontrent
que les efforts se concentrent essentiellement sur l’évaluation des opérations à la mine ; très peu d’emphase a été
mise sur la phase d’extraction du minerai et sur la gestion
des rejets (Van Zyl, 2002; Durucan et al., 2006). Par exemple, dans la banque de données ecoinvent, une des banques de données les plus complètes, la gestion des résidus
miniers sulfureux comprend seulement les items qui touchent l’occupation des terres, négligeant ainsi la demande
en énergie et en matériaux liée à leur gestion (pour la
construction des digues par exemple) ainsi que les émissions prolongées issues des résidus (à l’effluent du parc à
résidus pour le même exemple).
D éve lo pp em ent
1
2*
O p ération
Préparation du parc à
résidus
100 % des résidus
dirigés au parc à
résidus (ennoiement)
Préparation du parc à
résidus
48 % des résidus dirigés
au parc à résidus
(ennoiement)
Construction de
52 % des résidus dirigés
l’usine de remblai
à l’usine de remblai
* Scénario original correspondant au cas à l’étude
Étude de cas : ACV de diverses
options de gestion de résidus
miniers sulfureux
Cette section présente un exemple d’ACV réalisée afin de
comparer les impacts environnementaux potentiels de différentes alternatives pour disposer de résidus miniers
selon des technologies disponibles. Cette ACV, réalisée par
le CIRAIG et la Chaire industrielle CRSNG PolytechniqueUQAT en environnement et gestion des rejets miniers, a
permis de comparer différentes options de gestion de
résidus miniers sulfureux (Reid, 2006; Reid et al., 2009), ce
qui constitue une première dans cette industrie.
Lorsqu’envisagée selon une perspective environnementale, la gestion des résidus miniers sulfureux vise principalement à prévenir la génération de Drainage Minier Acide
(DMA) produit lorsque des minéraux réactifs sont exposés à l’air et à l’oxygène. L’oxydation des minéraux sulfureux, tels que la pyrite (FeS2), l’arsénopyrite (FeAsS) et la
pyrrhotite (Fe(1-x)S), libère des ions H+ qui acidifient
l’eau, favorisant ainsi la solubilisation de divers éléments
potentiellement toxiques (p.ex. Aubertin et al., 2002). Les
méthodes utilisées pour disposer des résidus miniers
générateurs de DMA visent à limiter la disponibilité d’un
ou plusieurs composants contribuant à ce phénomène,
soit l’eau, l’oxygène et les sulfures de fer.
L’étude de cas présentée ici porte sur la mine Louvicourt,
située près Val d’Or, Québec (Canada). Il s’agit d’une opération minière souterraine qui extrayait le cuivre et le zinc.
Durant l’opération de la mine, entre 1994 et 2005, 15,5 M
tonnes de minerais ont été extraits, produisant 2,2M de
tonnes de concentré, 13,3M de tonnes de résidus et 25M
m3 d’eau de procédé. Les résidus possèdent une haute
teneur en pyrite, ce qui engendre un potentiel de génération d’acide élevé. Environ la moitié des résidus ont été
envoyés dans un parc à résidus de surface sous une cou-
O p tions de fe rm eture du parc à ré sidus
A
Ennoiement
B
Désulfuration partielle
Couverture avec effets de
C
barrière capillaire (CEBC)
A*
Ennoiement
B
Désulfuration partielle
Couverture avec effets de
C
barrière capillaire (CEBC)
A, B
Démantèlement de l’usine de remblai
et C
Tableau I. Scénarios de gestion des résidus miniers évalués par l’ACV.
12
verture aqueuse. L’autre portion des résidus a été dirigée
à l’usine de remblai où l’on retire l’excédant d’eau (par filtration) et où des liants (ciment et scories) sont ajoutés
pour produire un remblai cimenté en pâte qui est envoyé
dans les chantiers souterrains afin d’assurer un support
aux épontes du massif rocheux.
Les impacts environnementaux potentiels de cette stratégie de gestion ont été comparés à ceux d’un scénario où
tous les résidus auraient été envoyés dans le parc à résidus miniers (i.e. pas de remblayage avec les résidus).Trois
options de fermeture du parc à résidus ont aussi été
considérées pour la fin des opérations de la mine: a) l’ennoiement perpétuel, b) la désulfuration partielle combinée
à la technique de la nappe surélevée avec un recouvrement de matériaux granulaires et c) un recouvrement
multicouche de type couverture avec effets de barrière
capillaire (CEBC) fait de matériaux naturels suivi d’une
revégétation (Aubertin et al. 2002). Les 6 scénarios sont
résumés au tableau 1. Plus de détails sur cette étude sont
présentés par Reid (2006).
Les objectifs de l’étude étaient de dresser l’inventaire de
ces différents scénarios de gestion (applicables à partir de
l’étape du développement de la mine jusqu’à l’étape de
post-fermeture), d’évaluer et de comparer leurs impacts
environnementaux. Il s’agissait aussi de déterminer l’importance de la catégorie d’impact « utilisation des terres »
souvent négligée lors de telles analyses. L’unité fonctionnelle
a été définie selon l’ensemble des étapes de gestion de la
production totale (pour toute la durée de vie de la mine,
soit de 1994 à 2005) de résidus miniers issus de la
concentration des minerais de cuivre et de zinc à la mine
Louvicourt. Durant cette période, environ 15 500 000 tonnes
de minerai ont été extraits et traités. Notons ici que les
étapes d’extraction du minerai à la mine et de traitement
minéralurgique du minerai ne font pas partie de l’étude, qui
se concentre exclusivement sur la gestion des résidus miniers.
Le système de produits a d’abord été divisé selon les étapes du cycle de vie de la mine, soit le développement (D),
l’opération (O) et la fermeture (F) de la mine. Chacune de
ces étapes est composée de plusieurs processus, incluant
la production des matériaux et leur transport, le transport
des équipements et de la machinerie lourde ainsi que leur
opération, et la consommation d’électricité et de carburant (diesel). Pour le parc à résidus miniers, l’étape D inclus
la construction des digues, et l’étape O inclus un traitement à la chaux requis pour aider à neutraliser en aval les
effets dus à la présence de thiosels (qui peuvent engendrer l’acidification des eaux). Le surplus d’eau, une fois
neutralisé, est dirigé par gravité vers le bassin de polissage
qui agit comme bassin de rétention. En ce qui concerne
l’usine de remblai, l’étape D inclus la construction de
l’usine et l’étape O comprend son opération, incluant l’enlèvement de l’eau de procédé par filtration et l’addition de
liants (ciment et scories) et d’une eau de mélange.
L’étape de fermeture F débute à la fin des opérations de
la mine et, dans les principaux résultats présentés ici, se
termine 2 ans après la fin des opérations. L’option « A »
consiste à garder les résidus ennoyés de manière à limiter
leur contact avec l’oxygène, ce qui limite la production de
DMA (p.ex., Aubertin et al., 2002). Dans l’option « B »,
une quantité suffisante de résidus doit être désulfurée
pour construire une couverture d’une épaisseur de 1
mètre sur la surface du parc à résidus (Bois et al., 2005;
Demers et al. 2008). Par la suite, la technique de la nappe
surélevée est appliquée. Dans ce cas, les résidus demeurent saturés en maintenant le niveau de la nappe d’eau à
une profondeur compatible avec la remontée capillaire
dans les rejets; cette profondeur est d’environ 1 mètre
pour les résidus de la mine Louvicourt (Ouangrawa et al.,
2006). La surface du site est ensuite stabilisée par l’ajout
d’une couche de matériaux granulaires de 0,3 mètre
d’épaisseur. L’option « C » consiste à contrôler le niveau
d’eau sous la surface du parc à résidus (comme dans l’option B) et à ajouter un recouvrement de type couverture
à effets de barrière capillaire (CEBC) composé de trois
couches de matériaux (du bas vers le haut) : une couche
de support composée de roche stérile, une couche de faible conductivité hydraulique composée de silt et une couche de sable et gravier qui assure une protection de surface. Ce type de couverture permet de restreindre la
quantité d’oxygène pouvant atteindre les résidus en raison
du degré de saturation élevé de la couche de silt
(Aubertin et al., 2002). La dernière étape est une réhabilitation par ensemencement avec l’ajout d’une couche de
sol organique et de fertilisant, ce qui permet de limiter
l’érosion et d’améliorer l’esthétique des lieux.
La modélisation de l’inventaire du cycle de vie (ICV) a été
réalisée à l’aide du logiciel Simapro 6.0 de Pré Consultants.
Les matériaux, l’énergie et les équipements utilisés ont été
définis pour chacun des scénarios. Des données spécifiques ont été collectées pour l’année 2002, considérée
comme une année représentative des conditions usuelles
d’opération de la mine. Ces données ont été répertoriées
à l’aide de questionnaires, de visites sur le site, d’articles et
d’entrevues, ce qui a permis d’identifier les différentes
quantités de matériaux et d’énergie utilisés. Les données
pour les étapes de développement et de fermeture ont
été obtenues par des entrevues et des rapports de
consultants, ainsi qu’avec l’aide d’experts du domaine
minier. La banque de données ecoinvent (Frischknecht et
al., 2005) a été utilisée comme source de données secondaires afin de compléter l’inventaire. Les différentes hypothèses posées durant l’élaboration de l’inventaire sont présentées par Reid (2006).
Les impacts potentiels pour chacun des scénarios ont été
calculés avec la méthode d’évaluation des impacts
IMPACT 2002+ (Jolliet et al., 2003). Cette méthode est
composée de 14 catégories d’impact : toxicité humaine
(cancérigène et non cancérigène), effets respiratoires causés
13
par les substances inorganiques, rayonnement ionisant,
appauvrissement de l’ozone stratosphérique, oxydation
photochimique, écotoxicité terrestre et aquatique, acidification et nitrification aquatique, eutrophisation aquatique,
occupation des terres, réchauffement global, énergies non
renouvelables et appauvrissement des ressources abiotiques. À l’exception de l’acidification aquatique et de l’eutrophisation aquatique, ces catégories d’impact ont été
combinées en 4 catégories de dommages, soit : la santé
humaine, la qualité des écosystèmes, les changements climatiques et les ressources. Les résultats présentés ici portent essentiellement sur les dommages. Les résultats d’inventaire (émissions et extractions) et les résultats pour
chacune des catégories d’impact sont présentés dans Reid
(2006) et Reid et al. (2009).
La figure 1 présente les impacts environnementaux potentiels normalisés des six scénarios selon les catégories de
dommages. La référence utilisée pour la normalisation se
base sur les impacts générés par une personne pendant
une année. Pour des raisons de cohérence la référence de
la méthode IMPACT 2002+, qui adopte celle d’un
Européen, a été retenue. Les différentes intensités de gris
sur la figure 1 indiquent la contribution des diverses étapes du cycle de vie (développement, opération et fermeture du site). Globalement, les résultats des dommages
pour ces trois étapes du cycle de vie indiquent qu’il serait
préférable, d’un point de vue environnemental à court
terme, d’envoyer tous les résidus au parc à rejets avec
couverture aqueuse (scénario 1) comparativement à l’option qui consiste à retourner une partie des résidus sous
terre (scénario 2). La différence entre les options n’a toutefois pas la même ampleur pour chacune des catégories
de dommages. Pour les scénarios analysés ici, cette tendance est causée par les impacts associés à l’étape d’opération de la mine qui domine la réponse du système à
court terme (i.e. pour une période allant jusqu’à 2 ans
après la fermeture). Dans le cas des scénarios 2, les
impacts de cette étape sont plus importants en raison des
besoins accrus en énergie et matériaux (ciment et scories)
dus à l’ajout de l’usine de remblai. Les impacts qui ne suivent pas cette tendance sont : la toxicité humaine, plutôt
associée à l’effluent du bassin de polissage ; l’acidification
aquatique, principalement associée aux exfiltrations du
parc à résidus, et l’occupation des terres, principalement
due à la surface occupée par le parc à résidus. Cette dernière catégorie domine la catégorie de dommages « qualité des écosystèmes » pour les scénarios 1, ce qui explique pourquoi la différence entre les scénarios 1 et 2 est
plus faible pour ce dommage.
Il faut toutefois noter ici que les solutions de remplacement pour les options sans remblayage n’ont pas été prises en compte dans cette analyse ; l’utilisation de boulons
et de câbles de soutènement, par exemple, aurait aussi
engendré certains impacts qui n’ont pas été considérés.
Figure 1 : Impacts environnementaux normalisés cumulatifs des étapes de développement, opération et fermeture (2 ans)
Les barres indiquent les impacts des scénarios 1A, 1B, 1C, 2A, 2B et 2C respectivement
L’unité pers*an indique que les résultats ont été divisés par la contribution annuelle par habitant pour une région donnée, soit l’Europe de
l’Ouest pour le cas échéant.
14
Comme il sera plus présenté plus loin, ceci ne changera
toutefois pas les conclusions à long terme, qui indiquent
que la réduction de la quantité de rejets entreposés en
surface a un effet bénéfique sur les impacts anticipés pour
une période plus longue.
Les impacts de l’étape de fermeture F sont supérieurs
dans le cas des scénarios 1 comparativement aux scénarios 2 pour une même option de fermeture. Ces résultats
étaient prévisibles étant donné que les impacts causés par
cette étape du cycle de vie sont fonction de la surface
affectée et de l’effluent final ; ils sont donc réduits pour les
scénarios 2.
La comparaison des options de fermeture B et C montre
que les émissions sont toujours supérieures pour l’option
C. Ces résultats s’expliquent par le fait que l’option C
comporte un recouvrement de trois couches (CEBC)
alors que l’option B comprend plutôt un recouvrement
d’une seule couche produit par une désulfuration partielle
des résidus. L’option C requiert donc plus de matériaux et
de machineries. Comparativement aux options B et C, les
émissions reliées à l’option A sont beaucoup plus faibles
étant donné la plus faible intensité des interventions.
Après l’étape de fermeture d’une durée de 2 ans, le parc
à résidus continue de générer des impacts. Il a été considéré que le parc demeure alors dans un état empêchant
une renaturalisation complète du site, ce qui a pour effet
de générer des impacts dans la catégorie « occupation
des terres ». De plus, l’effluent final ainsi que les exfiltrations contiennent des contaminants qui sont émis dans
l’environnement. Afin de prendre en compte ces impacts,
les frontières temporelles ont été étendues à 100 ans
après la fermeture de la mine.
La figure 2 présente l’influence de l’expansion des frontières temporelles sur la qualité des écosystèmes. Tel que
présenté à la figure 1, les impacts sur la qualité des écosystèmes sont légèrement supérieurs pour les scénarios 2
pour la période de fermeture de 2 ans. Toutefois, cette
tendance est inversée lorsque les frontières temporelles
sont repoussées au-delà de la période de 2 ans. Ce résultat indique que les activités plus intenses (d’un point de
vue environnemental) découlant du remblayage souterrain peuvent être vues comme un investissement qui
devient rentable après environ 10 ans pour cette catégorie de dommages (n.b. cette période pourrait être plus
courte si l’on prenait en compte les impacts d’un soutènement alternatif des chantiers, comme mentionné plus
haut). L’inversion de la tendance observée à plus long
terme est principalement causée par les impacts de l’occupation des terres, qui contribuent grandement à la qualité des écosystèmes, et qui sont plus élevés pour les scénarios 1 selon la période couverte par l’analyse (i.e. plus le
temps d’occupation augmente, plus les impacts augmentent). Les résultats montrent aussi que l’importance de la
catégorie d’impact « occupation des terres » augmente à
un point tel qu’elle favorise non seulement le remblayage
souterrain mais aussi la technique de la CEBC (option C)
pour laquelle les terres peuvent être mieux restaurées
(selon les hypothèses adoptées ici). Des résultats additionnels sont disponibles dans Reid (2006) et Reid et al.
(2009).
Figure 2 : Impacts sur la qualité des écosystèmes cumulés et normalisés pour les étapes de développement, opération et fermeture
pour une période de 100 ans.
15
Défis et besoins de recherche
Amélioration de l’indicateur d’impact de
l’utilisation des terres
Il est reconnu que l’utilisation de terres par les activités
industrielles engendre des impacts substantiels, particulièrement sur la biodiversité et la qualité des sols en tant que
source et support de fonctions vitales. Plusieurs indicateurs potentiels ont été suggérés afin d’inclure les effets de
l’utilisation des terres sur la biodiversité, les fonctions vitales et la production de biomasse, sans toutefois que l’application de tels indicateurs ne puisse être vérifiée dans un
cadre rationnel objectif. Aucun modèle présenté à ce jour
n’a permis de modéliser adéquatement les principales
chaines de causes à effets et/ou d’inclure tous les impacts
au niveau des dommages. Par conséquent, aucun modèle
ne fait consensus pour l’évaluation des impacts de l’utilisation des terres (Mila i Canals et al., 2007). À noter que le
modèle de caractérisation de l’utilisation des terres inclus
dans la méthode IMPACT 2002+, et utilisé dans le cadre
de l’étude de cas présentée précédemment, tient compte
des impacts de l’occupation des terres sur la biodiversité
seulement. La recherche dans ce domaine comporte encore
plusieurs défis (pas seulement pour les applications minières). À cet égard, deux aspects doivent être considérés :
i) Caractérisation des impacts de l’utilisation des terres.
La définition de la consommation en relation avec l’utilisation des terres n’est pas intuitive. Contrairement aux
autres types de ressources, l’utilisation des terres fait appel
à la notion de qualité. Pour une activité industrielle,
comme l’opération d’une mine par exemple, la qualité des
terres utilisées peut être dégradée ou restaurée (à divers
niveaux), dépendamment du type d’utilisation. Les effets
de l’utilisation des terres sont très complexes et diversifiés.
Ils peuvent affecter le potentiel de séquestration du carbone, l’évapotranspiration, la régulation de l’érosion des
sols et le potentiel de régulation de l’eau, les pertes de
biodiversité, etc. La plupart des initiatives à l’échelle internationale conviennent de la nécessité d’inclure la biodiversité (valeur d’existence), le potentiel de production biotique (incluant la fertilité des sols et la valeur d’usage de la
biodiversité) et la qualité écologique des sols (incluant le
maintien des fonctions vitales) (Mila i Canals et al., 2007).
Toutefois, l’incertitude demeure quant à la façon d’identifier et de définir des indicateurs mesurables qui soient
appropriés pour quantifier l’apport des terres à la qualité
des écosystèmes et pour les incorporer dans une
méthode opérationnelle. La communauté scientifique s’interroge aussi sur la sélection d’une situation de référence
pour mesurer les impacts de l’utilisation des terres (état
naturel historique ou état potentiel après relaxation,
incluant l’aspect de dynamique des terres).
ii) Évaluer la variabilité spatiale.
Contrairement à d’autres méthodes d’évaluation des
impacts, telle que l’analyse de risques environnementaux,
16
l’ACV a été développée comme une méthode d’évaluation indépendante du temps et de l’espace. Ceci ne pose
aucun problème pour les catégories d’impact global, tels
que le réchauffement climatique, l’appauvrissement de
l’ozone stratosphérique, etc., mais cela engendre certains
problèmes pour les catégories d’impact régional comme
l’utilisation des terres. Les interventions environnementales sont très variables et peuvent dépendre de facteurs
tels que la qualité locale des sols, les précipitations ou
d’autres éléments climatiques, et même de facteurs socioculturels comme les pratiques de gestion. Les incertitudes
soulevées lorsque les cas sont comparés à des situations
génériques de référence peuvent être si élevées qu’elles
compromettent les résultats.
Amélioration des facteurs de caractérisation de
toxicité et d’écotoxicité des métaux
Les ACV réalisées dans le domaine minier (p.ex. Seppälä
et al., 2002; Giurco et al., 2000) ont montré que même si
les résultats peuvent être utiles, la caractérisation des
impacts écotoxiques potentiels pour les métaux présents
dans les dépôts de rejets est un point critique qui requiert
un meilleur traitement. Cette catégorie d’impact est
importante dans le contexte minier, mais son utilisation
demeure controversée en raison de la disparité des résultats obtenus selon les modèles disponibles et, surtout, de
l’hypothèse adoptée en ACV voulant que tous les métaux
présents soient mobilisés (Giurco et al., 2000).
Effectivement, l’ACV évalue les impacts potentiels en supposant que la totalité des émissions contribue à l’impact
environnemental et ce, sans tenir compte de la biodisponibilité de ces émissions. Par exemple, les résultats d’une
ACV sur le traitement du minerai ont montré une diminution substantielle (par un facteur de plus de 5) des impacts
écotoxiques potentiels par le cuivre en intégrant des données plus appropriées sur la mobilité du métal et des
anions dans les résidus miniers (Giurco et al., 2000).
De plus, il n’existe aucun consensus quant à la méthode de
calcul des impacts écotoxiques potentiels. À cet égard, les
modèles de caractérisation actuels doivent être améliorés
à trois niveaux :
i) La modélisation du facteur de devenir est adaptée aux
substances organiques, et elle est basée sur des paramètres tels que le Kow (coefficient de partition d’une substance entre l’eau et l’octanol, utilisé pour aider à prédire le
comportement d’une substance dans un milieu hétérogène comme le sol) et la biodégradation de la substance.
Ces paramètres sont généralement moins pertinents pour
les métaux où les transferts entre compartiments (eau,
sol, air), incluant les processus de spéciation, oxydation et
fixation deviennent prépondérants.
ii) Les modèles d’exposition sont généralement négligés
pour les écosystèmes. Cependant, dans le cas des métaux,
il est important d’identifier la fraction produisant des effets
indésirables. En ce sens, les impacts associés aux émissions
de métaux ont tendance à dominer l’analyse pour les
méthodes où la totalité des métaux est considérée
comme étant biodisponible. Quelques méthodes d’évaluation des impacts ont tenté de résoudre ce problème en
estimant la fraction soluble des métaux dans les sols, en
utilisant une valeur moyenne des coefficients de partition
entre le sol et l’eau (Kd) retrouvés dans la littérature.
Toutefois, la variabilité des coefficients Kd en fonction des
conditions environnementales, qui est un phénomène bien
connu (Sauvé et al., 2000), n’est alors pas prise en compte.
Par exemple, des données provenant de 70 études ont
menées à des valeurs de Kd pour le zinc couvrant une
plage d’environ 5 ordres de grandeur, en raison principalement des différentes valeurs de pH. Le fait de prendre
une valeur moyenne peut alors contribuer à augmenter
l’incertitude sur le résultat d’impact obtenu. Dans le cadre
d’analyses sur la gestion des résidus miniers, il est souhaitable d’ajuster le modèle d’exposition afin qu’il prenne en
compte la fraction des métaux qui est réellement disponible et qui contribue à la production d’un effet toxique.
Cette problématique fait l’objet des développements de
recherche actuels en ACVI.
iii) Les modèles d’effet devraient être fonction de la spéciation des métaux, bien que ça ne soit pas toujours le cas.
L’utilisation de tels facteurs d’effet pourrait permettre une
meilleure évaluation des impacts toxiques des métaux
dans l’ACV.
L’hypothèse voulant que tous les métaux se mobilisent a
été appliquée lors de la réalisation de l’étude de cas sur
les options de gestion des résidus miniers sulfureux ; ceci
a pour effet de surestimer les impacts liés à la toxicité et
l’écotoxicité. Cependant, dans ce cas précis, cette surestimation affecte relativement peu les conclusions obtenues,
compte tenu du caractère comparatif de l’étude et de
l’ampleur des impacts de l’utilisation des terres.
L’amélioration de la représentativité des facteurs de caractérisation permettrait néanmoins d’obtenir des résultats
plus précis.
Meilleure intégration des aspects temporels
dans l’ACV
Tel qu’observé dans cette étude de cas, l’horizon temporel pour lequel les impacts sont considérés peut être
déterminant. Cet aspect a été largement discuté dans la
littérature sur les sites d’enfouissement, pour lesquels la
lixiviation de substances (spécialement les métaux) des
déchets peut survenir pendant des milliers d’années (e.g.
Finnveden and Nielsen 1999). Ceci pose plusieurs défis,
notamment : (1) la difficulté à prédire, avec précision,
l’évolution des situations futures (p.ex. taux de lixiviation
pour les émissions, durabilité et performance à long terme
d’ouvrages d’ingénierie tels que les digues et les recouvrements, taux de récupération pour l’utilisation des terres),
(2) l’incertitude face aux impacts des charges environne-
mentales futures (p.ex. émissions, occupation des terres)
qui pourraient différer des impacts produits par les charges actuelles, dans un contexte qui pourrait radicalement
changer et (3) la décision subjective qui doit être prise
relativement aux impacts survenant dans un futur éloigné
par rapport aux impacts survenant présentement. Ces
défis ne sont pas seulement techniques, mais aussi liés à
l’interprétation des résultats.
Conclusion
Le rôle que peut jouer l’industrie minière dans l’ACV des
produits dans un objectif de développement durable ne
fait aucun doute. L’ACV peut être utilisée comme outil
d’aide à la décision afin de minimiser les impacts d’un produit ou service. Dans ce cas, l’implication de l’industrie est
essentielle afin d’obtenir des données représentatives.
L’industrie minière peut aussi retirer des bénéfices directs
par une utilisation de l’ACV, tel que montré dans l’étude
de cas présentée ici, qui compare diverses options de gestion de rejets miniers réactifs.Trois objectifs de recherche
ont de plus été identifiés pour que l’ACV soit encore
mieux adaptée aux besoins de l’industrie minière, afin de
générer des résultats plus significatifs. Des travaux sont
actuellement en cours pour atteindre ces objectifs, et ce
grâce à la participation de l’industrie minière et à la collaboration des universités. Cependant, les lacunes qui existent actuellement ne devraient pas constituer une barrière à l’utilisation de l’ACV. Dans sont état présent, la
méthode ACV demeure suffisamment représentative pour
fournir des informations pertinentes sur les conséquences
environnementales des décisions prises par les différents
intervenants de cette industrie.
Remerciements
Les auteurs tiennent à remercier le personnel de la mine
Louvicourt (Aur Ressources) pour leur aide apportée lors
de la collecte des données. L’aide reçue de la part de
Michel Julien (Golder Associés), Philippe Poirier (SNC) et
Bruno Bussière (UQAT) a aussi été grandement appréciée.
Le financement de ce projet a été fourni par les
partenaires du CIRAIG (www. ciraig.org) et de la
Chaire industrielle CRSNG Polytechnique-UQAT
(www.polymtl.ca/enviro-geremi).
Références
Auber tin, M., Bussière, B. et BERNIER, L. (2002).
« Environnement et Gestion des Rejets Miniers ». Presses
Internationales Polytechnique. Manuel sur CD-ROM.
17
Bois, D., Poirier, P., Benzaazoua, M. et Bussière, B. (2005). « A
Feasibility Study on the Use of Desulphurized Taillings to Control
Acid Mine Drainage ». CIM Bulletin, 98(1087): 74-74.
DAS, S. (2000). « The Life-Cycle Impacts of Aluminum Body-inWhite Automotive Material ». Journal of the Minerals, Metals
and Materials Society,Vol. 52, Number 8: 41-44.
DEMERS, I., BUSSIÈRE, B., BENZAAZOUA, M. MBONIMPA, M.
et BLIER, A. (2008). « Column test investigation on the performance of monolayer covers made of desulphurized tailings
to prevent acid mine drainage ». Minerals Engineering, 21:
317–329
Durucan, S., Korre, A. et Munoz-Melendez, G. (2006). « Mining
life cycle modelling: a cradle-to-gate approach to environmental
management in the minerals industry ». Journal of Cleaner
Production,Vol. 14, Number 3: 1057-1070.
Finnveden, G. et Nielsen, P.-H. (1999). « Long-Term Emissions
from Landfills Should Not be Disregarded ». International
Journal of Life Cycle Assessment,Volume 4, Issue 3: 125-126.
Frischknecht, R., Jungbluth, N., Althaus, H.-J., Doka, G., Dones, R.,
Heck, T., Hellweg, S., Hischier, R., Nemecek, T., Rebitzer, G. et
Spielmann, M. (2005). « The ecoinvent Database: Overview and
Methodological Framework ». International Journal of Life Cycle
Assessment, 10(1): 3-9.
Giurco D.P., Stewart M. et Petrie J.G. (2000). « The Role of LCA
in Performance Assessment in Minerals Processing - a Copper
Case Study ». Environmental Issues and Management of Waste
in Energy and Mineral Production, Singhal & Mehrotra (eds),
Rotterdam, 267-73.
ISO 14040 (2006). « Environmental Management – Life Cycle
Assessment– Principles and Framework ».
PETERSEN, A.-K., Solberg, B. (2002). « Greenhouse Gas
Emissions, Life-Cycle Inventory and Cost-Efficiency of Using
Laminated Wood Instead of Steel Construction. Case: Beams at
Gardermoen Airport ». Environmental Science & Policy, Vol. 5,
Issue 2: 169-182.
REID, C. (2006). « Analyse du cycle de vie d’un parc à résidus
miniers ». MS Thesis, École Polytechnique de Montréal.
Reid, C., Bécaert,V., Aubertin, M., Rosenbaum, R.K. et Deschênes,
L. (2009). « Life Cycle Assessment of Mine Tailings Management
in Canada ». Journal of Cleaner Production, 17(4): 471-479.
SAUVÉ, S., HANDERSHOT, W. et ALLEN, H. E. (2000). « Solidsolution partitioning of metals in soils: dependence on pH, total
metal burden, and organic matter ». Environ. Sci.Technol, 34 (7)
1125-1131.
SEPPÄLÄ, J., KOSKELA, S., MELANEN, M. et PALPERI, M. (2002).
« The Finnish metals industry and the environnement ».
Resources, conservation and recycling, 35: 61-76.
Stewart M. (2001). « The Application of Life Cycle Assessment
to Mining, Minerals and Metals, Report of the MMDS Workshop
on Life Cycle Assessment ». New York: MMSD Project of IIED;
2001 9-10 August 2001, October 2001.
Stewart, M., Hansen,Y. et Petrie, J. (2004). « Critical issues for life
cycle impact assessment in minerals processing and metals refining ». Green Processing 2004 - 2nd International Conference on
the Sustainable Processing of Minerals, Fremantle, Australia.
Tan R.B.H. et KHOO H. (2005). « An LCA Study of a Primary
Aluminium Supply Chain ». Journal of Cleaner Production, Vol.
13: 607-618.
JOLLIET, O., MARGNI, M., CHARLES, R., HUMBERT, S., PAYET, J.,
REBITZER, G. et ROSENBAUM, R. 2003. « IMPACT 2002+: A
New Life Cycle Impact Assessment Methodology ».
International Journal of LCA, 8(6):324-30.
Udo de Haes, H. A., G. Finnveden, M. Goedkoop, M. Hauschild, E.
Hertwich, P. Hofstetter, O. Jolliet, W. Klöpffer, W. Krewitt, E.
Lindeijer, R. Mueller-Wenk, I. Olsen, D. Pennington, J. Potting et B.
Steen (2002). « Life-Cycle Impact Assessment: Striving towards
Best Practice ». Pensacola (US), Society of Environmental
Toxicology and Chemistry (SETAC).
Milà i Canals, L., Müller-Wenk, R., Bauer, C., Depestele, J., Dubreuil,
A., Knuchel, R.F., Gaillard, G., Michelsen, O. et RYDGREN, B.
(2007). « Key Elements in a Framework for Land Use Impact
Assessment Within LCA ». International Journal of Life Cycle
Assessment,Volume 12, Issue 1: 5-15.
VAN ZYL, D. (2002). « Towards Improved Environmental
Indicators during the Mining Life Cycle ». In: Ressources naturelles Canada, ed. Analyse du cycle de vie des métaux - Atelier
international portant sur l’analyse du cycle de vie et les métaux.
Montréal, Groupe de l’environnement aux LMSM-CANMET.
Norgate TE et Rankin WJ. (2000). « Life Cycle Assessment of
Copper and Nickel Production ». In: Proceedings, Minprex 2000,
International Conference on Minerals Processing and Extractive
Metallurgy.
Ouangrawa, M., Molson, J., Aubertin, M., Zagury, G. et BUSSIÈRE,
B. (2006). « The Effect of Water Table Elevation on Acid Mine
Drainage from Reactive Tailings: A Laboratory and Numerical
Modeling Study ». 7th International Conference on Acide Rock
Drainage (ICARD). St. Louis MO., ASMR, 10.
18
Les effets d’amendements alcalins sur des résidus
miniers sulfureux entreposés en surface :
Cas des dépôts en pâte
Thomas DESCHAMPS1,3,4, Mostafa BENZAAZOUA1,3,4, Bruno BUSSIÈRE1,4, Michel AUBERTIN2,4,
Hassan BOUZAHZAH1,3,4, Vincent MARTIN2,4
1. Université du Québec en Abitibi-Témiscamingue
2. École Polytechnique de Montréal
3. Chaire de recherche du Canada en gestion intégrée des rejets miniers sulfureux par remblayage
4. Chaire industrielle CRSNG Polytechnique-UQAT en environnement et gestion des rejets miniers
Résumé
Les rejets de concentrateur qui ne sont pas retournés
sous terre sous forme de remblais pendant l’exploitation
d’une mine sont entreposés en surface dans des parcs à
résidus. Ces derniers, souvent ceinturés de digues, peuvent
être complexes à gérer et coûteux à restaurer. Pour leur
part, les résidus entreposés sous terre peuvent être utilisés pour former des remblais miniers en pâte cimentés.
Dans ce cas, les résidus sont mélangés avec un liant, et ils
peuvent servir au remblayage de chantiers souterrains.
Une technique analogue constitue maintenant l’une des
alternatives à l’entreposage conventionnel en surface des
rejets de concentrateur; on parle alors de « dépôt en
pâte de surface » (DPS), ou de résidus en pâte. Les DPS
sont obtenus en épaississant les rejets de concentrateur
jusqu’à une consistance permettant leur transport de
l’usine de fabrication jusqu’au lieu de l’entreposage. La
technique des DPS offre de nombreux bénéfices potentiels, découlant entre autres du fait qu’il n’y a pas (ou peu)
d’eau libre. Il n’est donc pas nécessaire de construire d’importantes digues de confinement. Un autre avantage de
l’épaississement des résidus est d’augmenter la recirculation de l’eau au concentrateur. De plus, les propriétés
mécaniques supérieures des résidus en pâte peuvent faciliter la gestion et la restauration du site. Les DPS pourraient aussi constituer une méthode efficace pour réduire
la production de DMA, en aidant à maintenir un degré de
saturation élevé dans les résidus, ce qui limite l’accessibilité
de l’oxygène et, par conséquent, la génération d’eau acide.
Rappelons que le DMA se produit lorsque des minéraux
sulfureux sont exposés à l’eau et à l’air (oxygène). Les résidus en pâte sont habituellement déposés sans ajout
cimentaire. Toutefois, des études récentes montrent que
l’ajout de ciment ou d’autres amendements alcalins, peut
réduire la génération de DMA par l’amélioration du comportement hydrogéochimique et géotechnique des rejets.
Cet article présente, dans un premier temps, une revue
sur les effets d’amendements alcalins dans les résidus
miniers générateurs de DMA. Ensuite, on fera un rapprochement avec les DPS, en particulier lorsque des ajouts
cimentaires sont utilisés. L’accent sera mis sur le comportement hydrogéochimique de la pâte, suite à des essais
menés au laboratoire à différentes échelles. Ces différentes études issues de la littérature démontrent principalement que l’effet de l’ajout cimentaire peut être bénéfique
dans certaines conditions, mais qu’il doit se faire sous certaines conditions. Des suggestions et recommandations
sont proposées comme suite à cette étude sur l’utilisation
de ciment dans les DPS.
Abstract
Tailings that cannot be returned underground as backfill
during the mining operation are deposited at the surface,
generally in tailings ponds. These structures, often surrounded by large embankments, can be difficult to manage
and costly to restore.When tailings are used as cemented
paste backfill destined to backfilling underground stopes,
they are mixed with a binder. One of the alternatives to
conventional surface storage of tailings is the disposal of
these materials in a paste-like consistency, known as surface paste tailings (SPT). SPTs are obtained by thickening
the tailings to a pulp density that still allows transportation
to the storage location. SPTs are typically deposited without any amendments. However, cement or other alkaline
amendments can be a solution to prevent generation of
acid mine drainage (AMD), and to improve the hydrogeochemical and geotechnical performance of the tailings.
Surface disposal of paste tailings has many advantages, as
there is little or no free water, which, for instance, may limit
the need to build large containment embankments.
Another advantage of thickening tailings is increasing
water recirculation to the process plant. The mechanical
properties of the paste tailings can also simplify site
restoration. In certain conditions, SPTs could constitute an
efficient way of reducing AMD due to their capacity to
maintain a high saturation level, thus limiting oxygen
ingress and consequently the generation of acidic water.
Let us recall that AMD occurs when sulphide minerals are
exposed to water and air (oxygen).This presentation first
reviews the effects of alkaline amendments in AMD-generating mine tailings. It then compares them to SPTs, with
a focus on binder addition to these materials. The hydrogeochemical performance of the surface paste tailings is
presented at two laboratory scales: column and physical
19
Les effets d’amendements alcalins sur des résidus miniers sulfureux entreposés en surface : Cas des dépôts en pâte
intermediate model. The results of these studies found in
the literature show that adding cement can be beneficial
under certain conditions but that it must be carried out
according to certain specifications. Suggestions pertaining
to the use of cement in SPTs are also discussed.
1 - Introduction
L’industrie minière, importante pour les économies de
nombreux pays (comme le Canada), génère une importante quantité de rejets minéraux solides. On peut les classer en deux principales catégories :
— les roches stériles : fragments de roches de granulométrie étalée (de grossière à fine) représentant la partie
sans valeur de la roche extraite ; elles sont généralement
stockées dans des haldes à stériles ;
— les rejets de concentrateur : minerai finement broyé,
dont on a extrait les substances à intérêt économique.
Une partie des rejets miniers peut être renvoyée sous
terre, sous forme de remblais cimentés, rocheux, hydrauliques ou en pâte, pour remblayer des chantiers souterrains
et servir de support de terrain (e.g. Hassani et Archibald,
1998; Benzaazoua et al., 1999; Benzaazoua et al., 2002). Le
reste doit être entreposé en surface.
Le principal problème environnemental lié au stockage de
surface des rejets de concentrateur et des roches stériles
issus des exploitations métallifères (métaux de base et
métaux précieux) est la contamination du drainage minier.
Il peut alors s’agir d’un drainage neutre contaminé (DNC)
ou d’un drainage minier acide (DMA), comme illustré par
l’exemple de la Figure 1.
Le DMA se forme lorsque des minéraux sulfureux acidogènes (pyrite, pyrrhotite, chalcopyrite, etc.) sont exposés à
l’eau et à l’air. L’oxydation libère alors de l’acidité dans le
milieu, favorisant ainsi la mise en solution des métaux
lourds solubles à bas pH. La production de DMA peut
être atténuée par les carbonates (et autres minéraux acidivores), qui se dissolvent pour neutraliser l’acidité produite. Une fois le potentiel de neutralisation épuisé, le
DMA prend place et le milieu s’acidifie (Aubertin et al.,
2002a).
La pyrite est le sulfure le plus commun dans les résidus
miniers. Les équations ci-dessous présentent les réactions
d’oxydation de ce minéral (Kleinman et al., 1981). La pyrite
peut s’oxyder en présence d’eau et d’oxygène (eq.1). Le
Fe2+ produit peut ensuite s’oxyder en Fe3+ (eq.2). Pour un
pH supérieur à environ 4,5, le Fe3+ précipite sous forme
d’hydroxyde (eq.3). À bas pH, le Fe3+, qui demeure en
solution, peut oxyder la pyrite sans dioxygène (eq.4).
2 Fe 2+ + 4SO42 + 4 H + [ eq. 1]
2 FeS 2 + 7O2 + 2 H 2 O
2 Fe 2+ + 12 O2 + 2 H +
3+
Fe + 3H 2 O
FeS 2 + 14 Fe 3+ + 8H 2 O
2 Fe 3+ + H 2 O [ eq. 2]
Fe(OH ) 3 + 3H + [ eq. 3]
15Fe 2+ + 2SO42 + 16 H + [ eq. 4]
À la lumière de ces équations, on constate que l’on peut
contrôler la production initiale de DMA (éq. 1) en limitant
la disponibilité de l’oxygène et/ou de l’eau, de façon à
empêcher l’oxydation directe des sulfures contenus dans
les rejets miniers. On peut aussi utiliser des matériaux
alcalins (principalement les carbonates) pour neutraliser,
au moins temporairement, l’acidité intrinsèque associée au
DMA (e.g. Aubertin et al., 2002a).
Figure 1 : Photographies d’un parc à résidu abandonné affecté par la production de drainage minier acide et de ses environs
(Abitibi-Temiscamingue, Québec)
20
On distingue cinq approches principales pour aider à prévenir ou à contrôler la formation de drainage minier acide
(SRK, 1989; Aubertin et al., 2002a) :
— Élimination de l’action des bactéries : certaines bactéries, comme les Thiobacilles, peuvent augmenter très fortement le taux de production du drainage minier acide (e.g.
Nordstrom, 2000). L’utilisation de bactéricides peut permettre de réduire temporairement la vitesse de formation
de DMA, sans pour autant arrêter définitivement le processus;
— Conditionnement des résidus miniers : il est, par
exemple, possible de retirer les sulfures des résidus de
concentrateurs par des techniques de concentration. La
flottation a été utilisée avec succès, permettant une désulfuration environnementale efficace et économique
(Bussière et al., 1995; Benzaazoua et al., 2000; Benzaazoua
et al., 2008). On obtient alors un résidu non générateur
d’acide et un concentré de sulfure que l’on peut retourner sous terre sous forme de remblais. Cette technique
est par exemple utilisée à la mine Kemess en ColombieBritannique, où les résidus ainsi désulfurés peuvent alors
être utilisés comme matériaux de construction pour les
digues de parc à résidus (Strogan et al., 2004). Une autre
technique consiste à passiver la surface des grains de sulfures en incorporant une substance (comme par exemple
des phosphates, des silicates ou des molécules organiques), qui réagit avec les sulfures et forme ainsi une couche protectrice (complexe métallique stable) qui empêche l’oxydation (e.g. Evangelou, 2001; Sorrenti, 2007);
— Exclusion de l’eau : une barrière étanche (géomembrane, géocomposite bentonitique, couche d’argile compactée, etc.) peut permettre d’empêcher les infiltrations
d’eau et, donc, la formation de DMA ainsi que le transport
d’éventuels contaminants (e.g. Gulec et al., 2005; Lupo et
Morrison, 2007). Cependant, une telle infrastructure ne
peut être mise en place qu’à la fermeture du parc à résidus et peut être difficile à gérer à long terme. L’exclusion
de l’eau est une approche plus intéressante sous des climats arides où l’utilisation des effets de barrière capillaire
peut permettre d’empêcher l’infiltration d’eau à court et
long termes (Zhan et al., 2001; Aubertin et al., 2006);
— Exclusion de l’oxygène : une méthode couramment
utilisée pour gérer les résidus miniers est de les stocker
dans un parc à résidus, sous une couverture aqueuse, afin
de les priver d’oxygène (e.g. Romano et al., 2001; e.g.
Vigneault et al., 2001; Peacey et al., 2002). L’efficacité de
cette technique repose sur le fait que la solubilité de l’oxygène dans l’eau est relativement faible, et que son coefficient de diffusion effectif dans l’eau est environ 10 000 fois
plus faible que celui dans l’air. Il est possible de déposer les
résidus frais directement dans l’eau (dépôt subaquatique)
ou bien d’ennoyer les résidus après la vie de la mine (ce
qui peut demander un ajout de matériaux neutralisants au
préalable). Une autre méthode d’exclusion de l’oxygène
consiste à construire, suite à la fermeture du parc à résidus (ou d’une de ses sections), un recouvrement multicouche fait de matériaux naturels, dont une couche
demeure saturée en eau (grâce aux effets de barrière
capillaire), afin d’empêcher l’oxygène d’atteindre les résidus (e.g. Bussière et al., 2003). Enfin, il est également possible de combiner le contrôle de la position de la nappe
phréatique avec un recouvrement monocouche pour limiter la migration de l’oxygène; ce concept est appelé
méthode de la nappe perchée (ou surélevée). La saturation des rejets limite alors la diffusion de l’oxygène et, par
le fait même, la génération de DMA (e.g. Ouangrawa,
2007 ; Demers, 2008). Le stockage subaquatique, la
méthode de la nappe perchée et les recouvrements multicouches s’utilisent surtout en climats humides;
— Neutralisation : il est possible de maintenir le pH de
l’eau interstitielle des résidus au dessus (ou près) de la
neutralité, en y ajoutant des matériaux alcalins comme de
la chaux ou de la pierre calcaire. En général, il s’agit d’une
méthode de contrôle temporaire, qui doit être répétée
périodiquement.
Dans la plupart des cas, les rejets de concentrateur sont
stockés dans des parcs à résidus « conventionnels ».
L’utilisation de parcs à résidus nécessite souvent la
construction d’importantes digues. Les résidus y sont
déposés sous forme de pulpe (avec un pourcentage solide
entre 25 et 45 % ; (Aubertin et al., 2002a; Bussière, 2007).
Une fois drainés, les résidus réactifs sont exposés à l’air et
peuvent alors générer du DMA. Les digues de retenue
sont des ouvrages assez complexes et coûteux à
construire et à entretenir, surtout si la topographie n’est
pas favorable (Bois et al., 2005). De plus, les propriétés
hydrogéotechniques des rejets de concentrateurs (ex. :
teneur en eau très élevée) peuvent, dans certains cas,
favoriser l’apparition de problèmes de stabilité à long
terme. De nombreux incidents majeurs relatifs aux digues
de parcs à résidus miniers ont d’ailleurs été recensés au fil
des ans (Aubertin et al., 2002b ; W.I.S.E., 2006).
Il est possible d’ajouter des amendements aux rejets pour
réduire l’impact environnemental du dépôt. On peut aussi
ajouter des amendements comme traitement préliminaire, avant de restaurer un parc à résidus qui a été
exposé pendant une longue durée. En effet, le DMA présent dans les résidus peut, s’il n’est pas neutralisé, entretenir la réactivité des rejets même après la mise en place
d’une barrière à l’oxygène. La présence de fer ferrique
(éq. 4) et la catalyse bactérienne peuvent, dans ce cas,
entretenir le phénomène pendant de nombreuses années
(Bussière et al., 2005; Gleisner et al., 2006). La neutralisation avant la restauration vise à réduire l’activité bactérienne et à faire précipiter le fer ferrique.
21
Dans ce papier, qui se veut une synthèse de la littérature,
nous allons approfondir la notion de l’utilisation d’amendements alcalins pour lutter contre le DMA dans les parcs à
résidus, avant d’aborder plus spécifiquement la technique
de déposition en surface des résidus miniers en pâte
(DPS). Enfin, l’utilisation possible d’amendements alcalins,
principalement des ajouts cimentaires, combinée avec la
méthode DPS, sera discutée.
2 - Stockage en surface
amendements alcalins
Une des techniques couramment utilisées pour lutter contre
la formation du DMA dans les résidus miniers est l’utilisation
d’amendements alcalins (e.g. Lapakko et al., 1997; Mehling
et al., 1997; Skousen et al., 1998; Lapakko et al., 2000; Barrie
et Hallberg, 2005). Cette technique, qui consiste à mélanger
les résidus générateurs de DMA avec des matériaux alcalins,
ne vise pas à arrêter l’oxydation des sulfures, mais à l’atténuer
et à neutraliser les eaux de drainage. Les carbonates de
calcium (et de magnésium, dans une moindre mesure) sont
les matériaux les plus communément utilisés comme
amendement alcalin (e.g. Lapakko et al., 1997 ; Mylona et al.,
2000). Cependant, le calcaire est une ressource coûteuse,
et son efficacité peut être limitée dans le temps par sa faible
solubilité et le développement d’une couche d’hydroxydes
sur les surfaces, suite aux réactions de neutralisation (Skousen,
2001; Pérez-López et al., 2007). D’une manière générale, les
matériaux cimentaires, qu’ils soient des sous-produits
industriels ou non, peuvent être utilisés pour leurs effets
alcalins pour lutter contre le DMA (pour plus de détails, voir
Nehdi et Tariq, 2007). Comme les matériaux utilisés pour
l’amendement devraient être efficaces et économiques, des
sous-produits industriels peuvent s’avérer une alternative
intéressante. Parmi ces sous-produits, on retrouve les cendres
volantes produites par la combustion du charbon dans les
centrales électriques (Doye, 2005; Pérez-López et al., 2005;
Bertocchi et al., 2006; Pérez-López et al., 2007;Yeheyis et al.,
2008). Les cendres volantes augmentent le pH, réduisent la
teneur en sulfates et immobilisent les métaux lourds in situ
(e.g. Pérez-López et al., 2007). L’addition des cendres volantes
aux résidus miniers réduit, voire même arrête, l’oxydation
de la pyrite en l’encapsulant par la précipitation du fer sous
forme de ferryhydrite sur sa surface (Pérez-López et al.,
2005). Cependant, Pérez-López et al. (2007) constatent
que la capacité des cendres volantes à retenir les métaux
diminue quand le pH est plus faible, ce qui peut causer un
relargage. Les poussières de four de cimenterie (CKD
Cement Kiln Dusts) produites lors de la fabrication du ciment
portland peuvent aussi être utilisées comme amendement
pour lutter contre le DMA (Mehling et al., 1997; Lapakko et
al., 2000; Doye, 2005). Elles réduisent plus efficacement
22
l’acidité que la pierre calcaire broyée, vraisemblablement
en raison de (1) la finesse des grains, (2) de la dissolution
de l’arcanite couplée à la précipitation de l’ettringite générant
de l’alcalinité et (3) de la grande réactivité de la chaux
(CaO) qui, après sa dissolution, permet l’obtention d’un pH
de 12,4 (Mehling et al., 1997, Duchesne et Reardon, 1998).
Bellaloui et al. (1996) ont utilisé les CKD comme produit
d’amendement (mélangés à la couche supérieure des résidus)
et de recouvrement des résidus miniers. Ils ont constaté, au
laboratoire et sur le terrain, que l’hydratation des CKD en
couver ture conduit à la formation d’une couche peu
perméable qui empêche la diffusion de l’oxygène aux résidus
amendés sous-jacents. L’efficacité de cette couche à long
terme n’a pas été validée. Le caractère alcalin des CKD
mélangés aux résidus générateurs du DMA induit une
augmentation du pH, aboutissant à une réduction de la
lixiviation des métaux.
Les boues rouges sont des sous-produits alcalins de l’industrie de l’aluminium. Leur ajout aux rejets de concentrateur potentiellement générateurs de DMA peut engendrer une neutralisation de l’acidité à court terme, mais leur
efficacité à plus long terme est incertaine (Doye et
Duchesne, 2003). Paradis et al. (2007) ont démontré que
l’ajout de saumures (salinité de 33 %) aux boues rouges
permet une neutralisation de l’acidité à plus long terme.
En plus de leur capacité de neutralisation, les boues rouges possèdent une grande capacité de rétention des
métaux par adsorption, ce qui est vraisemblablement lié
aux quantités importantes d’oxydes et d’hydroxydes de
fer et d’aluminium qu’elles contiennent (e.g. Bertocchi et
al., 2006). Cependant, il n’est pas fait mention de la stabilité à long terme des métaux contenus originellement
dans les boues elles-mêmes. L’utilisation de barrières réactives perméables en BauxsolTM (produit commercial à
bases de boues rouges) semble être efficace pour lutter
contre le DMA, et retenir efficacement plusieurs métaux
(Munro et al., 2004).
L’addition de boues alcalines de l’industrie papetière aux
résidus miniers peut aussi être une alternative envisageable. Cela permet d’augmenter l’alcalinité et le pH, de
réduire l’activité bactérienne et la lixiviation des métaux
lourds ainsi que d’immobiliser ces derniers (Chtaini et al.,
1996a; Chtaini et al., 1997). Une étude sur le terrain, au
moyen de cellules expérimentales (Chtaini et al., 1996b), a
démontré que l’incorporation de boues alcalines aux résidus et leur mise en place sous forme de couverture pourrait permettre de contrôler le DMA.
Les phosphates peuvent aussi être utilisés comme amendement pour la stabilisation in situ des métaux lourds dans
les sols contaminés. Ils permettent la précipitation (par
complexation) de minéraux phosphato-métalliques ayant
une faible solubilité. Même s’ils ne sont pas typiquement
utilisés pour leurs effets neutralisants, ils peuvent être uti-
lisés pour la stabilisation des métaux lourds dans les résidus miniers, souvent en complément d’un amendement
alcalin. Une étude menée par Eusden et al. (2002) avait
pour but d’évaluer l’utilisation de phosphate et de chaux
pour stabiliser des résidus produits par une mine du
Colorado. Cette étude a démontré qu’il se forme diverses
phases phosphato-métalliques, ce qui tend à réduire fortement la concentration des métaux lourds dans l’eau interstitielle (principalement Pb2+, Zn2+, Cd2+, et Cu2+). Les phosphates précipitent aussi le fer ferrique (Fe3+) sous forme
de phosphates de fer, ce qui mène à la réduction de l’oxydation indirecte de la pyrite par le Fe3+ (Evangelou, 1995;
Skousen et al., 1998; Barrie et Hallberg, 2005).
La neutralisation de l’acidité par la dissolution des minéraux alcalins conduit généralement à la formation de phases minérales secondaires (sulfates, carbonates, hydroxydes), qui immobilisent les métaux dissous par co-précipitation ou adsorption (Lapakko et al., 1997; Bertocchi et al.,
2006 ; Pérez-López et al., 2007). Ces minéraux secondaires, essentiellement des hydroxydes, précipitent souvent à
la surface des sulfures générateurs de DMA, ce qui peut
aboutir à leur passivation (Lapakko et al., 1997). Avec certains amendements, comme les cendres volantes et les
poussières de cimenterie, la précipitation de minéraux
secondaires (comme le gypse, l’aragonite, la jarosite et les
hydroxydes de fer) favorise la formation d’une couche
dure (hard pan). Cette couche joue le rôle d’une barrière
contre l’infiltration de l’eau et la diffusion de l’oxygène, qui
sont les deux principaux agents d’oxydation des sulfures
(Blowes et al., 1991; Schippers et al., 1998; Pérez-López et
al., 2007 ;Yeheyis et al., 2008). Pour que la barrière soit efficace, il faut qu’elle soit continue sur toute la surface des
résidus sous-jacents.
Pour qu’un amendement soit efficace, il faut qu’il soit
mélangé aux résidus miniers dans des proportions optimales pour assurer une neutralisation de l’acidité à long
terme. Il faut également que les phases secondaires soient
chimiquement stables pour assurer une immobilisation in
situ des métaux à long terme (Mehling et al., 1997; Doye,
2005). De façon pratique, l’amendement peut être réalisé
sur le terrain à l’aide de machinerie d’épandage et de
retournement (scarification) des sols, ou d’un engin de
mélange en chantier, pour assurer des bons mélanges à la
surface des tas de résidus. La technique d’incorporation des
matériaux alcalins aux résidus et la machinerie doivent être
choisis pour assurer un amendement optimal et efficace.
d’années comme une alternative aux remblais hydrauliques ou rocheux pour le remplissage des chantiers
miniers souterrains (e.g. Hassani et Archibald, 1998). Cette
méthode consiste à épaissir, puis à filtrer les rejets de
concentrateur, dont la densité de pulpe massique initiale
varie typiquement entre 15 et 35 %, jusqu’à une densité
d’environ 80-85 %. On obtient alors un gâteau de filtration. L’eau récupérée pendant l’épaississement et la filtration peut être réutilisée par la mine comme eau de procédé. Le gâteau de filtration est alors mélangé avec du liant
et une eau de mélange, pour obtenir un matériau ayant la
consistance d’une pâte, avec une densité de pulpe d’environ 75 % (proportion de solide sur la masse totale). Ce
pourcentage solide peut varier selon les propriétés du
résidu (granulométrie, densité des grains, minéralogie…)
La pâte ainsi obtenue est envoyée sous terre. La quantité
de ciment ajoutée varie usuellement entre 2 et 7 %, selon
le type d’utilisation que l’on désire en faire (i.e. chantier
secondaire, chantier primaire ou bouchon). Le transport
de la pâte se fait par pompage ou par gravité jusqu’aux
chantiers souterrains. Les chantiers remblayés peuvent
alors servir comme support de terrain et permettre d’optimiser l’extraction du minerai. La très grande majorité des
études menées sur les RMPC s’orientent donc vers les
problèmes liés à la résistance mécanique (e.g. Benzaazoua
et al., 2004a; Benzaazoua et al., 2004b; Revell, 2004; Fall et
al., 2005; Belem et al., 2007) et sur les pressions exercées
par le remblai sur les parois des chantiers et sur les barricades (e.g. Aubertin et al., 2005; Li et al., 2005).
Depuis une décennie, alors que les exigences et les normes environnementales continuent à se resserrer, certaines entreprises minières ont proposé d’utiliser ce processus d’épaississement et de filtration des résidus pour
entreposer les résidus en surface sous forme de pâte
(dépôt de pâte en surface - DPS). Le but principal est de
créer un dépôt homogène et autoportant de résidus en
pâte permettant le recyclage d’une grande partie de l’eau
en eau de procédé.
3 - Dépôt de pâte en surface
Robinsky (1975) a été le premier à proposer de diminuer
la teneur en eau des résidus de concentrateur, afin d’augmenter la densité de pulpe en vue d’une déposition en
surface. Cela permet de réduire la ségrégation des particules, de mieux contrôler les tassements et de limiter les
risques d’instabilités. On parle alors de « résidus densifiés
». Les RMP appartiennent à cette catégorie. Il existe une
terminologie généralement admise pour décrire les résidus miniers selon leur teneur en eau (Jewell et al., 2002;
Crowder, 2004; Martin et al., 2006) :
Présentation de la méthode
La technique des remblais miniers en pâte cimentée
(RMPC) a fait son apparition il y a plus d’une vingtaine
— Résidus en suspension : Quand les résidus n’ont pas
été densifiés (ce qui est le cas avec la méthode conventionnelle de déposition), leur teneur en eau est élevée. La
densité de la pulpe (P) est généralement inférieure à 45
23
%. Pour les rejets en suspension, il existe une vitesse
d’écoulement critique en dessous de laquelle on observe
une ségrégation avec sédimentation des particules solides.
Les résidus en suspension (slurry) sont déposés dans des
parcs à résidus « conventionnels » ;
— Résidus épaissis : ils ont une densité de pulpe P généralement entre 45 et 70 %. Ils présentent toujours une
vitesse d’écoulement critique, mais la sédimentation se fait
sans ségrégation des particules. Les résidus épaissis (thickened tailings) peuvent être utilisés pour l’entreposage en
surface.
— Résidus en pâte (paste tailings) : pour ces rejets, la
valeur de P est entre 70 et 85 %. Ils ne montrent théoriquement plus de vitesse critique d’écoulement. On ne
constate donc aucune ségrégation ni sédimentation pendant le transport. On n’observe pas non plus, théoriquement, d’eau de suintement après le dépôt. Ce matériau
peut être utilisé pour le dépôt en surface (DPS) ou pour
le remblayage souterrain (RMPC).
— Résidus filtrés : dans ce cas, la valeur de P est supérieure à 85 %. On parle aussi de « gâteau de filtration ».
Cette technique est parfois utilisée pour l’entreposage des
résidus en région aride ou nordique. Les résidus filtrés sont
Figure 2. Schéma synthétique illustrant le procédé de fabrication de résidus en pâte
pour une mine utilisant le dépôt de résidus en pâte en surface et le remblai minier en
pâte cimenté.
24
alors transportés par camion ou par convoyeur ; on parle
alors de l’empilement à sec (dry stacking), comme c’est le
cas à la mine Raglan (Canada), où l’on profite du pergélisol
pour réduire la réactivité des sulfures (Bussière, 2007).
En ce qui concerne les différents usages des résidus en
pâte, la terminologie utilisée dans la littérature est particulièrement variable. Nous proposons la terminologie suivante en langue française :
— « Résidus miniers en pâte (RMP) », cimentés ou non,
pour désigner le matériau,
— « Remblais miniers en pâte cimentés (RMPC) » pour
l’utilisation en souterrain,
— « Dépôt en pâte en surface (DPS) » pour l’entreposage des résidus miniers en surface sous forme de pâte,
cimenté ou non.
Bien que peu d’études portent encore sur les DPS, de
nombreux bénéfices lui sont associés (e.g. Newman et al.,
2001; Cadden et al., 2003; Benzaazoua et al., 2004c;
Landriault et al., 2005) : (i) il n’y a que peu ou pas d’eau
libre et les résidus ont une meilleure résistance mécanique
(que les résidus conventionnels), ce qui réduit la taille des
digues de confinement des résidus et de rétention d’eau;
(ii) la filtration facilite la récupération et la réutilisation de
l’eau; (iii) la technique pourrait aider à réduire la production de drainage minier acide, en améliorant les propriétés
hydriques des résidus , (iv) la création d’un relief positif qui
facilite la gestion de l’eau (v) facilite la restauration du site
et permet de faire une restauration progressive. L’ajout de
liant, en faible proportion, pourrait entraîner d’autres avantages ; (vi) amélioration de la capacité de rétention d’eau;
(vii) amélioration des propriétés mécaniques en ajoutant
une cohésion aux résidus; (viii) réduction de la conductivité hydraulique saturée suite à une baisse de la porosité
effective; (ix) augmentation du potentiel neutralisant en
présence de ciment et d’autres agents liants; et (x) amélioration de la stabilisation des contaminants par fixation
dans la matrice. D’un point de vue environnemental, on
croit que les résidus en pâte cimentés devraient rester à
un haut degré de saturation en eau (e.g. Ouellet et al.,
2006) et, ainsi, ralentir la diffusion d’oxygène dans le milieu
(et, donc, l’oxydation des minéraux sulfureux, car la diffusion de l’oxygène est beaucoup plus lente dans l’eau que
dans l’air). La figure 2 montre un exemple synthétique de
schéma de procédé pour une mine qui utilise le dépôt de
résidus en pâte en surface et le remblai minier en pâte
cimenté.
Exemple de Bulyanhulu
La mine de Bulyanhulu (Tanzanie) est une des premières
opérations minières à avoir utilisé à grande échelle la technique des dépôts de pâte en surface (voir Figure 3). Dans
ce cas, aucun agent liant n’est ajouté aux résidus. La pâte
est déposée à partir de tours de déversement à un pourcentage solide de 73 %, ce qui correspond à un affaissement de 250 mm au cône d’Abrams (Le cône d’Abrams
est un accessoire utilisé habituellement pour mesurer la
Figure 3 : Photographie montrant le DPS à la mine de Bulyanhulu, Tanzanie (Octobre 2004, photo Vincent Martin).
consistance des bétons, ici utilisé pour mesurer la consistance de la pâte). La pente du dépôt (loin des tours de
déversement) est de l’ordre de 5 degrés. De nombreuses
fentes de dessiccation sont observées à la surface du
dépôt à mesure que les couches sont déposées, surtout
en période sèche. Au début du dépôt, il a été déterminé
que le cycle de déposition idéal était d’une couche tous
les 5 jours ; chaque couche ayant une épaisseur maximum
de 30 cm (Theriault et al., 2003). Le cycle de déposition
permet d’optimiser le drainage et la dessiccation, ce qui
augmente la résistance mécanique du dépôt sans affecter
indûment la désaturation en surface. La pâte offre ainsi
une bonne résistance à l’oxydation et à l’érosion éolienne
(Theriault et al., 2003).
Les observations visuelles sur le site montrent que, lorsque la pâte est localement fissurée, elle tend à se désaturer, le taux d’oxydation augmente significativement. Cela
peut amener à la formation de DMA. Sur le site, on
observe aussi que la teneur en eau de la pâte ne dépend
pas de la distance à partir du point de décharge, du moins
à court terme, mais elle peut varier avec la profondeur :
la teneur en eau au milieu d’une couche est habituellement plus grande qu’à la surface (Theron et al., 2005).
Le contrôle de la géométrie de la surface du dépôt est un
paramètre important pour la gestion des eaux de ruissellement. La géométrie de la surface peut être contrôlée en
orientant la déposition des résidus vers des zones voulues,
à partir des tours de déversement (Shuttleworth et al., 2005).
4 - Ajouts cimentaires
L’ajout de liant dans les RMPC ser t principalement à
améliorer les propriétés géotechniques. Pour les DPS, les
liants peuvent être utilisés pour leurs effets alcalins, mais
aussi pour modifier les propriétés géotechniques et
hydrogéologiques de la pâte afin d’améliorer ses performances
environnementales. Il n’existe pour l’instant que très peu
d’études publiées (e.g. Verburg et al., 2003; Kwong, 2004;
Deschamps et al., 2007; e.g. Deschamps et al., 2008) sur les
DPS et leur comportement environnemental. Cependant,
comme nous le verrons par la suite, certaines études sur les
RMPC peuvent nous informer sur le compor tement
environnemental des DPS cimentés. Par exemple, les
phénomènes de cimentation qui sont à la base de
l’amélioration des capacités mécaniques de la pâte peuvent
aussi être responsables de la diminution de sa conductivité
hydraulique et de la modification de sa porosité.
Hydratation des liants dans les RMPC
Il est important de préciser que l’hydratation du ciment
ajouté à des résidus miniers en pâte présente plusieurs différences avec une hydratation classique, bien documentée,
comme dans le cas des mortiers et bétons (Benzaazoua
et al., 2004a) : (i) dans les remblais, l’hydratation se fait dans
des conditions saturées ; (ii) le rapport eau/ciment y est plus
important (>5 contre <0,5 dans les mortiers/bétons) ; (iii)
la précipitation des phases secondaires y joue un rôle plus
important dans le durcissement, au détriment de l’hydra-
25
tation directe du clinker. En effet, dans une première étape,
on observe une importante dissolution des anhydres
(jusqu’à 20 %), puis il y a précipitation lorsque l’eau des
pores atteint la saturation. De nombreux paramètres agissent sur la cimentation dans les RMCP, et il est très risqué
de généraliser dans ce domaine. Un des paramètres les
plus importants semble être la teneur en sulfate de l’eau,
elle-même liée (en partie) à la teneur en sulfure du rejet.
Benzaazoua et al. (2002) ont remarqué que le remblai à
base de résidus très sulfureux (32 % de soufre) présentait
de mauvaises performances mécaniques avec les ciments
à base de laitier de haut-fourneau pour une période de
cure de 180 jours ou plus. Un mélange de ciments
Portland de type 10 et de type 50 permet d’atteindre de
bonnes performances mécaniques avec ce même rejet. En
effet, dans le cas de RMPC à base de rejets sulfureux, on
peut observer une dissolution des phases calciques des
hydrates de ciment et la formation de phases gonflantes
(attaque sulfatique) ; tout cela a comme effet d’altérer la
durabilité du remblai (Benzaazoua et al., 1999). L’eau de
gâchage peut aussi avoir son influence (Benzaazoua et al.,
2002; Ouellet et al., 2004). Elle peut notamment jouer
comme retardateur de prise si elle est riche en sulfates,
comme peut l’être, par exemple, une eau de procédé
minier, mais elle peut aussi contribuer à la résistance mécanique par la précipitation de sulfates calciques dans un système poreux encore non complètement durci
(Benzaazoua et al., 2004a).
Influence des liants sur les propriétés
hydrogéotechniques des RMPC
Belem et al. (2001) ont observé la microstructure et ont
quantifié la diminution de la taille des pores entre le résidu
seul et la pâte cimentée, obtenue avec l’ajout de 5 % de
ciment, sur des échantillons de RMP préparés en laboratoire,
en utilisant la porosimétrie d’intrusion au mercure (PIM).
Ces changements dans la porosité influent sur la perméabilité du matériau : lors de la cure de la pâte cimentée, la
diminution de la conductivité hydraulique saturée se fait
très rapidement et se stabilise après 7 jours de cure. La
pression d’entrée d’air augmente graduellement sur une
période plus longue et se stabilise après environ 14 jours.
Cependant, l’ajout d’une faible quantité de liant (moins de
2 %) à un DPS peut aussi, paradoxalement, faire augmenter la porosité finale totale du matériau (Deschamps et al.,
2008). Il semblerait en effet qu’une petite quantité de liant
réduise très fortement le tassement durant la cure (par
rapport au matériaux non cimenté), sans pour autant
remplir la porosité de manière significative.
Godbout (2005) s’est intéressée aux propriétés hydriques
(conductivité hydraulique saturée ou ksat et courbe de
rétention d’eau [CRE]) de remblais miniers en pâte cimentés au cours de la cure. Les essais en laboratoire ont
démontré que, de manière générale, la valeur de ksat diminue et la capacité de rétention d’eau s’améliore pendant
la cure; le changement dépend alors de la quantité et du
26
type de ciment ajouté au remblai. La plus forte réduction
de ksat a été obtenue en ajoutant 4,5 % de liant (composé
de ciment Portland type 10 à 20 % et de laitier à 80 %);
cette réduction était de plus d’un ordre de grandeur (par
rapport aux rejets non cimentés) après 28 jours de cure.
L’ajout de liant permet aussi d’améliorer les propriétés de
rétention d’eau de la pâte, notamment en augmentant sa
pression d’entrée d’air et la teneur en eau résiduelle. Cette
évolution peut être très différente selon le type de liant
utilisé (Godbout et al., 2004).
Influence des liants sur la réactivité des RMPC
En modifiant la porosité, l’ajout de liant influence aussi la
diffusion et la consommation de l’oxygène et, donc, la
réactivité du matériau. Des tests de consommation d’oxygène en laboratoire ont été effectués sur des rejets de
concentrateur avec différentes teneurs en pyrite ainsi que
sur des RMP (contenant 4,5 % de différents liants) formés
à partir de ces mêmes rejets (Ouellet et al., 2003). Les
résultats démontrent que, dans les deux cas, leur réactivité
est une fonction de la teneur en pyrite et du degré de
saturation. Dans le cas des remblais en pâte cimentés, la
réactivité est aussi fonction du type de liant utilisé et se
stabilise alors après 28 jours de cure. En comparant les
tests sur les rejets et ceux effectués sur les remblais en
pâte cimentés, on remarque que les échantillons de remblais sont moins réactifs que les rejets de concentrateurs
pour des degrés de saturation inférieur à 70 % (pour un
même pourcentage de sulfure). Pour des degrés de saturation supérieurs, les rejets de concentrateurs ont des
réactivités similaires, voire même inférieures, aux remblais
en pâte.
D’autres tests de consommation d’oxygène ont été
effectués in situ (Ouellet et al., 2006), pendant 80 jours, sur
la face exposée d’un RMPC (5 % de ciment, mélange
50 :50 de ciment portland de type 10 et de type 50)
contenant 53 % de pyrite. Il a été observé que la consommation de l’oxygène est élevée au début du test, lorsque
le RMPC est fraîchement exposé, puis elle baisse progressivement pour atteindre 0,2 mol O2/m2/jour après 80 jours.
Une couche oxydée, au niveau des surfaces exposées du
remblai, a été examinée. La couche oxydée possède une
porosité plus faible (21 %) que le remblai non oxydé
(39 %). Cette baisse, qui semble liée à la précipitation de
minéraux secondaires, pourrait diminuer la diffusion d’oxygène dans le remblai. Un enrobage calcique autour des
grains de pyrite a aussi été observé, ce qui devrait limiter
l’oxydation de la pyrite.
Influence d’amendements sur le comportement
géochimique des RMP
Un programme d’études, commencé en 2001, visait à étudier la possibilité d’utiliser la méthode des DPS à la mine
de Neves Corvo au Portugal. Dans le cadre de ces travaux,Verburg et al. (2003) ont étudié en laboratoire l’effet
neutralisant de différents amendements sur plusieurs
types de rejets épaissis préparés à partir des résidus de
cette mine (pâte ou gâteau de filtration pour des
teneurs en amendements de 0 à 1 %). Il est à noter
que les résidus utilisés ici contiennent 29 % de soufre
et sont fortement générateurs de DMA. Pour les
échantillons de pâte préparés avec une quantité d’eau
suffisante pour obtenir un affaissement de 250mm à
l’essai au cône (valeur idéale pour le dépôt de surface), les résultats montrent que, dans tous les cas étudiés, le pH des échantillons tend à converger vers une
valeur proche de 5 après six mois. L’ajout d’une faible
quantité de ciment (0,5 et 1 %) semble augmenter le
pH initial et, ainsi, retarder l’acidification de la pâte. Ce
temps de latence pourrait permettre de commencer
une restauration progressive du site. Cependant, ces
travaux ne tiennent pas compte du mode de déposition (résidus ayant été déposés en continu), de la circulation des fluides, etc. Dans le même ordre d’idées,
une étude menée par Kwong (2004) sur des RMPC
avec 8 % de différents liants (ciment Portland et
ciment Portland et laitier) a montré que le ciment
Portland seul était plus efficace pour diminuer l’oxydation initiale du mélange. Cependant, dans les deux cas,
on observe une importante augmentation de l’oxydation et, après 15 semaines, les taux d’oxydation sont
devenus similaires pour les deux types de liants.
L’ajout de liant peut aussi permettre de fixer les contaminants. Fried, 2006 et Fried et al., 2007 ont mené une
étude en laboratoire à l’aide de mini-colonnes, afin
d’étudier la lixiviation et la dissolution sélective de différents échantillons de RMPC contenant 5 % de liant
hydraulique. L’eau de gâchage était dopée en métaux
(Cu et Zn) et en sulfates dans certains échantillons.
Dans cette étude, les résidus miniers étaient simulés par
des poudres de quartz ou de pyrite. Après 100 jours
de lixiviation, à raison d’un rinçage par jour, le pH du
lixiviat était toujours au basique. Une décalcification
massive a été observée, de telle façon qu’à la fin du
test, il ne restait plus qu’une petite portion de la
matrice cimentaire initiale. Le cuivre n’a pas été libéré
pendant la lixiviation. Le relargage du zinc était associé à la dissolution des phases contenant de la silice,
du calcium, du magnésium et de l’aluminium; il est
donc probablement lié aux C-S-H et MSH (« calcium
silicate hydrate » et « magnesium silicate hydrate »,
composés non stœchiométriques du ciment). Différents
paliers de pH sont observables; ils correspondent à la
dissolution de différentes phases cimentaires (portlandite au tout début puis ettringite et C-S-H). Ces résultats sont confirmés par des tests de dissolution sélective qui montrent aussi que les échantillons préparés
avec du ciment portland de type 10 comme liant
résistent mieux à l’acidification que ceux préparés
avec un mélange de ciment et de laitiers. En effet, la
dissolution de la portlandite (Ca(OH)2) favoriserait,
dans ce cas, la précipitation de sulfates et d’hydroxydes de métaux.
Les ajouts de liant semblent également être efficaces
pour la stabilisation de l’arsenic. Benzaazoua et al.
(2004b) ont réalisé des tests d’extraction en cellules
Soxhlet sur des rejets contenant 60 % de sulfures
(pyrite et arsénopyrite) stabilisés avec différents liants
(ciment Portland, ciment métallurgique, ciment alumineux). On observe que les sulfures (pyrite et arsénopyrite) s’oxydent et provoquent la dissolution des
hydrates les plus vulnérables, notamment la portlandite. Le calcium ainsi libéré peut alors précipiter sous
forme de gypse (CaSO4 2H2O) et d’arséniate de calcium. Bien entendu, ce processus de stabilisation/solidification dépend du type de ciment utilisé.
Deschamps et al. (2007; 2008) ont étudié, à l’aide de
tests de lixiviation en colonnes, l’effet de l’ajout de
ciment sur les propriétés environnementales des DPS.
Différentes colonnes, correspondant à différentes
configurations de dépôt, ont été préparées : sans
ciment, avec cimentation homogène ainsi qu’avec couches cimentées alternées avec des couches non
cimentées. Chaque colonne était constituée de 9 couches de 4 cm d’épaisseur et était arrosée chaque
semaine pendant 30 semaines (avec 500 mL d’eau
déminéralisée) ; l’eau de drainage était ensuite récoltée et analysée. Les résidus utilisés contenaient 30 %
de soufre, et le ciment était un portland de type 10.
Dans tous les cas, moins de 1 % de ciment a été utilisé pour la préparation de chaque colonne. Les résultats montrent que l’ajout de ciment permet, dans certains cas, de stabiliser les résidus (à l’échelle du laboratoire), mais une mauvaise utilisation du ciment peut
fortement dégrader les propriétés environnementales
de la pâte, et générer plus de DMA que la pâte non
cimentée. Les colonnes où le ciment était concentré
(2 %) dans certaines couches ont donné de bons
résultats du point de vue environnemental. Les plus
mauvais résultats venaient des colonnes contenant
des couches à 1 % de ciment. Lors du démantèlement,
il a été observé que ces dernières étaient très riches
en fractures, vraisemblablement causées par une attaque sulfatique. Ces fractures constituaient, avec les interfaces entre les couches, un réseau propice à l’oxydation
et à l’infiltration préférentielle. L’ajout de ciment a aussi
fait perdre à la pâte ses propriétés cicatrisantes, c’està-dire qu’une fois ouvertes, les fractures ne peuvent
plus se refermer totalement, de sorte qu’elles sont
alors plus exposées à l’oxydation.
4 - Dernières considérations
et perspectives
Pour conclure, il semble important de préciser que la
technique des DPS est encore relativement récente
ainsi que peu utilisée. Nous n’avons donc que peu de
27
recul. Comme nous l’avons vu, les effets de l’ajout de liant
dans les DPS ne sont pas forcement bénéfiques du point
de vue environnemental. Les efforts de recherche doivent
se poursuivre pour comprendre les bénéfices possibles de
l’ajout d’alcalins (par exemple cimentaire) dans les DPS. Il
serait important, par exemple, de pouvoir déterminer la
quantité et la répartition optimale de liant ou autre amendement à ajouter à la pâte selon la teneur en sulfure, la
minéralogie et la granulométrie du résidu. Il pourrait aussi
être intéressant d’étudier la possibilité d’utiliser, avec les
DPS, d’autres amendements, pas forcément cimentaires,
alcalins ou non, qui ne feront pas perdre à la pâte ses propriétés cicatrisantes. L’utilisation d’amendements alcalins
pour stabiliser les résidus miniers a bien sûr, un coût, mais
cet investissement peut fortement faire baisser le coût de
restauration du site, s’il a permis de contenir la formation
de DMA.
Références
AUBERTIN, M., BUSSIÈRE, B. et BERNIER, L., (2002a)
Environnement et gestion des rejets miniers - Manual on CDROM. Presses internationales Polytechnique.
AUBERTIN, M., CIFUENTES, E., MARTIN, V., APITHY, S.,
BUSSIÈRE, B., MOLSON, J., CHAPUIS, R.P. et MAQSOUD, A.,
(2006) An investigation of factors that influence the water diversion capacity of inclined covers with capillary barrier effects. In:
Proceedings of Unsaturated Soils 2006., ASCE Geotechnical Special
Publication, No. 147 (Ed. by G.A. Miller, C.E. Zapata, S.L. Houston,
D.G. Fredlund), pp. 613-624.
AUBERTIN, M., LI, L., BELEM, T., SIMON, R., HARVEY, A., JAMES,
M., BENZAAZOUA, M. et BUSSIÈRE, B., (2005) Méthodes d’estimation des pressions induites dans les chantiers remblayés. In:
Symposium Rouyn-Noranda: L’Environnement et les Mines, RouynNoranda, Canada.
AUBERTIN, M., MBONIMPA, M., JOLETTE, D., BUSSIÈRE, B.,
CHAPUIS, R.P., JAMES, M. et RIFFON, O., (2002b) Stabilité géotechnique des ouvrages de retenue pour les résidus miniers: problèmes persistants et méthodes de contrôle. In: Défis &
Perspectives: Symposium 2002 sur l’environnement et les mines,
Rouyn-Noranda, 3-5 novembre 2002. Développement Économique
Canada/Ministère des Ressources Naturelles du Québec/CIM.
Comptes-Rendus sur CD-ROM.
BARRIE, J.D. et HALLBERG, K.B., (2005) Acid mine drainage
remediation options: a review. Science of the total environment,
228, 3-14.
BELEM,T., BUSSIÈRE, B. et BENZAAZOUA, M., (2001) The effect
of microstructural evolution on the physical properties of paste
backfill. In: Proceedings of the Tailings and Mine Waste ‘01, pp. 365374, Fort Collins, Colorado.
BELEM, T., EL AATAR, O., BENZAAZOUA, M., BUSSIÈRE, B. et
YILMAZ, E., (2007) Hydro-geotechnical and geochemical characterization of column consolidated cemented paste backfill. In:
Proceeding of the 9th International Symposium on Mining with
Backfill, Montréal, Canada.
BELLALOUI, A., CHTAINI, A., BALLIVY, G. et NARASIAH, S.,
(1996) Stabilisation des résidus miniers acides à l’aide des pous-
28
sières de four de cimenterie comme source basique. In: NEDEM
1996, colloque sur le programme de neutralisation des eaux de drainage dans l’environnement minier, volume 2, Rouyn-Noranda,
Canada.
BENZAAZOUA, M., BELEM, T., BUSSIÈRE, B. et OUELLET, S.,
(2002) Évolution des propriétés des remblais en pâte: principaux
paramètres d’influence. In: 17e Colloque en Contrôle des Terrains,
Val-d’Or, Canada.
BENZAAZOUA, M., BUSSIÈRE, B., DEMERS, I., AUBERTIN, M.,
FRIED, E. et BLIER, A., (2008) Integrated mine tailings management by combining environmental desulphurization and cemented paste backfill: Application to mine Doyon, Quebec, Canada.
Minerals engineering, 21, 330-340.
BENZAAZOUA, M., BUSSIÈRE, B., KONGOLO, M., MCLAUGHLIN, J. et MARION, P., (2000) Environmental desulphurization of
four canadian mine tailings using froth flotation. International journal of mineral processing, 60, 57-74.
BENZAAZOUA, M., FALL, M. et BELEM, T., (2004a) A contribution to understanding the hardening process of cemented pastefill. Minerals engineering, 17, 141-152.
BENZAAZOUA, M., MARION, P., PICQUET, I. et BUSSIÈRE, B.,
(2004b) The use of paste fill as a solidification and stabilization
process for the control of acid mine drainage. Minerals engineering, 17, 233-243.
BENZAAZOUA, M., OUELLET, J., SERVANT, S., NEWMAN, P. et
VERBURG, R., (1999) Cementitious backfill with high sulfur content. Physical, chemical and mineralogical characterization.
Cement and concrete research, 29, 719-725.
BENZAAZOUA, M., PEREZ, P., BELEM, T. et FALL, M., (2004c) A
laboratory study of the behaviour of surface paste disposal. In:
Proceedings of the 8th Minefill 2004 sympodium, pp. 180-192,
Beijing, China.
BERTOCCHI, A.F., GHIANI, M., PERETTI, R. et ZUCCA, A.,
(2006) Red mud and fly ash for remediation of mine sites contaminated with As, Cd, Cu, Pb and Zn. Journal of hazardous materials, B134, 112-119.
BLOWES, D.W., REARDON, E.J., JAMBOR, J.L. et CHERRY, J.A.,
(1991) The formation and potential importance of cemented
layers in inactive sulfide mine tailings. Geochimica et cosmochimica
acta, 55(965-978).
BOIS, D., BENZAAZOUA, M., BUSSIÈRE, B., KONGOLO, M. et
POIRIER, P., (2005) A feasibility study on the use of desulphurized
tailings to control acid mine drainage. CIM Bulletin, 98.
BUSSIÈRE, B., (2007) Colloquium 2004: Hydro-geotechnical properties of hard rock tailings from metal mines and emerging geoenvironmental disposal approaches. Canadian Geotechnical
Journal, 44, 1019-1052.
BUSSIÈRE, B., AUBERTIN, M., ZAGURY, G.J., POTVIN, R. et BENZAAZOUA, M., (2005) Principaux défis et pistes de solution
pour la restauration des sites miniers abandonnés générateurs
de drainage minier acide. In: 2e Symposium sur l’Environnement et
les Mines – 15-18 mai 2005, Rouyn-Noranda, Canada.
BUSSIÈRE, B., LELIÈVRE, J., OUELLET, J. et BOIS, D., (1995)
Utilisation de résidus miniers désulfurés comme recouvrement
pour prévenir le DMA: analyse technico-économique sur deux
cas réels. In: Sudbury’95, Conference on mining and the environment,
Sudbury, Ontario.
BUSSIÈRE, B., MAQSOUD, A., AUBERTIN, M., MARTSCHUK, J.,
MCMULLEN, J. et JULIEN, M., (2003) Results from the monitoring program at the LTA site: hydraulic behavior of the cover. In:
Conférence et salon commercial de l’industrie minière - Montréal
2003, ICM, 4-7 mai 2003. ICM/CIM. Comptes-Rendus sur CD-ROM.
and density on the quality of cemented paste backfill. Minerals
engineering, 18(1), 41-44.
CADDEN, A., NEWMAN, P. et FORDHAM, M., (2003) New
development in surface paste disposal of mine wastes. In:
Processing & Disposal of Mineral Industry Wastes ‘03, Falmouth,
UK.
FRIED, E., (2006) Étude du phénomène d’hydratation et du comportement à la lixiviation des remblais miniers en pâte cimentés,
Mémoire de maîtrise, pp. 224. École Polytechnique de Montréal.
CHTAINI, A., BELLALOUI, A., BALLIVY, G., NARASIAH, S.,
LALANCETTE, J. et BILODEAU, C., (1996a) Étude en laboratoire du contrôle du drainage minier acide par les boues alcalines des usines de pâtes et papiers. In: NEDEM 1996, colloque sur
le programme de neutralisation des eaux de drainage dans l’environnement minier, volume 2, Rouyn-Noranda, Canada.
LALANCETTE, J. et BILODEAU, C., (1996b) Étude sur le terrain
du contrôle de drainage minier acide à l’aide des boues alcalines
des usines de pâtes et papiers. In: NEDEM 1996, colloque sur le
programme de neutralisation des eaux de drainage dans l’environnement minier, volume 2, Rouyn-Noranda, Canada.
LALANCETTE, J. et BILODEAU, C., (1997) A study of acid mine
drainage control by addition of a alkaline mill paper waste. In:
Proceedings of the Fourth International Conference on Acid Rock
Drainage, Vol III, pp. 1145-1161,Vancouver, BC.
CROWDER, J.J., (2004) Deposition, consolidation, and strength
of a non-plastic tailings paste for surface disposal, Thèse de doctorat, pp. 162. Université de Toronto.
DEMERS, I., (2008) Performance d’une barrière à l’oxygène constituée de résidus miniers faiblement sulfureux pour contrôler la
production de drainage minier acide, Thèse de doctorat, pp. 307.
UQAT.
DESCHAMPS,T., BENZAAZOUA, M., BUSSIÈRE, B., AUBERTIN,
M. et BELEM, T., (2008) Microstructural and geochemical evolution of paste tailings in surface disposal conditions. Minerals engineering, 21, 341-353.
DESCHAMPS,T., BENZAAZOUA, M., BUSSIÈRE, B., BELEM,T. et
AUBERTIN, M., (2007) The effect of disposal configuration on the
environmental behavior of paste tailings. In: Proceedings of the
Minefill 2007, 29 avril-2 mai 2007, Montréal, Qc.
DOYE, I., (2005) Évaluation de la capacité de matériaux industriels alcalins à neutraliser des résidus et stériles miniers acides,
Thèse de doctorat, pp. 237. Université Laval.
DOYE, I. et DUCHESNE, J., (2003) Neutralisation of acid mine
drainage with alkaline industrial residues: laboratory investigation
using batch-leaching tests. Applied Geochemestry, 18, 1197-1213.
DUCHESNE J. et REARDON E.J. (1998) Determining controls
on element concentrations in cement kiln dust leachate. Wast
Managment, 18, 339-350.
EUSDEN, J.D.J., GALLAGHERA, L., EIGHMY, T.T., CRANNELL,
B.S., KRZANOWSKIC, J.R., BUTLER, L.G., CARTLEDGE, F.K.,
EMERY, E.F., SHAW, E.L. et FRANCIS, C.A., (2002) Petrographic
and spectroscopic characterization of phosphate-stabilized mine
tailings from Leadville, Colorado. Waste management, 22, 117135.
EVANGELOU, V.P., (1995) Pyrite oxidation and its control. CRC
Press, Boca Raton, FL.
EVANGELOU, V.P., (2001) Pyrite microencapsulation technologies: Principles and potential field application. Ecological
Engineering, 17, 165-178.
FALL, M., BENZAAZOUA, M. et OUELLET, S., (2005)
Experimental characterization of the influence of tailings fineness
FRIED, E., BENZAAZOUA, M., BUSSIÈRE, B. et BELEM,T., (2007)
Leaching behaviour and metal fixation within cemented paste
backfill materials. In: Proceeding of the 9th International Symposium
on Mining with Backfill, Montréal, Canada.
GLEISNER, M., HERBERT, R.B. et FROGNER KOCKUM, P.C.,
(2006) Pyrite oxidation by Acidithiobacillus ferrooxidans at
various concentrations of dissolved oxygen. Chemical geology,
225, 16-29.
GODBOUT, J., (2005) Évolution des propriétés hydriques des
remblais miniers cimentés en pâte durant le curage., Mémoire de
maîtrise, pp. 213. École Polytechnique de Montréal.
GODBOUT, J., BUSSIÈRE, B., AUBERTIN, M., BELEM, T. et BENZAAZOUA, M., (2004) Évolution des propriétés de rétention
d’eau des remblais miniers cimentés en pâte durant le curage. In:
In: 5th joint IAH-CNC-CGS conference, Québec City, Canada.
GULEC, S.B., BENSON, C.H. et EDIL,T.B., (2005) Effect of acidic
mine drainage on the mechanical and hydraulic properties of
three geosynthetics. Journal of Geotechnical and Geoenvironmental
Engineering, 131, 937-950.
HASSANI, F. et ARCHIBALD, J., (1998) Mine backfill, CD-ROM.
Canadian institute of mine, metallurgy and petroleum.
JEWELL, R.J., FOURIE, A.B. et LORD, E.R., (2002) Paste and thickened tailings – A guide. Nedlands, Australie:The Australian Center
for Geomecanics. 173p.
KLEINMAN, R.P.L., CRERAR, D.A. et PACELLI, R.R., (1981)
Biogeochemistry of Acid Mine Drainage and a Method to
Control Acid Formation. Mining Engineering, March 1981.
KWONG, J., (2004) Chemical stability of two tailings backfill
materials with two types of binders. In: Proceeding of the 8th
International Symposium on Mining with Backfill, pp. 286-294,
Beijing, China.
LANDRIAULT, D.A., JOHNSON, J.M. et PALKOVITS, F., (2005)
Thickened tailings and paste technology: the future of industrial
waste disposal. In: Proceeding of the SME annual meeting, Salt Lake
City, Utah.
LAPAKKO, K.A., ANTONSON, D.A. et WAGNER, J.R., (1997)
Mixing of limestone with finely-crushed acid-producing rock. In:
Proceedings of the Fourth International Conference on Acid Rock
Drainage, Vol II, pp. 953-970,Vancouver, BC.
LAPAKKO, K.A., ANTONSON, D.A. et WAGNER, J.R., (2000)
Mixing of limestone with finely-crushed acid-producing rock. In:
Proceedings of the Fifth International Conference on Acid Rock
Drainage, Vol II, pp. 901-910, Denver, Colorado.
LI, L., AUBERTIN, M. et BELEM,T., (2005) Formulation of a three
dimensional analytical solution to evaluate stress in backfilled vertical narrow openings. Canadian Geotechnical Journal, 42, 17051717 (with erratum 43, 338-339).
LUPO, J.F. et MORRISON, K.F., (2007) Geosynthetic design
and construction approaches in the mining industry. Geotextiles
and Geomembranes, 25, 96-108.
OUANGRAWA, O., (2007) Étude expérimentale et analyse
numérique des facteurs qui influencent le comportement hydrogéochimique de résidus miniers sulfureux partiellement saturés,
Thèse de doctorat. École Polytechnique de Montréal.
29
MARTIN, V., AUBERTIN, M. et MCMULLEN, J., (2006) Surface
Disposal of Paste Tailings. In: 5th International Congress on
Environmental Geotechnics. International Society for Soil
Mechanics and Geotechnical Engineering., Cardiff, United
Kingdom.
MEHLING, P.E., DAY, S.J. et SEXSMITH, K.S., (1997) Blending and
layering waste rock to delay, mitigate or prevent acid generation:
a case review study. In: Proceedings of the Fourth International
Conference on Acid Rock Drainage, Vol II, pp. 951-969, Vancouver,
BC.
MUNRO, L.D., CLARK, M.W., McCONCHIE, D., (2004) A
BauxsolTM-based permeablereactive barrier for the treatment of
acid rock drainage. Mine water and the environment, 23, 183194.
MYLONA, E., XENIDIS, A. et PASPALIARIS, I., (2000) Inhibition of
acid generation from sulphidic wastes by the addition of small
amounts of limestone. Minerals engineerings, 13, 1161-1175.
NEHDI, M. et TARIQ, A., (2007) Stabilization of sulphidic mine
tailings for prevention of metal release and acid drainage using
cementitious materials: a review. Journal of Environmental
Engineering and Science, 6, 423-436.
NEWMAN, P., WHITE, R. et CADDEN, A., (2001) Paste - the
future of tailings disposal. In: International Conference on Mining
and Environment, Skelleftea, Sweden.
NORDSTROM,
D.K.,
(2000)
Advances
in
the
Hydrogeochemistry and Microbiology of Acid Mine Waters.
International geology review, 42, 499-512.
OUELLET, S., BUSSIÈRE, B., BENZAAZOUA, M., AUBERTIN, M.
et BELEM, T., (2004) Effect of binder type and mixing water
chemistry on microstructural evolution of cemented paste backfill. In: Proceedings of the 57th canadian geotechnical conference and
the 5th joint CGS-LAH conference, Session G4, pp. 23-30, Quebec,
Canada.
OUELLET, S., BUSSIÈRE, B., BENZAAZOUA, M., AUBERTIN, M.,
FALL, M. et BELEM, T., (2003) Sulphide reactivity within cemented paste backfill: oxygen consumption test results. In: 56th
Canadian Geotechnical Conference, 4th Joint IAH-CNC/CGS
Conference, 2003 NAGS Conference., Winnipeg, Canada.
OUELLET, S., BUSSIÈRE, B., MBONIMPA, M. et AUBERTIN, M.,
(2006) Reactivity and mineralogical evolution of an underground
mine sulphidic cemented paste backfill. Minerals engineering, 19,
407-419.
PARADIS, M., DUCHESNE, J., LAMONTAGNE, A. et ISABEL, D.,
(2007) Long-term neutralisation potential of red mud bauxite
with brine amendment for the neutralisation of acidic mine tailings. Applied Geochemestry, 22, 2326-2333.
PEACEY, V., YANFUL, E.K., LI, M. et PATTERSON, M., (2002)
Water cover over mine tailings and sludge: Field studies of water
quality and resuspension. International Journal of Surface Mining,
Reclamation and Environment, 16, 289-303.
PÉREZ-LÓPEZ, R., NIETO, J.M. et ALMODÓVAR, G.R., (2005)
The use of alkaline residues for the inhibition of acid mine
drainage processes in sulphide-rich mining wastes. In: Proceedings
of the 9th International mine water congress (IMWA 2005),
Oviedo, Spain.
PÉREZ-LÓPEZ, R., NIETO, J.M. et ALMODÓVAR, G.R., (2007)
Immobilization of toxic elements in mine residues derived from
mining activities in the Iberian Pyrite Belt (SW Spain): Laboratory
experiments. Applied Geochemestry, 22, 1919-1935.
REVELL, M.B., (2004) Paste - How strong is it? In: Proceeding of
the 8th International Symposium on Mining with Backfill, pp. 286294, Beijing, China.
ROBINSKY, E.I., (1975) Thickened discharge – A new approach
to tailings disposal. CIM Bulletin, 68:764, 47-56.
30
ROMANO, C.G., MAYER, K.U., JONES, D.R., ELLERBROEK, D.A.
et BLOWES, D.W., (2001) Effectiveness of various cover scenarios on the rate of sulfide oxidation of mine tailings. Journal of
Hydrology, 271, 171-187.
SCHIPPERS, A., JOZSA, P.G. et SAND, W., (1998) Evaluation of
the efficiency of measures for sulphidic mine waste mitigation.
Applied microbiology and biotechnology, 49, 698-701.
SHUTTLEWORTH, J.A.,THOMSON, B.J. and WATES, J.A., (2005)
Surface paste disposal at Bulyanhulu - Practical lessons learned.
In: Proccedings of the 8th international seminar on paste and thickened tailings - Paste 2005, Santiago, Chili.
SKOUSEN, J., (2001) Treatment and control of acid mine
drainage. In: New Frontiers in Reclamation: Facts and Procedures in
Extractive Industry, Proceedings of the International Workshop (Ed.
by Z. Agioutantis). Heliotopos.
SKOUSEN, J., ROSE, A., GEIDEL, G., FOREMAN, J., EVANS, R. et
HELLIER, W., (1998) Handbook of Technologies for Avoidance and
Remediation of Acid Mine Drainage. National Mine Land
Reclamation Center, West Virginia University.
SORRENTI, E., (2007) Étude de la passivation de la Pyrite: chimie
de surface et réactivité, thèse de doctorat, pp. 245. Institut
National Polytechnique de Lorraine.
SRK, (1989) Draft acid rock drainage.Technical Guide Vol. 1, British
Columbia Acid Mine Drainage Task Force Report, Prepared by
Steffen, Rober tson, Kirsten in Association with Norecol
Environmental Consultants and Gormely Process Engineering.
STROGAN, S.W., BENT, H., DAVIDSON, S. et TUCKER, G.,
(2004) Waste material management at the Kemess South Mine
to control environmental impacts. In: B.C.’s 28th Annual Mine
Reclamation Symposium.
THERIAULT, J., FROSTIAK, J. et WELCH, D., (2003) Surface disposal of paste tailings at the Bulyanhulu gold mine, Tanzania. In:
Proceedings (CD-ROM) of Sudbury mining environment conference, Sudbury, Ontario.
THERON, M., ADDIS, P.C., WATES, J.A. et MARTIN, V.,
(2005) Bulyanhulu mine (Tanzania) paste tailings facility:
Relating the unsaturated properties of gold tailings to rate
of rise. In: Proccedings of the 8th international seminar on
paste and thickened tailings - Paste 2005, Santiago, Chili.
VERBURG, R., JOHNSON, B., FORDHAM, M. et LOGSDON, M., (2003) A rapid and cost-effective method for
bench screening of geochemical performance and disposal options for high-sulfide tailings. In: Proceedings of the 6th
ICARD, pp. 739-749, Cairns, QLD.
VIGNEAULT, B., CAMPBELL, P.G.C., TESSIER, A. et DE
VITRE, R., (2001) Geochemical changes in sulfidic mine
tailings stored under a shallow water cover. Water research,
35, 1066-1076.
W.I.S.E., (2006) Chronology of major tailings dam failures.
http://www.wise-uranium.org/mdaf.html.
YEHEYIS, M.B., SHANG, J.Q. et YANFUL, E.K., (2008)
Characterization and environmental evaluation of
Atikokan coal fly ash for environmental applications. Journal
of environmental engineering and science, 7, 481-498.
ZHAN, G., AUBERTIN, M., MAYER, A., BURKE, K. et
MCMULLEN, J., (2001) Capillary cover design for leach
pad closure. SME Transaction, 310, 104-110.
Évaluation de l’application de la gestion intégrée
des résidus à la mine Doyon
Isabelle DEMERS1,2, Mostafa BENZAAZOUA1,2, Bruno BUSSIÈRE1,2, Mamert MBONIMPA1,2,
Eliane FRIED1,2,4, Annie BLIER3
1. Chaire CRSNG Polytechnique-UQAT en environnement et gestion des rejets miniers
2. UQAT, Rouyn-Noranda, Québec
3. IAM Gold Inc. Mine Doyon
4. Maintenant chez SNC Lavalin
Résumé
La gestion de résidus miniers générateurs de drainage
minier acide est un aspect important dans une opération
minière. Une gestion intégrée des résidus a été proposée;
ce type de gestion permet, entre autres, la ré-utilisation
des rejets du concentrateur. Ainsi, un circuit de flottation
placé avant que le rejet du concentrateur chemine vers le
parc à résidus permettrait de concentrer les minéraux sulfureux du rejet pour produire un concentré de sulfures et
un rejet désulfuré. Le concentré de sulfures serait ensuite
utilisé dans la préparation de remblai cimenté en pâte et
retourné sous terre comme support de terrain. Les rejets
désulfurés, n’étant plus générateurs d’acide, peuvent être
utilisés comme matériaux de recouvrement pour les aires
d’entreposage où on retrouve des résidus potentiellement
générateurs de DMA. Cet article résume les travaux effectués en laboratoire visant à appliquer une gestion intégrée
des résidus à la mine Doyon. Des essais en usine pilote ont
permis de démontrer, en continu, la faisabilité du procédé
de désulfuration par flottation. En effet, une récupération
de sulfures d’environ 95 % a été obtenue en utilisant des
amines comme collecteur (indifférent à la présence de
cyanures), le rejet de flottation ayant approximativement
0,3%S. L’impact de l’ajout du concentré de sulfures au
remblai cimenté en pâte a été évalué, et les résultats ont
montré qu’il y a même une influence positive sur la résistance mécanique du remblai. Des essais de lixiviation sur
le remblai en pâte ont démontré que le remblai contenant
du concentré de sulfures a un comportement environnemental similaire au remblai fait avec les rejets totaux.
Finalement, des travaux réalisés en laboratoire ont prouvé
que le rejet désulfuré utilisé comme matériau de recouvrement permet de prévenir la production de DMA d’un
parc à résidus générateur d’acide.
Abstract
Management of acid mine drainage generating tailings is an
important issue for operating mines. An integrated tailings
management scenario was proposed to reduce the costs
associated with tailings management by, among others, the
re-use of concentrator tailings. A sulphide flotation circuit
placed before the concentrator tailings disposal in the tailings impoundment would produce a sulphide-rich concentrate and desulphurized (low sulphide) tailings. The concentrate could be used as a component of cemented
paste backfill and returned underground for ground support. The low sulphide tailings, non acid generating, could
be used as cover material to be placed over potentially
acid-generating tailings storage areas.The article summarizes
laboratory work on the application of integrated tailings
management for Doyon mine. Pilot scale tests confirmed
the feasibility of tailings desulphurization by flotation. A sulphide recovery of approximately 95% was achieved with
amine collectors (insensitive to cyanide); the flotation tailings
having approximately 0.3% S.The impact of the addition of
sulphide concentrate into paste backfill was evaluated, and
results confirmed that there is even a positive impact on
mechanical strength. Leaching tests performed on paste
backfill showed that paste made with sulphide tailings has
a similar environmental behaviour as paste made with
total tailings (before desulphurization). Finally, laboratory
work confirmed that desulphurized tailings used as cover
material over acid generating tailings can prevent the production of acid mine drainage.
Introduction
Les opérations minières doivent prévoir un plan de restauration du site minier bien avant l’arrêt des opérations, et
même à l’étape de préfaisabilité pour des nouveaux projets. Ce plan de fermeture inclut la gestion des résidus
miniers qui, dans certains cas, peuvent être générateurs
d’acide. La gestion responsable de ces résidus générateurs
d’acide est importante pour prévenir la contamination de
l’environnement par du drainage minier acide (DMA)
chargé en métaux dissous. Plusieurs méthodes de contrôle
du DMA, consistant pour la plupart à placer une barrière
à l’eau et/ou à l’oxygène, peuvent être appliquées à la fermeture du site (e.g. MEND 2001). Ces approches sont
cependant souvent coûteuses à implanter. Une nouvelle
approche intégrée a récemment été proposée; elle permet
de gérer les rejets de concentrateur générateurs d’acide
31
Évaluation de l’application de la gestion intégrée des résidus à la mine Doyon
durant l’opération et, ainsi, de réduire les travaux à effectuer
à la fermeture du site (Benzaazoua et al. 2008). La gestion
intégrée des résidus en amont consiste à retirer une partie des minéraux sulfureux des rejets du concentrateur
pour en faire une fraction non génératrice d’acide et un
concentré de sulfures qui, lui, a un volume nettement plus
faible que celui initial. Ce concentré de sulfures peut être
intégré au remblai cimenté en pâte et retourné sous terre
comme support de terrain (Bois et al. 2005). La fraction
désulfurée, étant non génératrice d’acide, peut ainsi soit
être disposée dans un parc à résidus, ou soit être utilisée
comme matériau de recouvrement pour la restauration
de parcs à résidus générateurs de DMA. Les avantages de
cette approche sont nombreux (Bois et al. 2005) :
— Volume de rejets problématiques diminué ;
— Très peu ou pas d’effluent acide à traiter ;
— Restauration simplifiée des parcs à résidus non générateurs d’acide ;
— Possibilité de produire sur le site même le matériau de
recouvrement pour une barrière sèche ;
— Coûts de restauration étalés sur une grande période
de temps plutôt qu’à la fermeture ;
— Avantages reliés à l’utilisation du remblai cimenté en
pâte.
Ce système de gestion intégrée des résidus est présentement implanté dans quelques sites au Canada, par exemple au site Onaping de Xstrata (Martin and Fyfe 2007). La
désulfuration des rejets renfermant de la pyrrhotite y est
faite par gravimétrie (hydrocyclone), la partie fine ayant
entre 0,4 et 1 % sulfures est utilisée comme couverture
sur les résidus générateurs d’acide, tandis que la partie
grossière ayant entre 2 et 3 % sulfures est utilisée comme
remblai souterrain.
L’approche de gestion intégrée des résidus a été évaluée
pour le site de la mine Doyon, propriété d’IAM Gold Inc.
Durant l’étude, la mine Doyon traitait environ 3 000 tonnes
par jour de minerai d’or par broyage et cyanuration. Les
rejets du concentrateur renfermant environ 5 % sulfures
(essentiellement de la pyrite) étaient en partie déposés
dans le parc à résidus (environ 40 %) et en partie retournés sous terre sous forme de remblai cimenté en pâte
(environ 60 %). Le plan de fermeture de la mine Doyon
prévoyait l’ennoiement des résidus, ainsi, des digues
conçues à cet effet ont été installées autour des parcs #2
et #3. Cependant, la mine Doyon veut réviser son plan de
fermeture et désire exclure l’ennoiement comme
méthode de restauration, à cause des risques à long terme
reliés principalement à la stabilité physique des digues.
Deux principaux facteurs ont encouragé la mine Doyon à
réviser son plan de restauration : 1) la capacité maximale
des parcs à résidus est presque atteinte ; 2) les rejets de
concentrateur sont générateurs de DMA. La mine Doyon
a démontré de l’intérêt pour le concept de gestion intégrée des résidus qui permettrait de produire un matériau
pour la construction d’un recouvrement (barrière à l’oxygène) au-dessus des parcs à résidus. Le nouveau concept
augmenterait aussi significativement la quantité de résidus
Figure 1 : Processus d’évaluation de l’application de la gestion intégrée des résidus à la mine Doyon
32
(désulfurés ou non) que les parcs peuvent contenir ; en
effet, l’épaisseur d’eau et la revanche nécessaire dans le cas
d’un recouvrement aqueux ne seront plus requis, ce qui
représente un volume de 4,4 millions de m3 pour le cas de
la mine Doyon. Spécifiquement, l’approche suggérée et
évaluée pour le cas de la mine Doyon implique l’ajout d’un
circuit de désulfuration par flottation des sulfures pour
produire le matériel désulfuré en guise de matériau de
recouvrement, ainsi que l’utilisation du concentré de sulfures dans la fabrication du remblai cimenté en pâte à l’usine
de remblai existante. La méthode de restauration proposée pour les parcs à résidus générateurs d’acide est un
recouvrement monocouche fait de rejets désulfurés avec
élévation du niveau de la nappe phréatique.
L’étude présentée dans cet article décrit la démarche
expérimentale utilisée pour effectuer l’évaluation de l’application de la gestion intégrée des résidus à la mine
Doyon. L’emphase est mise sur la méthodologie et les
outils utilisés pour une telle évaluation. Des résultats pertinents sur le cas spécifique de la mine Doyon sont aussi
présentés, suivis des recommandations pour la suite des
travaux.
Approche expérimentale
L’objectif principal de l’étude était de vérifier, en laboratoire principalement, dans quelles conditions la gestion
intégrée des résidus est applicable au cas de la mine
Doyon. En premier lieu, la figure 1 présente toutes les étapes effectuées pour remplir cet objectif. Chacune des étapes est décrite plus en détails dans les paragraphes suivants. Notez que dans ce schéma, les matériaux (résidus)
sont encadrés et les travaux sont encerclés.
— la conductivité hydraulique saturée déterminée à l’aide
d’un essai au perméamètre à parois rigides selon la norme
ASTM D5084 ;
— la courbe de rétention d’eau obtenue par un essai avec
cellule Tempe en s’inspirant de la norme ASTM D3152.
Quelques résultats des caractérisations sont présentés
dans la section des résultats. L’objectif d’une caractérisation aussi exhaustive est de bien connaître le matériau en
question pour pouvoir mieux adapter les procédés subséquents, ainsi que de prédire son comportement à long
terme. En ce sens, les essais en cellules humides (norme
ASTM D5744-96) ont été utilisés pour vérifier le potentiel
de génération d’acide des rejets actuels du concentrateur
et des rejets désulfurés. L’essai en cellule humide consiste
à placer 1 kg de résidu dans une cellule en plexiglas et de
faire subir à ce résidu des cycles de rinçage et séchage
d’une durée de 7 jours. Plus de détails sur cette procédure
sont disponible dans Benzaazoua et al., (2008).
Désulfuration
L’objectif de la désulfuration environnementale est de rendre le rejet non générateur d’acide. Ceci est considéré
atteint lorsque le rejet de désulfuration a un potentiel de
neutralisation PN plus élevé que le potentiel d’acidité PA
(Benzaazoua et al. 1998). Pour ce faire, il faut extraire une
quantité suffisante de minéraux sulfureux des rejets.
Plusieurs méthodes ont été évaluées pour effectuer la
désulfuration (ex. Humber 1997; Bussière et al. 1998);
cependant, la flottation directe des sulfures est généralement la plus appropriée (Benzaazoua et al. 2000).
Caractérisation
Au départ, les résidus provenant du concentrateur ont été
caractérisés. Le même type de caractérisation a été effectué sur les résidus désulfurés et le concentré de sulfures
suite à l’étape de désulfuration. Cette caractérisation complète comprend :
Une fois bien caractérisés, les rejets de la mine Doyon ont
été désulfurés par flottation. Les premiers essais, qui ont
été effectués en laboratoire, ont permis de déterminer les
conditions optimales de flottation pour ce rejet. Une cellule Denver de 2,5 L a été utilisée pour traiter une pulpe
d’un pourcentage solide de 35 % pendant 10 minutes,
avec du MIBC comme moussant. Le dosage et le type de
collecteur a été déterminé par ces essais; le KAX et
l’Armac-C (amine à 12 carbones) ont été évalués à cette
échelle (plus de détails sur les réactifs dans Kongolo et al.
2004).
— l’analyse chimique des solides par digestion complète
avec HNO3/Br2/HF/HCl suivie d’analyse ICP-AES, analyse
des sulfates par extraction dans HCl dilué à 40 % ;
— l’analyse minéralogique par diffraction des rayons X
(DRX) avec analyse quantitative utilisant la méthode de
Rietveld avec le logiciel TOPAS (Rietveld 1993) ;
— le potentiel de génération d’acide évalué à l’aide de la
méthode Sobek modifiée (PA calculé selon le %S et PN
évalué par titration) (Lawrence and Scheske 1997) ;
— la distribution granulométrique évaluée à l’aide d’un
analyseur de particules au laser (Malvern Mastersizer) ;
— la densité relative déterminée avec un pycnomètre à
hélium ;
Les essais de flottation à l’échelle pilote ont été effectués
à l’aide du banc de flottation mobile de l’Unité de recherche et de service en technologie minérale (URSTM). Le
banc de flottation, présenté à la figure 2, a été installé à la
sortie du concentrateur, de manière à obtenir des rejets
frais à un débit de 3 L/min. Six cellules mécaniques de 10
L chacune sont instrumentées pour des mesures continues de pH et Eh. Les essais avec le banc de flottation ont
permis d’étudier différents paramètres, tels que le dosage
de collecteur, le débit de pulpe, les points d’addition de
collecteur, la présence de moussant, etc. Ces essais ont
aussi permis de produire les quantités de rejet désulfuré
et de concentré de sulfures pour les étapes suivantes, soit
33
ques appropriées pour être utilisés en remplacement de
matériaux naturels (Aubertin et al. 1995 ; Aubertin et al.
1997 ; Ricard et al. 1997 ; Bussière et al. 2004). Il a alors
été proposé d’utiliser ces résidus comme matériau de
recouvrement pour les parcs à résidus potentiellement
générateurs d’acide présents sur le site de la mine Doyon.
Une couverture faite de rejets préalablement désulfurés,
combinée au maintien élevé du niveau de la nappe phréatique dans les rejets générateurs d’acide (les digues relativement étanches des parcs # 2 et #3 permettent de contrôler le niveau de la nappe phréatique) (ex : SENES 1996 ;
Ouangrawa et al. 2005), permettrait de réduire de façon
significative la diffusion de l’oxygène et, conséquemment,
préviendrait l’oxydation des minéraux sulfureux. En effet, en
gardant les résidus générateurs d’acide saturés ou très près
de la saturation, l’oxydation de la pyrite est fortement
réduite et aucune (ou très peu) acidité n’est produite.
Figure 2 : Banc de flottation mobile de l’URSTM.
l’étude sur l’impact de l’ajout de concentré de sulfures
dans le remblai en pâte et l’étude sur l’utilisation du rejet
de désulfuration comme matériau de recouvrement pour
limiter la production de DMA.
Recouvrement monocouche fait de rejets
désulfurés
Les rejets désulfurés ont été caractérisés tel que décrit
dans la section « caractérisation ». Cette caractérisation
a montré que ces rejets désulfurés sont non générateurs
d’acide, et qu’ils possèdent les caractéristiques géotechni-
Le programme expérimental réalisé à cette fin comprend
l’évaluation au laboratoire de l’efficacité de systèmes de
recouvrements monocouches faits de rejets désulfurés,
placés sur des rejets générateurs d’acide. Ainsi, 11 colonnes instrumentées simulant un recouvrement sur des
rejets générateurs d’acide ont été mises en place. Les
colonnes contenaient toutes à la base 30 cm de rejet
générateur d’acide de la mine Doyon ; les recouvrements
sont différents selon la colonne. Les paramètres qui ont
été évalués dans cette étude sont : 1) l’épaisseur du
recouvrement (50 cm et 1 m) ; 2) le niveau de la nappe
phréatique (à la surface des rejets générateurs d’acide et
1,3 m sous la surface de ces rejets) ; 3) la teneur en sulfures du recouvrement (0,3 et 1,2 %). Deux types de
colonne témoin sans recouvrement ont été installées, soit
Figure 3 : Configuration des colonnes instrumentées pour l’évaluation de la performance de recouvrements monocouches faits de résidus
désulfurés de la mine Doyon
34
une avec la nappe phréatique à 1,3 m sous la surface des
rejets, et l’autre avec la nappe phréatique au niveau de la
surface des rejets (rejets saturés), voir la figure 3. De plus,
deux colonnes servant de comparaison avec d’autres
techniques de restauration quant à l’efficacité à prévenir le
DMA ont été montées : un recouvrement d’un mètre
d’eau et un recouvrement multicouche de type CEBC ayant
sa couche de rétention d’eau faite de rejets désulfurés.Trois
colonnes sont doublées, afin de valider les résultats obtenus.
Une analyse statistique a permis de conclure que les résultats
des essais en colonnes sont valables et répétables lorsque la
procédure de montage et de suivi est bien effectuée
(Demers et Bussière, 2008).
L’essai en colonne consiste à alterner des périodes de
mouillage et de séchage. Pour ce faire, un rinçage périodique (après 4 semaines de séchage) est effectué avec 2 litres
d’eau déionisée. Durant ce rinçage, le drainage de la
colonne est forcé pour recueillir le lixiviat au bas de la
colonne. Suite au rinçage (durée d’environ 1 semaine), la
colonne est laissée ouverte à l’air ambiant et le niveau
phréatique est rétabli, pour une période de 4 semaines.
Différentes mesures sont effectuées sur les colonnes :
— Mesures hebdomadaires de succion, à l’aide de tensiomètres et de capteurs de pression positionnés en haut et
au bas du recouvrement ;
— Mesures hebdomadaires de la concentration d’oxygène et du dioxide de carbone dans des échantillons d’air
interstitiel retiré avec une seringue à partir de ports installés
à des intervalles de 10 cm sur la hauteur du recouvrement.
Les gaz ont été analysés par chromatographie en phase
gazeuse (Agilent MicroGC) ;
— Mesures de consommation d’oxygène aux deux semaines, selon la méthode développée par Elberling et al.,
(1994) ;
— Analyse géochimique du lixiviat des colonnes recueilli
une fois par mois, suite à l’ajout de 2L d’eau déionisée audessus de chaque colonne. Cette analyse inclut le pH, le Eh,
la conductivité, les métaux dissous, l’alcalinité et l’acidité.
L’essai en colonnes instrumentées a duré 13 mois. À la fin
de l’essai, les colonnes ont été méticuleusement démantelées, et des analyses post-démantèlement selon un profil
vertical ont été effectuées. Il s’agit de l’analyse chimique
des solides (incluant les sulfates), du potentiel de neutralisation, de la minéralogie et de la granulométrie. Plus de
détails sur la mise en place des colonnes sont disponibles
dans Demers et Bussière (2008).
Suite aux essais en laboratoire, des modélisations numériques du mouvement des fluides ont été effectuées pour
optimiser de façon préliminaire le scénario de restauration
pour la mine Doyon. Le modèle a été établi en une dimension à l’aide du logiciel Vadose/W, qui simule le transport
de l’eau, de la chaleur et des gaz dans un milieu plus ou
moins saturé et réactif à l’oxygène. Les propriétés des
matériaux utilisées dans le développement du modèle
provenaient des caractérisations faites sur les matériaux
de la mine Doyon, et les conditions climatiques utilisées
étaient celles mesurées à l’aéroport de Rouyn-Noranda
(23 km du site Doyon).
Dans un premier temps, le modèle a été validé avec les
résultats issus des essais en colonne en laboratoire. Les
profils de concentration d’oxygène et de succion, ainsi que
les flux d’oxygène simulés correspondaient bien aux valeurs
mesurées. Les résultats détaillés de cette validation sont disponibles dans Demers et al. (2008a). Suite à cette validation,
différents scénarios de recouvrement monocouche ont été
établis.Trois paramètres ont été variés durant les modélisations : le niveau de la nappe phréatique (à la surface des
rejets générateurs d’acide, 75 cm sous l’interface rejetsrecouvrement, 1,5 m sous l’interface rejets-recouvrement) ;
l’épaisseur du recouvrement (50 cm, 75 cm, 1 m) ; et la
teneur en sulfures dans le recouvrement (0,3, 0,6, 0,8 %).
Les modélisations ont été effectuées pour une période d’un
an avec des conditions climatiques normales. Certaines
modélisations ont aussi été faites en incluant une période
de sécheresse estivale. L’étape de modélisation a permis
de proposer un scénario préliminaire de recouvrement
fait de rejets désulfurés pour le cas de la mine Doyon.
Remblai en pâte
Le remblai cimenté en pâte est un matériau composé de
résidus miniers, de ciment (et/ou autres liants) et d’eau, qui
est retourné sous terre pour remblayer les chantiers
miniers (vides) dont l’exploitation est terminée. Le remblai
en pâte agit comme support de terrain et permet de
récupérer le minerai contenu dans les piliers, tout en diminuant le volume de rejets de concentrateur à entreposer
en surface. Dans le cadre d’une gestion intégrée des résidus,
l’utilisation du remblai est un choix approprié. Combiné
avec la désulfuration environnementale, il constitue une
façon intéressante d’entreposer le concentré de sulfures.
En effet, environ 60 % des rejets de concentrateur sont
retournés sous terre sous forme de remblai en pâte à la
mine Doyon. Les essais effectués visaient à évaluer l’influence de l’ajout de concentré de sulfures dans la fabrication du remblai en pâte d’un point de vue de la résistance
mécanique et du comportement environnemental.
La première étape consistait à préparer le remblai en pâte.
La recette actuelle de la mine Doyon a été utilisée comme
référence, soit un liant composé d’un mélange 30:70 de
ciment Portland et scories à une proportion de 5 % (par
masse de rejets secs).Trois types de rejets ont été évalués :
1) les rejets complets (actuels) de la mine Doyon ; 2) le
concentré de désulfuration; et 3) un mélange 50:50 de ces
deux matériaux. Le taux d’affaissement (consistance) au
cône était de 16,5 cm pour les trois types de pâte produite.
Le curage a été effectué dans une chambre à température
et humidité contrôlées (environ 90 % humidité à 20oC)
pendant 14, 28 et 90 jours. La méthode de préparation et
35
de curage des échantillons de remblai en pâte suivie est
celle utilisée à l’URSTM-UQAT depuis plusieurs années
(Benzaazoua et al. 1999).
Une fois les échantillons de remblai en pâte curés, ils sont
soumis à l’essai de compression uniaxiale à l’aide d’un
appareil MTS (capacité de 50 kN, taux de déformation de
0,1 mm/min). Les échantillons sont ensuite soumis à un
essai de lixiviation intensive dans des mini-cellules d’altération, selon la procédure développée par Cruz et al. (2001).
Cet essai implique la lixiviation d’une petite quantité de
solides (67 g) par 50 mL d’eau déionisée deux fois par
semaine, tout en étant exposé à l’air ambiant, et ce, durant
environ 25 semaines. Les mini-cellules d’altération ont permis d’évaluer la stabilité des éléments chimiques dans la
matrice des remblais en pâte étudiés.
Résultats
sont tout de même générateurs d’acide. Cet aspect a été
vérifié par les essais en cellules humides et les essais en
colonnes (colonne témoin sans recouvrement). Les essais
en colonne ont permis d’observer une baisse significative
du pH, qui a atteint des valeurs sous 4 après environ 450
jours. L’essai en cellule humide étant d’une durée plus
courte et ayant des cycles de mouillage – séchage aussi
plus courts, il n’a pas pu permettre d’observer la génération d’acide par le rejet Doyon. Un autre critère utilisé
pour déterminer le potentiel de génération d’acide est la
courbe d’oxydation/neutralisation (Benzaazoua et al.
2004), présentée à la figure 4 pour les rejets Doyon et
désulfurés, obtenue à partir des résultats des essais en
colonnes. Ce graphique présente les concentrations de
calcium, magnésium et manganèse présents dans le lixiviat,
représentant la dissolution des minéraux neutralisants, versus les concentrations de sulfates dans le lixiviat, représentant l’oxydation des minéraux sulfureux. Les concentrations mesurées au laboratoire sont extrapolées sous la
forme d’une droite. La composition initiale des matériaux
est ensuite placée dans le plan de la courbe d’oxydation/
Dans cette section, quelques résultats pertinents sont présentés de façon synthétisée. Le lecteur intéressé par les
résultats complets est prié de consulter les publications
suivantes : Benzaazoua et al. (2008), Demers (2008),
Demers et al. (2008b).
Caractérisation
Le tableau 1 présente une partie des résultats de la caractérisation des rejets provenant du concentrateur de la
mine Doyon, des rejets désulfurés avec le banc pilote et
du concentré de sulfures.
Les rejets de la mine Doyon ont une teneur en sulfures
plutôt faible (3,6 %), mais comme ils contiennent très peu
de minéraux neutralisants (PN = 19,8 kg CaCO3/t), ils
Fe (%poids)
Zn (%poids)
Cu (%poids)
S (%poids)
Ca (%poids)
Minéralogie (%poids)
D50 (μm)
Particules < 2 μm (%)
PA (kgCaCO3/t)
PN (kgCaCO3/t)
PNN (kgCaCO3/t)
Rejets Doyon
4,8
0,013
0,063
3,6
1,3
Quartz (50 %) ; muscovite
(25 %) ; albite (7 %) ;
pyrite (6,5 %) ;
chlorite (3,8 %) ; actinolite
(3,8 %) ; calcite (2,5 %) ;
dolomite (0,56 %)
21,29
4,6
106,8
19,8
-87,0
Figure 4 : Courbe de neutralisation obtenue à partir des résultats
des essais en colonnes pour les rejets Doyon et désulfurés.
Rejets désulfurés
1,59
0,004
0,017
0,25
1,1
(25%) ; albite (3,6 %) ;
chlorite (2,7 %) ; actinolite
(2,1 %) ; calcite (2,1 %) ;
dolomite (1,4 %) ;
pyrite (0,54 %)
28,11
4,0
6,3
25
18,7
Concentré de sulfures
7,33
0,033
0,075
5,65
1,24
(47 %) ; pyrite (11 %) ;
chlorite (4,5 %) ;
albite (3 %) ;
actinolite (1,4 %) ;
gypse (1,4 %)
12,62
7,0
176,6
n.d.
n.d.
Tableau 1 : Caractérisation des matériaux.
36
neutralisation extrapolée. Le critère stipule que, si la
concentration initiale se situe dans la zone au-dessus de la
courbe, les minéraux sulfureux seront épuisés avant les
minéraux neutralisants, alors le rejet ne sera pas générateur d’acide. Dans le cas contraire, c’est-à-dire la concentration initiale sous la courbe, les minéraux neutralisants
seront épuisés avant les minéraux sulfureux, ce qui rend le
rejet potentiellement générateur d’acide. Selon la figure 4,
le rejet de Doyon est potentiellement générateur d’acide,
tandis que le rejet désulfuré est non générateur d’acide, ce
qui confirme les résultats des essais statiques et cinétiques.
Désulfuration
Les essais de désulfuration en laboratoire ont été faits
avec différents dosages de KAX sur de la pulpe, dont les
cyanures ont été éliminés. Les meilleurs résultats ont été
obtenus sur de la pulpe décyanurée par le procédé SO2air, avec 80 g/t de collecteur. Le rejet désulfuré obtenu
avait 0,16 % S, et la récupération de masse au concentré
était de 13 %. Des essais avec le collecteur Armac-C sur
la pulpe de Doyon, peu affecté par la présence de cyanures, ont donné les meilleurs résultats à un dosage de 60 et
80 g/t, pour une teneur de 0,20 % S et une récupération
de masse de 25 à 27%. La teneur en sulfures résiduels du
rejet désulfuré était plus élevée qu’avec le KAX, ainsi que
la masse du concentré, ce qui indique une plus grande
dilution du concentré. Par contre, les teneurs en sulfures
obtenues pour le rejet désulfuré sont considérées assez
faibles pour garantir un rejet désulfuré non générateur
d’acide. Ainsi, les essais avec le banc pilote ont été effectués avec un collecteur de type amine.
rejets désulfurés et le concentré produits ont été utilisés
dans les travaux subséquents.
Recouvrement monocouche fait de rejets
désulfurés
Un des objectifs des essais en laboratoire de scénarios de
recouvrement utilisant les rejets désulfurés était de vérifier
la performance de ce type de recouvrement par rapport
à des recouvrements déjà reconnus pour leur efficacité. Le
premier aspect évalué est la qualité de l’eau d’exfiltration
des colonnes instrumentées contenant les rejets recouverts.Tous les lixiviats des colonnes avec un recouvrement
monocouche, multicouche ou en eau, répondaient à la
directive 019 sur la qualité des effluents miniers (norme
gouvernementale du Québec), pour une épaisseur de
recouvrement autant de 50 cm que d’un mètre. Leur pH
est resté au-dessus de 8 durant les 13 mois de l’essai, tel
que présenté à la figure 5, et les concentrations de fer, zinc
et cuivre sont restées sous les valeurs prescrites par la
norme.
Pour comparer les différents recouvrements entre eux, la
notion d’efficacité a été introduite. Il s’agit de calculer l’efficacité d’un recouvrement à retenir les métaux, par rapport au cas d’une colonne témoin sans recouvrement.
L’équation 1 présente la méthode de calcul utilisée :
[1]
Les essais à l’échelle pilote effectués à l’aide du banc de
flottation mobile ont permis de confirmer les résultats
obtenus en laboratoire et d’optimiser le dosage de collecteur. La concentration optimale de collecteur était de 80 g/t
d’Armeen-C (forme modifiée de l’Armac-C résistante aux
températures froides, équivalent à 100 g/t d’Armac-C), ce
qui produit un rejet désulfuré à moins de 0,4 % S et une
récupération de la masse au concentré d’environ 15 %. Les
Le tableau 2 présente les résultats de l’efficacité à retenir
le cuivre et le zinc. Il est intéressant de noter qu’un recouvrement monocouche d’un mètre fait de rejet désulfuré
avec la nappe phréatique élevée est au moins aussi efficace qu’un recouvrement multicouche et que l’ennoiement pour le cas de la mine Doyon. Par contre, lorsque le
niveau phréatique baisse, la performance du recouvrement est compromise.
Tableau 2 : Efficacité des recouvrements à atténuer le relargage du cuivre et du zinc.
Figure 5 : Évolution du pH des différentes configurations de colonnes.
La modélisation numérique a été utilisée pour suggérer un
scénario de recouvrement préliminaire applicable au site
de la mine Doyon. L’objectif était de déterminer la configuration optimale pour avoir un flux d’oxygène sous 10
mol/m2/an. Selon les essais en laboratoire, ce flux permet
37
d’avoir un effluent non contaminé. Les résultats de la
modélisation ont démontré qu’un recouvrement fait de
résidu désulfuré ayant entre 0,3 et 0,8% S d’un mètre
d’épaisseur, avec le niveau de la nappe phréatique maintenu élevé (de la surface des résidus générateurs d’acide
à environ 75 cm sous l’interface résidus-recouvrement)
est un optimum préliminaire, et ce, en supposant des
conditions climatiques normales, ainsi qu’en considérant
un été particulièrement sec (le plus sec des derniers 20
ans). Une analyse plus poussée est recommandée avant
d’implanter le recouvrement.
Remblai en pâte
Les résultats d’essais en compression uniaxiale sur les différents mélanges de remblai en pâte sont présentés à la
figure 6. Le remblai fait avec du concentré de désulfuration
est autant, sinon plus, résistant que le remblai fait avec les
résidus actuels du concentrateur, avec des valeurs de résistance en compression après 90 jours de curage autour de
500 kPa, 400 kPa et 300 kPa pour le remblai fait de
concentré de sulfures, du mélange concentré/résidus, et
des résidus totaux, respectivement. L’ajout de sulfures est
donc bénéfique pour l’acquisition de résistance mécanique
du remblai, possiblement par l’implication des sulfures
dans le développement de la cohésion. (À noter que le
comportement est somme toute peu performant; cela
s’explique principalement par la minéralogie des résidus
de la mine Doyon, qui renferment beaucoup d’argile). La
possibilité d’attaque sulfatique n’a pas été observée dans
cette étude.
De plus, les essais de lixiviation sur les échantillons de remblai
en pâte ont démontré que le comportement environnemental (géochimique) n’est pas affecté par l’ajout de concentré de
sulfures dans la pâte. Les résultats géochimiques complets
sont présentés dans Benzaazoua et al. (2008). Le pH des
deux types de remblai (fait avec du rejet Doyon [A] et
concentré de sulfures [C]) est resté neutre durant toute la
durée de l’essai (environ 7,5), et les concentrations en zinc
dans l’effluent sont demeurées faibles, soit sous 0,15 mg/L,
et similaires d’un remblai à l’autre. Le même type de résultats
a été obtenu pour les autres éléments analysés.
Discussion
Figure 6 : Résultats des essais de compression uniaxiale sur les échantillons
de remblai en pâte (Doyon A = rejets actuels, Doyon C = concentré de
sulfures, Doyon A+C 50/50 = mélange à 50 % de rejets actuels et 50 %
de concentré de sulfures).
Les avantages de la gestion intégrée des résidus sont nombreux pour la mine Doyon. Le tableau 3 présente les
caractéristiques de la gestion actuelle des résidus comparées
à une éventuelle gestion intégrée, telle que celle proposée
dans ce travail. Présentement, les résidus du concentrateur
sont entreposés en surface de façon ennoyée, alors il n’y
Gestion actuelle des résidus à la mine Doyon
Gestion intégrée proposée pour la mine
Doyon
Résidus sulfureux potentiellement générateurs d’acide
entreposés en surface
Résidus désulfurés à entreposer en surface à la fin de la
vie de la mine
Restauration des parcs à résidus avec de l’eau
(ennoiement) ou avec des sols naturels (couverture)
Utilisation des résidus désulfurés comme matériau de
recouvrement par-dessus les résidus générateurs d’acide
Amélioration de la résistance mécanique du remblai en
pâte avec l’ajout de concentré de sulfures
Coûts de restauration dépensés à la fin de la vie de la
mine
Coûts pour installer et opérer le circuit de désulfuration;
cependant coûts moins élevés à la fin de la vie de la mine
Augmentation de la capacité d’entreposage des rejets
dans le parc par rapport à l’espace nécessaire pour établir
et entretenir le recouvrement d’eau (4,4 millions de m3)
Tableau 3 : Caractéristiques de la gestion actuelle et de la gestion intégrée à la mine Doyon.
38
a pas de génération d’acide. Cependant, s’il y a une désaturation, les résidus peuvent produire du DMA. En intégrant la désulfuration, les résidus à entreposer en surface
deviennent non générateurs d’acide, une fois à l’air libre.
Pour la restauration des parcs à résidus, la gestion conventionnelle prévoit l’utilisation d’eau ou de sol naturel, tandis
que dans la gestion intégrée, le matériau de recouvrement
est fabriqué sur le site même, ce qui réduit les coûts de
transport reliés à l’utilisation de sol naturel et évite d’impacter un autre site pour le prélèvement de matériel naturel (banc d’emprunt). L’addition de concentré de sulfures
ne nuit pas (et est même bénéfique) à l’acquisition de
résistance mécanique dans le remblai en pâte.
Conclusions
La gestion intégrée des résidus a été évaluée pour le cas
de la mine Doyon. Divers essais en laboratoire et à
l’échelle pilote ont démontré la faisabilité de la désulfuration par flottation pour le résidu de la mine Doyon. Par la
suite, le concentré de sulfures a été intégré au remblai en
pâte, et le résidu désulfuré a été évalué comme matériau
de recouvrement pour la restauration des parcs à résidus
potentiellement générateurs d’acide de la mine Doyon.
Des caractérisations détaillées ont été effectuées sur tous
les matériaux. Les résultats ont montré que le rejet, une
fois désulfuré avec 100 g/t d’Armac-C, contient moins 0,4
%S et est donc non générateur d’acide. Ce rejet désulfuré
peut servir de matériau de recouvrement pour prévenir la
production de DMA d’un parc à résidus acidogène en
remplacement de matériel naturel. Les essais en colonnes
instrumentées, ainsi que les modélisations numériques, ont
permis de conclure qu’un recouvrement d’un mètre de
rejet désulfuré, avec élévation de la nappe phréatique à
environ la moitié de la pression d’entrée d’air (AEV), prévient l’oxydation des sulfures contenus dans les rejets
recouverts. Les essais de remblai en pâte ont montré que
l’ajout du concentré de sulfures à la recette actuelle de
remblai en pâte n’affecte pas négativement la résistance
mécanique ni le comportement environnemental, même
après 80 jours de curage.
La méthodologie d’évaluation a été appliquée à la mine
Doyon, mais peut être adaptée à n’importe quel site intéressé par la gestion intégrée des résidus. Les avantages de
cette méthode sont principalement l’entreposage en surface de résidus non générateurs d’acide et la déposition
du concentré de sulfures sous terre dans le remblai en
pâte. Les coûts du scénario proposé pour la mine Doyon
seraient, selon une estimation sommaire, équivalents sinon
plus bas que la restauration des parcs à la fin de la vie de
la mine à l’aide de techniques conventionnelles.
Remerciements
Les auteurs tiennent à remercier, pour leur soutien, les
organismes ainsi que les personnes suivantes : programme RDC du CRSNG, le programme de bourses
d’études supérieures à incidence industrielle du CRSNG,
la mine Doyon, la Chaire industrielle CRSNG
Polytechnique-UQAT en environnement et gestion des
résidus miniers, la Chaire de recherche du Canada sur la
gestion intégrée des rejets miniers sulfureux par remblayage ainsi que les techniciens et le chimiste de l’URSTM.
Références
Aubertin, M., Chapuis, R.P., Aachib, M., Bussière, B., Ricard, J.-F., and
Tremblay, L. 1995. Évaluation en laboratoire de barrières sèches
construites à partir de résidus miniers. MEND report 2.22.2a.
Aubertin, M., Bussière, B., Barbera, J.-M., Chapuis, R.P., Monzon, M.,
and Aachib, M. 1997. Construction and instrumentation of in situ
test plots to evaluate covers built with clean tailings. In 4th
International Conference on Acid Rock Drainage. Vancouver,
Canada,Vol.2, pp. 715-730.
Benzaazoua, M., Bussière, B., and Lelièvre, J. 1998. Flottation non
sélective des minéraux sulphurés appliquée dans la gestion environnementale des rejets miniers. In Canadian Mineral Processors
Ottawa, Canada, pp. 682-695.
Benzaazoua, M., Bussière, B., Dagenais, A.M., and Archambault, M.
2004. Kinetic tests comparison and interpretation for prediction
of the Joutel tailings acid generation potential. Environmental
Geology, 46: 1086-1101.
Benzaazoua, M., Ouellet, J., Servant, S., Newman, P., and Verburg,
R. 1999. Cementitious backfill with high sulfur content: physical,
chemical and mineralogical characterization. Cement and
Contrete Research(29): 719-725.
Benzaazoua, M., Bussière, B., Kongolo, M., McLaughlin, J., and
Marion, P. 2000. Environmental desulphurization of four canadian
mine tailings using froth flotation. International Journal of Mineral
Processing, 60: 57-74.
Benzaazoua, M., Bussiere, B., Demers, I., Aubertin, M., Fried, E., and
Blier, A. 2008. Integrated mine tailings management by combining
environmental desulphurization and cemented paste backfill:
Application to mine Doyon, Quebec, Canada. Minerals
Engineering, 21(4): 330-340.
Bois, D., Benzaazoua, M., Bussiere, B., Kongolo, M., and Poirier, P.
2005. A feasibility study on the use of desulphurized tailings to
control acid mine drainage. Cim Bulletin, 98(1087): 74-74.
Bussière, B., Benzaazoua, M.,Aubertin, M., and Mbonimpa, M. 2004.
A laboratory study of covers made of low sulphide tailings to prevent acid mine drainage. Environmental Geology, 45: 609-622.
39
Bussière, B., Benzaazoua, M., Lelièvre, J., Bois, D., and Servant, S.
1998. Valorisation des résidus miniers: une approche intégrée Phase II. Rapport final soumis au Ministère des Ressources
Naturelles du Québec, MEND Program, Rouyn-Noranda,
Québec.
Ricard, J.-F., Aubertin, M., Firlotte, F.W., Knapp, R., and McMullen, J.
1997. Design and construction of a dry cover made of tailings for
the closure of Les Terrains Aurifères site, Malartic, Québec,
Canada. In 4th International Conference on Acid Rock Drainage.
Vancouver, BC,Vol.4, pp. 1515-1530.
Cruz, R., Méndez, B.A., Monroy, M., and Gonzalez, I. 2001. Cyclic
voltammetry applied to evaluate reactivity in sulfide mining residues. Applied Geochemistry, 16: 1631-1640.
Rietveld, H.M. 1993. The Rietveld Method, R.A Young, Editor.
Oxford University Press.
Demers, I. 2008. Performance d’une barrière à l’oxygène constituée de résidus miniers faiblement sulfureux pour contrôler la
production de drainage minier acide. Ph.D thesis, UQAT, RouynNoranda, Canada.
SENES 1996. Review of the use of an elevated water table as a
method to control and reduce acidic drainage from tailings,
Report MEND 2.17.1, Richmond Hill.
Demers, I., and Bussière, B. 2008. Repeatability evaluation of
instrumented column tests in acid mine drainage prediction and
cover efficiency evaluation. In 61st Canadian Geotechnical
Conference & 9th Joint CGS/IAH-CNC Groundwater
Conference. Edmonton, Canada. September 21-24, 2008.
Demers, I., Bussière, B., Benzaazoua, M., Mbonimpa, M., and Blier,
A. 2008a. Optimisation of single-layer cover made of desulphurized tailings: application to the Doyon mine tailings impoundment. In SME annual meeting 2008. Salt Lake City. 24 - 27
February.
Demers, I., Bussiere, B., Benzaazoua, M., Mbonimpa, M., and Blier,
A. 2008b. Column test investigation on the performance of
monolayer covers made of desulphurized tailings to prevent acid
mine drainage. Minerals Engineering, 21(4): 317-329.
Elberling, B., Nicholson, R.V., Reardon, E.J., and Tibble, P. 1994.
Evaluation of sulphide oxidation rates: a laboratory study comparing oxygen fluxes and rates of oxidation product release.
Canadian Geotechnical Journal, 31(3): 375-383.
Humber, A.J. 1997. Separation of sulphide minerals from mill tailings. Land Contamination and Reclamation, 5(2): 109-116.
Kongolo, M., Benzaazoua, M., De Donato, P., Drouet, B., and
Barrès, O. 2004.The comparison between amine thioacetate and
amyl xanthate collector performances for pyrite flotation and its
application to tailings desulphurization Minerals Engineering, 17:
505-515.
Lawrence, R.W., and Scheske, M. 1997. A method to calculate the
neutralization potential of mining wastes. Environmental Geology,
32(2): 100-106.
Martin, J., and Fyfe, J. 2007. Innovative closure concepts for the
Xstrata Nickel Onaping operations. In Mining and the
Environment IV Conference. Sudbury, Ontario. October 19-27,
2007, p. 119.
MEND 2001. MEND Manual, Report 5.4.2, Canmet, Ottawa,
Canada.
Ouangrawa, M., Aubertin, M., Molson, J.W., Zagury, G., and
Bussière, B. 2005. An evaluation of the elevated water table concept using laboratory columns with sulphidic tailings In
GeoSask2005: 58th Canadian Geotechnical Conference and 6th
joint IAH-CNC-CGS. Saskatoon, Saskatchewan. September 1821, 2005.
40
Développement d’outils d’évaluation du milieu
récepteur pour l’industrie minière
Yves COUILLARD1, Stéphane MASSON2,8, Alice HONTELA3, Bernadette PINEL-ALLOUL4, Caroline OLSEN5,
Louis MARTEL6, Lise PARENT7 et Peter G.C. CAMPBELL2
1. Direction de l’Évaluation Écologique, Environnement Canada, Gatineau, QC
2. INRS Eau,Terre et Environnement, INRS-ETE, Université du Québec, Québec, QC
3. Department of Biological Sciences, University of Lethbridge, Lethbridge, AB
4. Département de sciences biologiques, Université de Montréal, Montréal, QC
5. COREM, Québec, QC
6. Centre d'expertise en analyse environnementale du Québec (CEAEQ),
Ministère du Développement durable, de l'environnement et des Parcs du Québec, Québec, QC
7.Télé-Université, Université du Québec à Montréal, Montréal, QC
8. Aquarium du Québec, Québec, QC
Abstract
From 2001 to 2004, we conducted a research project to
develop tools for the ecological assessment of aquatic
environments receiving mining effluents.These tools were
designed to contribute to better define environmental discharge objectives for these types of effluents. Our project
focused on two rivers in the Abitibi-James Bay mining
region in northwestern Quebec.The most convincing results
of our research include the development of a technique for
the direct measurement of the free metal ion in solution (Cd,
Ni, Zn) ; the validation of three organisms as biomonitors of
trace metal contamination in lotic environments: the burrowing larvae of the Ephemera Hexagenia limbata, the amphipod
crustacean Hyalella azteca, the bivalve Pyganodon grandis; and
the identification of a laboratory toxicity test using the microalga Pseudokirchneriella subcapitata as a metal-sensitive assay
to test waters from the receiving environment.
Résumé
De 2001 à 2004, nous avons mené un projet de recherche visant à développer et/ou à valider des outils de diagnostic des effets écotoxicologiques des effluents miniers
dans le milieu aquatique afin de mieux définir des objectifs
environnementaux de rejets pour l’industrie minière. Ce
projet a été réalisé sur deux rivières de la région minière
de l’Abitibi-Baie-James dans le nord-ouest du Québec. Parmi
les outils diagnostiques les plus importants qui ont été développés et/ou validés, notons une technique de mesure
directe de l’ion métallique libre en solution (Cd, Ni, Zn) ;
l’utilisation de trois organismes comme biomoniteurs de
contamination métallique en milieu lotique : la larve fouisseuse de l’éphémère Hexagenia limbata, le crustacé
amphipode Hyalella azteca, le bivalve Pyganodon grandis ; et
le test de toxicité en laboratoire, sur l’eau du milieu récepteur, avec la micro-algue Pseudokirchneriella subcapitata.
Introduction
Depuis quelques années, un consensus s’est développé
dans le milieu scientifique, et incidemment auprès des gestionnaires de l’environnement, à l’effet que la gestion de la
toxicité des rejets miniers dans les lacs et rivières ne
tienne pas suffisamment compte des caractéristiques
mêmes du milieu récepteur. Les approches de gestion
basées essentiellement sur la détermination de la toxicité
des effluents miniers en laboratoire, de la persistance ainsi
que de la bioaccumulation des métaux ne représentent
pas de façon rigoureuse et élaborée ce qui survient réellement dans le milieu récepteur (Chapman 2008). Afin de
mieux identifier les impacts des activités industrielles reliées
aux métaux, une plus grande attention doit être portée
notamment à l’influence de la qualité de l’eau du milieu
récepteur sur la biodisponibilité des métaux, à l’importance
de l’ion libre métallique dans la bioaccumulation et la toxicité ainsi qu’aux effets mesurés sur les organismes indigènes des milieux récepteurs (Campbell et al. 2006). Pour ce
faire, nous proposons une approche multidisciplinaire qui
intègre les divers aspects qui caractérisent et définissent les
milieux récepteurs (hydrologie, géologie, géochimie, biologie, écologie, etc.). C’est dans cette perspective que s’inscrit
le présent projet. Les outils de diagnostic écotoxicologique
développés serviront à mieux circonscrire les impacts des
activités minières sur l’environnement aquatique.
Objectifs
L’objectif général de ce projet est de développer des outils
de diagnostic écotoxicologique qui tiennent compte des
particularités du milieu récepteur aquatique afin de contribuer à la définition d’objectifs environnementaux de rejets
pour les effluents miniers. Le développement de ces outils
s’appuie sur trois types de mesures: des mesures d’expo-
41
Développement d’outils d’évaluation du milieu récepteur pour l’industrie minière
sition, des mesures d’effets, et des mesures de relation
causale visant à établir le lien entre l’exposition et les
effets.
Les objectifs spécifiques sont :
— l’évaluation de cinq organismes comme biomoniteurs
de la présence de métaux traces dans le milieu récepteur;
la validation de la métallothionéine (MT) comme biomarqueur d’exposition et d’effet, propre aux métaux, chez
trois organismes sentinelles ;
— l’évaluation de la toxicité des effluents miniers à partir
de tests de toxicité usuels réalisés en laboratoire sur des
échantillons d’eau du milieu récepteur ;
_ le développement d’une mesure directe de la forme
cationique du métal dans un échantillon d’eau obtenu in
situ par dialyse, comme mesure d’exposition (Technique
d’échange ionique – TEI).
Méthodologie
Région d’étude
Deux rivières de la région minière de l’Abitibi-Baie-James,
au nord-ouest du Québec, ont été sélectionnées pour ce
projet, soit la rivière Colombière située près de Val d’Or
et la rivière Allard localisée près de Matagami (figure 1). La
rivière Colombière, relativement petite, ayant une largeur
de 7 m et des profondeurs variant de 1 à 3.5 m dans l’aire
d’étude, offre beaucoup de zones d’ombre produite par
les feuillages. La vitesse du courant est normalement faible,
mais peut augmenter à 0.2-0.3 m/s selon l’abondance des
pluies. La rivière Allard est une rivière plus importante
ayant une largeur variant de 75 à 300 m. Sa bathymétrie
est complexe, mais les zones peu profondes (~ 1.5 m)
dominent et représentent 80 % de la surface de cette
rivière. La vitesse du courant varie de négligeable à faible
dans la région d’échantillonnage. Les eaux littorales de
cette rivière se mélangent facilement entre elles lors des
périodes venteuses.
Les sources de contamination en métaux de ces deux
rivières proviennent à la fois du lessivage des mines abandonnées, des effluents des activités minières ainsi que des
retombées atmosphériques provenant des émissions des
cheminées des fonderies.
Echantillonnage et analyses
En 2001, une étude pilote fut réalisée afin de caractériser
le milieu d’un point de vue physico-chimique, géochimique
et biologique. Nous nous sommes également intéressés à
la mesure de métaux peu fréquemment suivis dans le
milieu récepteur. Les stations d’échantillonnage étaient distancées d’environ deux kilomètres pour maximiser les différences entre les caractéristiques physico-chimiques et
les concentrations en métaux, ainsi que pour diminuer les
risques que les organismes que nous voulions étudier fréquentent deux zones adjacentes. Les stations furent choisies sur la base de la présence d’au moins une des espè-
Figure 1 : Localisation des 22 stations d’échantillonnage sur les rivières Colombière et Allard dans la région minière de l’Abitibi-Baie-James.
42
ces sentinelles. Neuf stations ont été positionnées dans la
rivière Colombière et 13 dans la rivière Allard (figure 1).
Ces stations ont été échantillonnées entre 2002 et 2004
lors de l’étude détaillée.
Des sédiments de surface et des eaux superficielles furent
prélevés pendant les étés 2002, 2003 et 2004 à chacune
des stations. La caractérisation physico-chimique des eaux
comprenait la mesure du pH, des anions et des cations
majeurs (Ca, Mg, Na, K; Cl, NO3, SO4, PO ) ainsi que du
carbone organique dissous (COD). Le Cd, le Cu et le Zn
en phase dissoute furent mesurés de façon routinière. En
2003, 27 éléments furent suivis au niveau de plusieurs stations soient Ag, Al, As, B, Ba, Be, Bi, Cd, Co, Cr, Cu, Fe, Ga,
La, Li, Mn, Mo, Ni, Pb, Rb, Sb, Se, Sr,Tl, U,V et Zn (Couillard
et al. 2008). La quantification des métaux traces fit appel à
une gamme de techniques analytiques comprenant la
spectrométrie de masse ou d’émission couplée à un
plasma inductif et la spectrométrie d’absorption atomique
avec four au graphite ou à la flamme.
4
Les sédiments de surface oxiques (0.5 cm superficiels)
furent soumis à une extraction partielle (hydroxylamine
HCl) destinée à solubiliser les phases minérales non cristallines. Les métaux dans les digestats étaient ensuite
mesurés à l’aide des techniques analytiques décrites plus
haut.
Les anions majeurs étaient analysés par chromatographie
ionique alors que le COD l’était par spectrophotométrie
UV-visible.
La détermination des formes libres Cd2+, Ni2+ et Zn2+ dans
l’eau impliquait l’utilisation de la dialyse in situ comportant
une membrane filtrante de porosité 0.2 μ m. Ces ions
étaient par la suite mesurés à l’aide de la technique
d’échange ionique développée par Fortin et Campbell
(1998). Il s’agit d’une méthode de chromatographie ionique miniature consistant à faire passer une solution à tra-
vers une colonne de résine jusqu’à ce qu’un état stationnaire s’établisse, c’est-à-dire jusqu’à ce que la concentration des différentes espèces initialement en solution soit
égale à la concentration des différentes espèces en solution à la sortie de la colonne. L’atteinte de cet état stationnaire indique qu’un équilibre est établi entre les réactifs et
les produits formés (ions libres adsorbés sur la résine).
Une fois l’équilibre établi entre la résine et l’échantillon, on
fait expulser la solution de la résine et on la rince brièvement. Ensuite, pour déterminer la concentration de métal
lié à la résine, il suffit de lixivier la résine avec un volume
connu d’une solution acide (HNO3) pour déloger les ions
en place. L’éluat récupéré peut ensuite être analysé par
spectroscopie d’émission atomique pour déterminer la
concentration en métal. Avec le poids exact de la résine,
on peut calculer la concentration du métal sur la résine.
Connaissant la masse de résine et le coefficient de distribution du métal entre la résine et la solution, on peut calculer la concentration d’ion métallique libre:
où [Méluat] = la concentration dans l’éluat, V = le volume
de l’éluat, λo,i,pH = le coefficient de distribution (valable
pour un pH donné, une force ionique donnée, et une [Ca]
donnée), et mr = la masse de la résine.
Le CEAEQ (Centre d’expertise en analyse environnementale du Québec), en collaboration avec des scientifiques
du ministère des Ressources naturelles du Canada (CANMET), a réalisé l’étude de la toxicité d’échantillons d’eau
provenant des rivières à l’aide de différents tests de toxicité normés. Les travaux réalisés lors de la première saison
d’échantillonnage (2001) visaient à documenter les réponses obtenues à partir d’une batterie de tests de toxicité
appliquée à des échantillons d’eau provenant des rivières
E ssa is de toxicité
MicrotoxTM, inhibition de la bioluminescence, 15 minutes
R é fé ren ce
BNQ, 1987
Pseudokirchneriella subcapitata, inhibition de la croissance,
96 heures
CEAEQ, 2003
Daphnia magna, mortalité, 48 heures
CEAEQ, 2000
Ceriodaphnia dubia, inhibition de la reproduction et de la survie,
7 jours
Environnement Canada, 1992a
Oncorhynchus mykiss, mortalité, 96 heures
Environnement Canada, 1990
Pimephales promelas, inhibition de la croissance et de la survie,
7 jours
Environnement Canada, 1992b
Tableau 1 : Ensemble des tests de toxicité étudiés dans ce projet.
43
à l’étude. Ils ont aussi contribué à la sélection des stations
d’échantillonnage retenues pour l’étude intensive (2002 à
2004).
La batterie de tests de toxicité appliquée lors des différentes
saisons d’échantillonnage était composée de : (1) test
MicrotoxTM ; (2) test d’inhibition de croissance de l’algue P.
subcapitata (anciennement Selenastrum capricornutum); (3)
test de létalité avec le microcrustacé D. magna; (4) test de
reproduction et de survie avec le microcrustacé C. dubia; (5)
test de létalité avec la truite Arc-en-ciel (O. mykiss); (6) test
de croissance et de survie avec le méné Tête-de-boule (P.
promelas). Le tableau 1 complète la description de ces tests.
Espèces sentinelles
On entend par sentinelle, une espèce dont l’utilisation
dans un suivi environnemental permet d’estimer le degré
de contamination/dégradation d’un écosystème. Cinq
espèces ont été étudiées: (1) un organisme filtreur : le
mollusque bivalve Pyganodon grandis; (2) un organisme
fouisseur des sédiments: la larve de l’éphémère Hexagenia
limbata; (3) un organisme épibenthique: l’amphipode
Hyalella azteca; (4 et 5) deux espèces de poissons, soit le
grand brochet du nord Esox lucius et le doré jaune
Stizostedion vitreum. La sélection de ces espèces reposait à
la fois sur leur présence dans les rivières, leur relative
sédentarité, la facilité à les échantillonner, leur tolérance
aux métaux, leur capacité à bioaccumuler les métaux, leur
capacité à synthétiser de la métallothionéine, et selon les
données que nous possédions, leur physiologie et leur
comportement.
Les travaux sur le terrain comprenaient le prélèvement
d’organismes indigènes, et pour P. grandis et H. azteca, des
expériences de transplantation à un ensemble de stations
formant un gradient environnemental en métaux. Les tissus mous des organismes récoltés étaient homogénéisés ;
un sous-échantillon d’homogénat était destiné à la détermination des métaux tissulaires et un autre sous-échantillon faisait l’objet d’une analyse en métallothionéine à l’aide
d’une méthode de saturation métallique au Hg (la MT ne
fut pas analysée dans H. azteca). Les détails des méthodes
d’analyse de la MT et des métaux tissulaires sont présentés dans Masson et al. (2005), ainsi que dans Couillard et
al. (1993). La validation de la métallothionéine (MT)
comme biomarqueur d’exposition et d’effet chez trois organismes sentinelles (moule, éphémère et brochet) impliquait l’analyse des relations entre la concentration tissulaire en MT, la concentration des métaux dans le milieu
naturel (eau et sédiment), ainsi que dans les tissus des trois
espèces sentinelles.
44
Résultats et interprétation
Gradients de contamination
Les rivières Colombière et Allard affichaient des gradients
de concentration pour plusieurs solutés, entre autres le
Zn, le Cd, le Cu, le Ca et le SO4. Par exemple, les concentrations en métaux dissous variaient de la façon suivante
( μ g • L-1): Colombière – Cd: 0.022-0.153; Cu: 1.6-17.2; Zn:
0.0-53.9; Allard – Cd: 0.026-0.087; Cu: < limite de détection-4.7; Zn: 2.7-59.5. Les stations de référence se démarquaient bien de celles contaminées en métaux qui étaient
situées plus près des effluents miniers. Dans chacune des
deux rivières, on pouvait observer les gradients de contamination en métaux tout au long de la période estivale et
ce, pour toutes les années d’étude. Les concentrations en
métaux étaient mesurées dans les sédiments et dans l’eau
(pour de plus amples détails, voir Masson et al. 2005).
Outre le Zn, le Cd et le Cu, nous nous sommes intéressés
à d’autres métaux moins fréquemment mesurés dans le
milieu naturel. Des gradients ont été observés dans les
rivières Colombière et Allard pour 27 éléments en phase
dissoute (énumérés en méthodologie) (Couillard et al.
2008). Dans la rivière Allard par exemple, les résultats
obtenus ont démontré une contamination importante en
sélénium issu de l’effluent minier. Dans la même rivière, les
stations d’échantillonnage témoin et éloignées de l’effluent
avaient des concentrations dissoutes en lanthane plus élevées que celles mesurées dans l’eau de l’effluent minier
(tableau 2). Ces observations montrent l’importance d’estimer le bruit de fond biogéochimique du milieu récepteur
dans le cadre d’études de suivi pour l’industrie minière
(Couillard et al. 2008).
Mesures des ions libres Cd2+, Ni2+ et Zn2+
Pour les rivières Allard et Colombière, on observe un gradient pour les ions libres similaire à celui observé pour les
éléments dissous dans l’eau et ceux mesurés dans les sédiments. À titre d’exemple, la figure 2 illustre la variation spatiale de l’ion Cd2+ observée dans la rivière Allard lors de
deux campagnes d’échantillonnage estivales en 2002.
Aucun gradient en Ni2+ n’est observé pour cette rivière.
2+
Cependant, pour les deux rivières, la proportion de Cd et
de Zn2+ libres par rapport au métal dissous est plus importante près des effluents miniers, et c’est le même phénomène qui se répète pour le Ni2+ dans la rivière Allard. Les
proportions de tous les ions métalliques libres diminuent
en aval et en amont du point de rejet des effluents
miniers. En valeur absolue, ces proportions varient à travers les campagnes et les années, mais les gradients sont
toujours localisés aux mêmes endroits. Les paramètres
physico-chimiques les plus reliés aux variations des proportions d’ions libres près des sites miniers sont le calcium
(principal) et les sulfates.
Afin de valider la méthode développée qui consiste à
mesurer directement les concentrations des cations
métalliques libres à l’aide de la technique d’échange ionique (TEI) dans l’eau du milieu récepteur dialysée in situ,
les résultats obtenus seront comparés aux estimations
obtenues par des modèles de spéciation en solution qui
tiennent compte des caractéristiques spécifiques des eaux
réceptrices.
Études de toxicité
Lors de l’étude pilote durant laquelle une batterie de tests
de toxicité a été appliquée sur les eaux du milieu récepteur, seul le test d’inhibition de la croissance de P. subcapitata (CEAEQ 2003) a donné des résultats valables. De
plus, seuls les échantillons d’eau obtenus par dialyse in situ
ont permis de mettre en évidence de la toxicité. C’est
donc ce test qui a été retenu pour l’étude détaillée. La
figure 3 présente le suivi spatio-temporel de l’inhibition de
la croissance de P. subcapitata pour la rivière Allard. On y
constate la présence d’une relation entre la toxicité et la
position de la station dans l’axe amont-aval par rapport au
point de rejet de l’effluent minier. Une prochaine analyse
visera à établir des relations entre la réponse des tests de
toxicité et les mesures de métaux dans le milieu récepteur
et dans les espèces sentinelles.
M étal
Organismes sentinelles
Des régressions linéaires ont été établies entre la concentration en métallothionéine (MT) et les concentrations en
métaux tissulaires chez l’éphémère, la moule et le brochet.
Une relation positive et significative entre la MT et le cadmium a été observée pour les trois espèces sentinelles
(P£0.05; Masson et al. 2005). La MT ne fut pas mesurée
dans l’amphipode H. azteca mais les concentrations de
métaux mesurées dans les organismes transplantés répondaient fidèlement aux gradients de contamination de
douze éléments (As, Cu, La, Mn, Ni, Sb, Se, Tl, U, V, Zn, et
Cr; P£0.05; Couillard et al. 2008). Pour le bivalve P. grandis,
les résultats intéressants ci-dessus sont assombris par le
fait que l’espèce présentait de faibles densités d’individus
et une répartition hétérogène des populations dans les
rivières. Cependant, dans une étude comparative réalisée
dans les lacs et rivières, on a clairement constaté que les
deux espèces sentinelles H. limbata et P. grandis synthétisaient la MT en réponse à l’accumulation du cadmium
(Masson et al., en préparation). Cette étude a d’ailleurs
montré que la synthèse de MT semble plus importante en
rivière qu’en lac et que le manganèse apparaît être un facteur important dans l’accumulation du cadmium chez
l’éphémère. Quant aux poissons étudiés, la mobilité des
individus dans ces écosystèmes constitue un obstacle
important à leur utilisation comme biomoniteurs.
A u point de
rejet d e
l’effluent
S ite 5
S ite 9
S ite 12
S ite imm é diatem ent en a mont du
point de rejet de l’effluent
Se
86
13
2.8
0.78
0.23
La
0.14
0.79
0.94
0.99
0.80
Tableau 2 : Variations spatiales du Se et du La dissous (µg•L-1; filtration sur membrane 0.45 µm) dans la rivière Allard recevant l’effluent d’un parc à
résidus miniers (adapté de Couillard et al. 2008).
Figure 2 : Évolution spatiale du cadmium libre évalué par TEI pour la rivière Allard en 2002. C1 : campagne d’échantillonnage tenue au début
de l’été; C2 : campagne d’échantillonnage tenue à la fin de l’été.
45
Figure 3 : Suivi spatio-temporel de l’inhibition de la croissance de l’algue P. subcapitata (CEAEQ 2003) exposée à des échantillons d’eau de la rivière
Allard obtenus par dialyse in situ (C1 à C4: campagnes d’échantillonnage réalisées à l’été et à l’automne 2003)
Outils de diagnostic des effets écotoxicologiques
des effluents miniers
Dans le cadre du programme canadien d’évaluation des
techniques de mesure d’impacts en milieu aquatique
(«Aquatic Effects Technology Evaluation Program» ou
AETE), coordonné par Ressources naturelles Canada
(CANMET), quatre questions guident le développement
d’outils pour évaluer adéquatement l’impact des effluents
miniers sur le milieu récepteur :
— Les métaux ont-ils atteint le milieu récepteur ?
— Si oui, y sont-ils biodisponibles ?
— Y a-t-il une réponse biologique dans le milieu récepteur ?
— Si oui, l’effluent en est-il responsable ?
Nous croyons que les différents outils développés et/ou
validés dans le présent projet de recherche permettent
d’apporter des réponses à ces questions. À la lumière des
résultats obtenus, les outils les plus pertinents sont présentés au tableau 3. Il est à noter que certains éléments présentés dans ce tableau sont encore sous analyse et seront
publiés ultérieurement tels que les études sur les communautés benthiques, celles portant sur des populations
d’éphémères, et celles traitant des relations causales. Enfin,
tous les outils diagnostiques d’exposition, d’effet ou de
relation causale devront être analysés sous l’angle de leur
contribution au développement d’une approche d’évaluation du risque écotoxicologique des rejets miniers, approche basée sur le poids des évidences.
46
Conclusions
et recommandations
Nos travaux suggèrent fortement à l’opérateur minier de
faire le suivi de manière plus fréquente de plusieurs
métaux peu mesurés dans l’effluent minier, tel que le Se.
Cet oligo-élément montre une marge étroite entre les
concentrations résultant en une carence et celles produisant une toxicité (Chapman 1999). Du reste, plusieurs
appareils ont la capacité de faire rapidement une lecture
séquentielle de nombreux métaux dans un échantillon
d’eau. Des contrôles de qualité sont bien sûrs requis
incluant des blancs de terrain et des témoins méthodologiques, ainsi que des optimisations de méthode.
L’évaluation des métaux dans le milieu récepteur devrait
être réalisée en tenant compte de leurs différentes formes
(libre, dissous et particulaire) et ne devrait pas être réalisée uniquement sur la concentration totale de ces derniers. De plus, certaines caractéristiques physico-chimiques (ex: [Ca] et [Mn] dissous, etc.) doivent être évaluées
parallèlement aux métaux en raison de l’influence de ces
ions majeurs sur la prise en charge de certains métaux traces (Masson et al. 2005; Masson et al. en prép.).
Cette recherche a démontré l’utilisation prometteuse de
la larve de l’éphémère Hexagenia limbata et de l’amphipode Hyalella azteca comme biomoniteurs de contamination métallique en milieu aquatique récepteur. L’emploi du
bivalve Pyganodon grandis peut être envisagé dans des
Q uestions
Les métaux ont-ils atteint le milieu récepteur ?
O utils
• [Métaux]-libres, [Métaux]-dissous, [Métaux]-particulaires
(Comparaison entre les différentes stations du milieu
récepteur en aval d’un effluent minier et les stations de
référence).
Les métaux sont-ils biodisponibles ?
• [Métaux]-tissulaires et [métallothionéine] chez Hexagenia
limbata comme espèce sentinelle (Comparaison entre les
différentes stations du milieu récepteur en aval d’un effluent
minier et les stations de référence). (Masson et al. en prép.;
Michaud et al. 2005).
• [Métaux]-tissulaires chez Hyalella azteca comme espèce
sentinelle; approche par transplantation (Comparaison entre
les différentes stations du milieu récepteur en aval d’un
effluent minier et les stations de référence) (Couillard et al.
2008).
• Dosage des ions métalliques libres par la technique d’échange
ionique (TEI).
• Calcul des concentrations en ions métalliques libres (ex. : avec
le logiciel WHAM – voir Tipping (1998)).
Y-a-t-il une réponse biologique dans le milieu
récepteur ?
• Modification des communautés benthiques (Comparaison
entre les différentes stations du milieu récepteur en aval d’un
effluent minier et les stations de référence)
• Expérience de transplantation de moules P. grandis dans
différentes stations suivant un gradient de contamination.
• Étude de population de l’éphémère Hexagenia limbata à
différentes stations suivant un gradient de contamination.
L’effluent minier est-il responsable de la
réponse biologique dans le milieu récepteur ?
• Test de toxicité avec l’algue Pseudokirchneriella subcapitata
réalisé en laboratoire sur l’eau du milieu récepteur obtenu
après dialyse in situ.
• Distribution « amont – aval » de l’intensité des mesures
d’effets.
• Recherche du ou des agents causaux par une approche
expérimentale de type TIE «Toxicity Identification
Evaluation».
Tableau 3 : Outils diagnostiques proposés pour évaluer l’impact écotoxicologique d’un effluent minier dans une rivière.
expériences de transplantation (ex.: Perceval et al. 2006, et
le déploiement du présent projet) se déroulant de la
période s’étirant entre le printemps et l’automne. La comparaison entre les résultats obtenus dans le présent projet
(rivières) et ceux de nos études antérieures (lacs) montre
d’ailleurs l’utilité de l’éphémère et de la moule comme
biomoniteurs et de la MT comme biomarqueur de contamination métallique.
Les outils développés dans ce projet, sur des bases scientifiques solides, pourront contribuer à la définition de nor-
mes de rejets miniers en tenant compte du milieu récepteur. De plus, ils permettront une diminution des coûts
associés au suivi environnemental associé aux opérations
minières, étant donné l’intégration des connaissances
qu’ils fournissent.
Références
[BNQ] Bureau de normalisation du Québec. 1987. Eauxdétermination de la toxicité. Méthode avec la bactérie bioluminescente Photobacterium phosphoreum. NQ 3600-205.
47
Gouvernement du Québec. Ministère de l’industrie et du
commerce.
Campbell PGC, Chapman PM, Hale BA. 2006. Risk assessment of metals in the environment. Dans: Hester RE,
Harrison RM. (éds). Issues in Environmental Science and
Technology, No. 22. Chemicals in the Environment:
Assessing and Managing Risk. Royal Society of Chemistry,
Cambridge, pp. 102–131.
[CEAEQ] Centre d’expertise en analyse environnementale du Québec. 2003. Détermination de la toxicité: inhibition de la croissance chez l’algue Selenastrum capricornutum. MA.500-S.cap. 2.0, Ministère de l’Environnement du
Québec, 26 p.
[CEAEQ] Centre d’expertise en analyse environnementale du Québec. 2000. Détermination de la toxicité létale
chez la daphnie, Daphnia magna. Centre d’expertise en
analyse environnementale du Québec. Ministère de
l’Environnement, MA 500 - D.mag. 1.0 (édition 2000).
Fortin C, Campbell PGC. 1998. An ion-exchange technique for free-metal ion measurements (Cd2+, Zn2+): applications to complex aqueous media. Internat. J. Environ.
Anal. Chem. 72: 173-194.
Masson S, Couillard Y, Campbell PGC, Olsen C, PinelAlloul B, Perceval O. Responses of two sentinel species
(Hexagenia limbata - mayfly; Pyganodon grandis - bivalve)
along spatial cadmium gradients in northern Québec
rivers and lakes (en préparation).
Masson S, Campbell PGC, Olsen C, Martel L, Pinel-Alloul
B, Méthot G, Hontela A. 2005. Réponses de trois espèces
sentinelles aquatiques à la contamination en métaux
traces dans deux rivières de l’Abitibi, Québec. Rev. Sci. Eau.
18: 143-160.
Michaud AL, Hare L, Campbell PGC. 2005. Exchange rates
of cadmium between a burrowing mayfly and its surroundings in nature. Limnol. Oceanogr. 50: 1707-1717.
Chapman PM. 2008. Environmental risks of inorganic metals and metalloids: a continuing, evolving scientific odyssey.
Human Ecol. Risk Assess. 14: 5-40.
Perceval O, Couillard Y, Pinel-Alloul B, Campbell PGC.
2006. Linking changes in subcellular cadmium distribution
to growth and mortality rates in transplanted freshwater
bivalves (Pyganodon grandis). Aquat.Toxicol. 79: 87-98.
Chapman PM. 1999. Selenium – A potential time bomb or
just another contaminant. Human Ecol. Risk Assess. 5:
1123-1138.
Tipping E. 1998. Humic ion-binding Model VI: an improved
description of the interactions of protons and metal ions
with humic substances. Aquat. Geochem. 4: 3-48.
Couillard Y, Grapentine LC, Borgmann U, Doyle P, Masson
S. 2008. The amphipod Hyalella azteca as a biomonitor in
field deployment studies for metal mining. Environ. Pollut.
156: 1314-1324.
Couillard Y, Campbell PGC, Tessier A. 1993. Response of
metallothionein concentrations in a freshwater bivalve
(Anodonta grandis) along an environmental cadmium gradient. Limnol. Oceanogr. 38: 299-313.
Environnement Canada. 1990. Méthode d’essai biologique:
méthode de référence pour la détermination de la létalité
aiguë d’effluent chez la truite arc-en-ciel. Série de la protection de l’environnement. Environnement Canada. Juillet
1990. SPE 1/RM/13.
Environnement Canada. 1992a. Méthode d’essai biologique: essai de reproduction et de survie sur le cladocère
Ceriodaphnia dubia. Série de la protection de l’environnement. Février 1992. SPE 1/RM/21.
Environnement Canada. 1992b. Méthode d’essai biologique: essai de croissance et de survie sur des larves de
tête-de-boule. Série de la protection de l’environnement.
Février 1992. SPE 1/RM/22.
48
Restauration du système minier Lorraine, Latulipe,
Quebec : Résultats de 10 ans de suivi
Bruno BUSSIÈRE1,a,*, Robin POTVIN1,a, Anne-Marie DAGENAIS2,
Michel AUBERTIN3, Abdelkabir MAQSOUD1, Johanne CYR4
1. Chaire industrielle CRSNG Polytechnique-UQAT en environnement et gestion des rejets miniers,
UQAT, Rouyn-Noranda, Québec, Canada
2. Golder Associés, Montréal, Québec
3. Chaire industrielle CRSNG Polytechnique-UQAT en environnement et gestion des rejets miniers,
École Polytechnique, Montréal, Québec, Canada
4. Ministère des Ressources naturelles et de la Faune du Québec, Canada
a : Chaire de recherche du Canada sur la restauration des sites miniers abandonnés
Résumé
Le gisement polymétallique de la mine Lorraine (Latulipe,
Québec), exploité de 1964 à 1968, a généré environ
600 000 tonnes de résidus miniers potentiellement générateurs d’acide. Ces résidus ont été entreposés dans un
parc d’une superficie de 15,5 hectares. Le parc a été laissé
à l’abandon pendant environ 30 ans. Durant cette période,
les réactions d’oxydation des sulfures contenus dans les
rejets miniers se sont enclenchées, ce qui a conduit à la
génération de drainage minier acide (DMA), dont les traces sont principalement observées dans le secteur sud du
parc. Afin de réduire les impacts sur l’environnement, des
travaux de restauration ont été entrepris à l’été 1998.
L’approche de restauration préconisée inclut la construction d’une couverture avec effets de barrière capillaire
(CEBC) pour limiter la migration de l’oxygène jusqu’aux
résidus réactifs. En plus de la CEBC, un système de traitement passif, constitué de drains dolomitiques (3) et calcique (1), a été mis en place pour améliorer la qualité de
l’eau des exfiltrations du site. Les mesures effectuées sur le
site montrent qu’après une période transitoire de deux
ans, la CEBC est efficace pour limiter la migration de l’oxygène. Les flux mesurés sont inférieurs à l’objectif de design, qui était de l’ordre de 20 à 40 g d’O2/m2/an. Malgré la
bonne performance de la CEBC, l’eau qui sort du site
(avant traitement passif) ne respecte toujours pas les critères de rejets québécois; cependant, une amélioration
notable a été observée au cours des deux dernières
années. Grâce aux drains dolomitiques, on améliore significativement la qualité de l’eau de l’effluent final, sans toutefois respecter tous les critères.
Introduction
La restauration des sites miniers générateurs de drainage
minier acide (DMA) est probablement le défi environnemental le plus important auquel doit faire face l’industrie
minière québécoise, canadienne et mondiale (Ritcey, 1989;
MEND, 2001; Aubertin et al., 2002; Bussière, 2007). La res-
tauration de sites abandonnés ayant déjà généré du DMA,
pour une période plus ou moins longue, est encore plus
compliquée que celle des sites actifs en fin d’opération
(Bussière et al., 2005). Un des aspects importants qui distingue les sites abandonnés par rapport aux sites existants
est la qualité de l’eau interstitielle. En présence de sulfures,
l’oxydation dans les rejets durant les années d’exposition
peut avoir contaminé de façon significative la qualité de
l’eau interstitielle; on peut alors y mesurer des pH inférieurs à 4, des teneurs élevées en sulfates et en métaux
(de l’ordre du millier de ppm) tels le fer, le zinc, le cuivre,
le nickel, l’arsenic, etc. (voir Aubertin et al., 2002, pour des
exemples concrets). Les fortes teneurs en fer et les faibles
pH peuvent alors entraîner une oxydation indirecte des
minéraux sulfureux. Les réactions d’oxydation peuvent
ainsi se poursuivre pendant un certain temps, même si l’on
limite l’apport en oxygène par la mise en place d’une barrière constituée de sols (telle une couverture avec effets
de barrière capillaire - CEBC) ou d’eau (e.g. Gleisner et al.,
2006). Dans le cas des sites abandonnés, il faut non seulement empêcher une nouvelle contamination mais aussi
s’occuper de la contamination antérieure. Ainsi, il est généralement nécessaire de prévoir un système de traitement
afin, éventuellement, de décontaminer l’eau qui va sortir
des pores des rejets. Pour ce faire, on peut avoir recours
à un traitement passif plutôt qu’à un traitement chimique
actif (Bussière et al., 2005; Neculita et al., 2007).
Même si les spécificités associées à la restauration des sites
miniers abandonnés générateurs d’acide ont été identifiées, il existe relativement peu de cas de suivi à long
terme (10 ans et plus) de tels sites restaurés avec des
méthodes éprouvées de réhabilitation. Dans le présent
papier, on présente les résultats du suivi d’un site générateur de DMA (abandonné pendant plusieurs années) qui
a été restauré par le ministère des Ressources naturelles
et de la Faune (MRNF), à la fin des années 1990, soit le site
Lorraine. Après une description du site et de l’approche
de restauration appliquée, on présente les principaux
résultats de suivi mesurés depuis 1999. Les résultats pré-
49
Restauration du système minier Lorraine, Latulipe, Quebec : Résultats de 10 ans de suivi
sentés sont de deux ordres : le comportement hydrogéologique du recouvrement et sa capacité à limiter la migration de l’oxygène et l’évolution de la qualité des eaux, avant
et après le traitement passif, à l’aide des drains dolomitiques.
Enfin, des liens entre les deux types de résultats sont discutés, et on termine par une description sommaire des
principaux travaux en cours et à venir sur le site.
Site lorraine
Localisation et historique de l’ancienne mine
Lorraine
L’ancienne mine Lorraine est située à mi-distance entre les
villages de Belleterre et de Latulipe, dans la région du
Témiscamingue au Québec, à environ 130 km de RouynNoranda (figure 1).
Le gisement de la mine Lorraine a été découvert en 1961
par prospection de surface (Lulin, 1990). La mine, en opération entre 1964 et 1968, a produit un minerai contenant
du cuivre, du nickel, de l’or et de l’argent (Lavergne, 1985).
Les minéraux sulfureux présents dans la zone minéralisée
sont principalement la chalcopyrite, la pyrite, la pyrrhotite
et la pentlandite. La proportion des minéraux sulfureux
dans les rejets est d’environ 10 %. On ne retrouve pratiquement pas de minéraux carbonatés dans la gangue. Le
potentiel net de neutralisation (PNN) des rejets, évalué à
l’aide d’essais statiques, donne une valeur de -199,7 kg
d’équivalent CaCO3/t (Bernier, 1996), confirmant la pro-
pension des rejets à générer du DMA (note : on considère habituellement qu’un rejet minier ayant un PNN inférieur à -20 kg d’équivalent CaCO3/t est générateur
d’acide; e.g. SRK, 1989).
Au cours de son exploitation, le gisement Lorraine a
généré environ 600 000 tonnes de résidus miniers (ou
rejets de concentrateur), qui ont été entreposés dans un
bassin couvrant une superficie d’environ 15,5 hectares.
L’épaisseur de résidus miniers accumulés sur le site varie
de quelques centimètres, au nord, jusqu’à 6 m d’épaisseur,
au sud. Une partie de ce parc à résidus est sous le niveau
phréatique, mais une grande partie des résidus du parc
sont non saturés (principalement près des digues perméables au sud du parc à résidus, voir la vue en plan du site
de la figure 1). Les résidus de la zone non saturée ont été
exposés à l’atmosphère pendant environ 30 ans, amenant
l’enclenchement des réactions d’oxydation des sulfures et
la génération d’un lixiviat acide au pied des digues. Plus
d’informations concernant le parc à résidus du site
Lorraine peuvent être trouvées dans Nastev et Aubertin
(2000), Dagenais et al. (2001, 2002, 2005), Bernier (2002),
Dagenais (2005) et Potvin (2009).
Restauration du site
Suite à une série d’études, le ministère des Ressources
naturelles et de la Faune (MRNF) a entrepris, en 1998, un
programme de réhabilitation du site, visant à contrôler la
génération du DMA et à limiter les dégâts causés par les
épanchements de rejets générateurs d’acide. Le plan de
restauration comprenait plusieurs étapes, incluant princi-
Figure 1 : Localisation du site minier Lorraine (tirée de Fontaine 1999) et vue en plan du site avant la restauration (tirée de Nastev et Aubertin,
2000).
50
palement la construction d’une couverture à effets de barrière capillaire (CEBC) ainsi que la construction de drains
dolomitiques (3) et calcaire (1) situés aux effluents finaux.
• La couverture à effets de barrière capillaire CEBC
La CEBC mise en place au site Lorraine est formée de
trois couches de matériaux meubles soit, de la base au
sommet (Aubertin, 1996; voir figure 2) : un bris capillaire
de 0,3 m d’épaisseur composé de sable, 0,5 m de silt agissant comme couche de rétention d’eau et une couche
protectrice faite de sable avec gravier de 0,3 m d’épaisseur
(Aubertin, 1996 ; Nastev et Aubertin, 2000). Selon la classification USCS (Holtz et Kovacs, 1981), le matériau fin
constituant la couche de rétention d’eau est un silt inorganique non plastique (ML). Le pourcentage de particules de
taille inférieure à 80 microns est typiquement supérieur à
70 %, alors que le D10 est de l’ordre de 1 à 2 μm. Les essais
réalisés sur des échantillons ayant une porosité (n) similaire à celle des résidus en place (soit de l’ordre de 0,4 à
0,5) ont donné des valeurs de conductivité hydraulique
saturée (ksat) comprises entre 10-5 et 10-6 cm/s. Quant à la
capacité de rétention d’eau du matériau, la pression d’entrée d’air (ψa) mesurée à l’aide d’essais de succion est de
plus de 2 m d’eau. Le matériau granulaire utilisé dans la
couche de bris capillair de bris capillaire du bas est un
sable uniforme (SP-SM) contenant un peu de particule silteuse (moins de 10 % des particules < 80 μm) ; le D10 du
sable varie entre 60 et 150 μm. La valeur de ksat mesurée
sur le sable est de l’ordre de 7x10-3 cm/s pour une porosité similaire à celles observées sur le terrain (n d’environ
0,35). La pression d’entrée d’air ψa mesurée au laboratoire
est de 25 cm d’eau. Le matériau de la couche supérieure
n’a pas été caractérisé en détails, puisque le matériau est
très similaire à celui de la couche de bris capillaire du bas,
à l’exception de la présence de cailloux. On considère ici
que les cailloux ne devraient pas modifier de façon significative les propriétés du sable. Plus d’informations concernant le design, la construction et la caractérisation des
matériaux constituant la CEBC peuvent être trouvées
dans Nastev et Aubertin (2000), Dagenais et al. (2001,
2002) et Dagenais (2005).
Figure 2 : Configuration de la CEBC et emplacement des stations de monitoring (tiére de Dagenais, 2005).
51
• Le traitement passif des exfiltrations
Même si la couverture multicouche, qui sert de barrière à
l’oxygène, empêche l’oxydation directe des résidus miniers
de se poursuivre, le DMA généré avant son installation
doit être traité. C’est ici que les drains dolomitiques
entrent en jeu. En 1998, trois drains dolomitiques (Dol-1,
2, 3) ont été construits au sud du parc à résidus, en aval
de la digue, afin de traiter les exfiltrations contaminées par
le DMA collecté au pied de la digue. Un quatrième drain
calcaire, rempli de marbre (98,2 % calcite; Cal-1), a été
construit au bas de la digue située à l’ouest du site
(Bernier et al., 2002). Étant donné la configuration du site,
ce dernier drain intercepte peu (ou pas) de DMA, et il est
donc difficile de le comparer aux drains dolomitiques et
de juger de ses performances. Pour ces raisons, les résultats associés à ce drain ne seront pas discutés davantage
dans ce document.
Comme mentionné, les drains dolomiques du site
Lorraine sont des tranchées remplies de pierres dolomitiques grossières (particules comprises entre 10 et 100
mm), et dont les parois sont constituées d’un matériau silteux à faible conductivité hydraulique saturée (par rapport
au matériau du drain). La tranchée est isolée, sur le dessus, par un géocomposite bentonitique recouvert de sol,
qui en assure l’étanchéité. L’effluent acide s’écoule dans le
drain par gravité, et l’effluent neutralisé est évacué par un
tuyau qui s’écoule directement dans l’environnement. Les
trois drains ont une section d’environ 1,5 m? et des longueurs de 65, 69 et 55 m respectivement pour Dol-1, Dol2 et Dol-3. La position des drains et des puits d’échantillonnage sur le site est indiquée à la figure 2. Des coupes
longitudinale et transversale du drain dolomitique 3 (Dol3) sont présentées à la figure 3 (schéma représentatifs des
deux autres drains). Le temps de rétention hydraulique
Figure 3 : Coupes longitudinales et transversales du drain dolomitique Dol-3 (d’après Fontaine, 1999).
52
des drains a été estimé à l’aide de tests de traceurs
(Maqsoud et al., 2007a). Les résultats ont montré que,
pour les drains Dol-1 et Dol-2, le temps de rétention
moyen dans le drain varie entre 700 et 2 000 minutes,
selon les débits à l’entrée du drain. Quant au Dol-3, des
problèmes sérieux d’écoulement sont observés depuis
2002, et il n’a pas été possible de déterminer le temps de
rétention hydraulique à l’aide d’essais de traceur.
Instrumentation et suivi
La CEBC a été instrumentée en 1999, afin de suivre sa
performance. La sélection et la position des instruments
ont été basées sur des études réalisées en laboratoire et
en cellules expérimentales au cours des années précédentes (Aubertin et al., 1997; 1999; Bussière, 1999; Bussière et
al., 2007). Les paramètres mesurés dans les différentes
couches de la CEBC sont la teneur en eau volumique et
la succion matricielle. La mesure de ces deux paramètres
permet d’observer les effets de barrière capillaire et d’évaluer l’efficacité du recouvrement à limiter les flux d’oxygène. La teneur en eau volumique est mesurée par la
méthode de réflectométrie dans le domaine du temps
(TDR pour Time Domain Reflectometry), qui utilise la propagation d’ondes électromagnétique pour mesurer la
constante diélectrique qui est liée à la teneur en eau volumique du milieu. La succion est mesurée par des blocs
Watermark de la compagnie Irrometer. Le principe est
basé sur la mesure de la résistance électrique du milieu en
fonction de sa teneur en eau. Le bloc, inséré dans le sol en
équilibre avec les conditions environnantes, indique une
résistance qui est reliée à la succion. Ces deux types
d’équipement ont été utilisés avec succès par les auteurs,
au cours des années, pour évaluer le comportement
hydrogéologique in situ de la CEBC (Aubertin et al., 1995;
Ricard et al., 1997; Bussière et al., 2007 ; Maqsoud et al.,
2007b). Après neuf années d’opération, une mise à jour de
l’équipement a été nécessaire, puisqu’environ 45 % des
équipements étaient inopérants. Cette mise à jour a
consisté à remplacer plusieurs sondes TDR et quelques
blocs Watermark aux stations de mesure existantes et à
ajouter 5 stations de mesures dans la portion sud du parc,
près des digues et des drains. Les nouvelles stations sont
identiques aux anciennes, en termes de configuration, à
l’exception du fait que des sondes Ech2O ont été utilisées
pour mesurer les teneurs en eau volumique. Seuls les
résultats de l’instrumentation placée en 1999 sont présentés et analysés dans le cadre de cet article.
Au total, vingt stations instrumentées ont été installées en
1999, selon 3 axes et espacées de 50 m. Leur emplacement est présenté sur un schéma du site à la figure 4.
Chaque station comporte quatre sondes TDR et quatre
sondes Watermark. Une sonde TDR et une sonde
Figure 4 : Positionnement des instruments sur le terrain dans la CEBC (Fabre, 2008).
Watermark sont posées horizontalement au milieu de
chaque couche de sable (Niveaux 1-1 et 3-1 de la figure
4). Deux instruments de chaque type sont également installés horizontalement dans la couche de silt à 10 cm et à
25 cm de l’interface supérieure sable-silt (Niveaux 2-1 et
2-2 de la figure 4).
La fréquence de mesures pour la teneur en eau volumique et la succion est de l’ordre de 4 à 8 fois par année. La
même fréquence a été adoptée pour les mesures de
débits et de qualité d’eau aux influents et effluents des
drains dolomitiques.
En plus de l’instrumentation installée dans la CEBC, 8 piézomètres ont été mis en place, afin de suivre les niveaux
piézométriques sur le parc à résidus miniers (Maqsoud et
Bussière, 2008). Des tests ponctuels de consommation
d’oxygène ont aussi été réalisés sur le site, afin d’évaluer
les flux d’oxygène traversant la CEBC (Dagenais, 2005).
Enfin, l’évolution de la végétation est suivie à tous les deux
ans (Trépanier et al., 2006). Dans le cadre du présent article, on s’attardera principalement au comportement
hydrogéologique de la CEBC et à la qualité de l’eau à la
sortie des drains dolomitiques. L’écoulement de l’eau sous
la couverture ainsi que les résultats des essais de consommation d’oxygène et de suivi de la végétation ne seront
pas abordés ici.
53
Figure 5 : Mesures de la succion dans les différentes couches de la CEBC aux stations A3, A7 et B5.
Comportement
hydrogéologique de la CEBC
Cette section présente des résultats typiques, qui permettent d’apprécier le comportement hydrogéologique du
recouvrement ainsi que sa performance à limiter la migration de l’oxygène de l’atmosphère vers les rejets réactifs.
Plus spécifiquement, l’emphase sera mise sur trois stations
: A3, A7 et B5 (voir figure 2 pour la localisation). La station
A3 est représentative du comportement dans une zone
où la CEBC est ennoyée de façon permanente, la station
A7 a un comportement qui varie (parfois ennoyé, parfois
non saturée; voir figure 1), alors que la station B5 est en
conditions non saturées en tout temps. La sélection des
stations représentatives est également basée sur la fonctionnalité des appareils de mesure, depuis la mise en place
des équipements en 1999 jusqu’à aujourd’hui. Les résultats
complets peuvent être consultés dans Dagenais (2005),
pour les autres stations et pour les premières années de
suivi (de 1999 à 2003).
Mesure de la succion
Les résultats de mesures de succion, présentés à la figure
5, montrent des comportements différents à la station 11, localisée dans la couche de bris capillaire (couche infé-
54
rieure). Pour la station située dans la zone où on suspecte
un ennoiement (station A3), les succions ont été constamment inférieures à 2 kPa, confirmant que la nappe phréatique est située près ou dans la CEBC. Pour la station A7,
située à la limite de la zone ennoyée, les succions sont
relativement faibles (mais plus élevées que celles mesurées à la station A3), variant entre 0 et 5 kPa. Les succions
mesurées à la station B5 sont habituellement comprises
entre 2 et 11 kPa (appareil défectueux à partir de 2002),
confirmant que l’on se situe dans une zone du parc où on
retrouve des conditions non saturées.
Au niveau de succions dans la couche de rétention d’eau
(WA 2-1 et WA 2-2), les résultats montrent que les succions sont faibles à la station A3, avec des valeurs habituellement inférieures à 2 kPa. À la station A7, les valeurs
mesurées en haut de la couche (WA 2-2 ; le WA 2-1 est
défectueux depuis 2000) sont habituellement inférieures à
5 kPa, mais avec des épisodes où les succions augmentent
à des valeurs supérieures à 15 kPa. On peut penser que
cette station oscille entre des conditions quasi-saturées et
non saturées. Pour la station B5, les succions mesurées au
bas de la couche (WA 2-1) sont habituellement faibles
(en-dessous de 5 kPa), alors que celles mesurées dans le
haut de la couche (WA 2-2) atteignent fréquemment des
valeurs supérieures à 10 kPa (voir les mesures reliées par
des pointillés).
Les valeurs de succion les plus élevées dans la CEBC sont
mesurées dans la couche de protection du dessus (WA 31), aux stations A7 et B5. Les succions mesurées durant les
périodes sèches peuvent atteindre des valeurs supérieures à 30 kPa. Quant à la station A3, la présence de la nappe
phréatique dans la CEBC entraîne des faibles succions
dans cette couche de surface (valeur maximale mesurée
de 9 kPa).
En résumé, on remarque que le comportement hydrogéologique des 3 stations est différent. La station A3
confirme la présence de la nappe phréatique dans (ou
près de) la CEBC par des mesures de succion faibles dans
l’ensemble des couches. La station A7 a un comportement
hydrogéologique différent selon les saisons. À certaines
périodes, on retrouve des succions supérieures à 2 kPa
dans la couche de bris capillaire, confirmant que la nappe
est sous la CEBC, alors que dans d’autres conditions, la
succion est pratiquement nulle, ce qui indique que la
nappe phréatique est dans (ou près de) la CEBC. Quant à
la station B5, elle montre un comportement typique d’une
CEBC où les effets de barrière capillaire sont présents,
c’est-à-dire que l’on retrouve une succion relativement faible dans la couche de bris capillaire, alors que la succion
dans la couche de rétention d’eau augmente avec l’élévation (à partir de l’interface couche avec le bris capillaire du
bas). Enfin, les valeurs de succion dans la couche du haut
montrent que cette dernière est peu affectée par les interactions avec l’atmosphère (évaporation). Les mesures de
succion confirment donc la capacité de la CEBC à maintenir des conditions hydrogéologiques qui favorisent le
maintien d’un haut degré de saturation de la couche de
rétention d’eau (ce qui la rend efficace à limiter la génération de DMA), puisque la grande majorité des succions
mesurées sont inférieures à la pression d’entrée d’air du
matériau, qui est de l’ordre de 20 kPa (ou encore 2 m d’eau).
Mesure des teneurs en eau volumique
La figure 6 montre l’évolution de la teneur en eau volumique dans les différentes couches de la CEBC, aux stations
de mesure A3,A7 et B5. On remarque que la teneur en eau
dans la couche de bris capillaire du bas (TDR 1-1; voir les
lignes pointillées dans les graphiques) est élevé à la station
A3 (valeurs entre 0,3 et 0,35), variable à la station A7 (entre
0,1 et 0,3) et faible à la station B5 (habituellement entre 0,1
et 0,18). Ces valeurs sont en accord avec les mesures de
succion qui étaient pratiquement nulles à A3, faibles à A7 et
plus élevées à B5. La position de la nappe phréatique
influencerait donc les mesures dans cette couche (ceci est
confirmé par les mesures du niveau d’eau dans les différents
piézomètres). Pour A3 et A7, la nappe phréatique est parfois suffisamment proche de la surface pour saturer complè-
Figure 6 : Mesures de la teneur en eau volumique dans les différentes couches de la CEBC aux stations A3, A7 et B5.
55
tement cette couche (la teneur en eau volumique valeur à
saturation est d’environ 0,30 à 0,35; Dagenais, 2005).
En ce qui concerne les teneurs en eau volumiques dans la
couche de rétention d’eau (TDR 2-1 et TDR 2-2), on
observe des valeurs entre 0,35 et 0,45 à la station A3,
entre 0,32 et 0,36 à la station A7, et entre 0,32 et 0,36 à
la station B5. On observe également une augmentation
progressive des teneurs en eau volumiques durant les
deux premières années de mesure. Cette augmentation
est attribuée, du moins en partie, à la saturation du silt par
les premières fontes des neiges. Rappelons que le silt a été
mis en place à sa teneur en eau naturelle et non à sa
teneur en eau à saturation. Après deux cycles saisonniers,
une saturation complète semble être atteinte; la porosité
du silt (donc sa teneur en eau volumique à saturation)
après installation est de l’ordre de 0,35 à 0,40.
Les mesures de la teneur en eau dans la couche supérieure (TDR 3-1) fluctuent selon les saisons et sont en lien
avec les succions mesurées. À la station A3 et A7, les appareils mesurent des teneurs en eau volumique, qui oscillent
entre 0,3 (saturation complète) et 0,1. Cela signifie que les
succions générées à ces endroits sont parfois supérieures
et parfois inférieures à la pression d’entrée d’air du sable
qui est estimée à environ 2,5 kPa (ou 25 cm d’eau). À la
station B5, les mesures supérieures à 0,15 sont beaucoup
moins fréquentes en raison des succions, qui sont habituellement supérieures à 2 kPa à cet endroit.
Les résultats des mesures de teneur en eau volumique
montrent que les effets de barrière capillaire sont présents
à la station B5 et qu’ils permettent de maintenir une
teneur en eau volumique élevée dans la couche de rétention d’eau. La couche de rétention d’eau de la station A7
a également une teneur en eau volumique élevée, mais les
effets de barrière capillaire ne sont pas toujours responsables de ce comportement. En effet, il semble qu’à certains
moments, la saturation de la couche se produit principalement en raison d’une localisation élevée de la nappe
phréatique (près de la couche). Enfin, à la station A3, la
saturation de la couche de rétention d’eau s’effectue principalement par montée capillaire ; les effets de barrière
capillaire sont pratiquement absents à cet endroit.
Estimation des flux d’oxygène
L’évaluation du flux d’oxygène à travers un recouvrement
de type CEBC permet de juger de son efficacité à limiter
la génération de DMA. Pour ce faire, on peut utiliser des
approches simplifiées, qui se servent des mesures de
teneur en eau volumique pour estimer, à l’aide des lois de
Fick, le flux à travers le recouvrement. En présence d’une
consommation complète et rapide de l’oxygène sous le
recouvrement (CL = 0), le flux d’oxygène Fs,L à travers la
couche de rétention d’eau d’épaisseur L (on considère ici
que les couches de sable ont un impact négligeable sur les
56
flux d’oxygène) en régime permanent s’exprime par la formule suivante (Mbonimpa et al., 2003):
Où C0 est la concentration d’oxygène dans l’air (en
mole/m2) et De est le coefficient de diffusion effectif du
matériau constituant la couche de rétention d’eau.
Pour calculer les flux d’oxygène, on doit connaître le paramètre De qui est principalement fonction de la teneur en
air du milieu (ou du degré de saturation). La relation proposée par Aachib et al. (2002; 2004) a été utilisée dans
cette étude pour évaluer De (m2/s):
Où n est la porosité, D0a est le coefficient de diffusion de l’oxygène dans
l’air (1,8 x10-5 m2/s à 25°C), D0w le coefficient de diffusion
de l’oxygène dans l’eau (2,5 x10-9 m2/s à 25°C), θa la
teneur en air volumique du matériau, θw la teneur en eau
volumique du matériau, H la constante de Henry (environ
0,03 à 25°C) et pa et pw des paramètres reliés à la tortuosité (considérés constants ici à 3,3).
On peut estimer les flux d’oxygène aux trois stations de
mesure considérées représentatives du comportement
hydrogéologique du site Lorraine (A3, A7 et B5) à partir
des mesures de teneur en eau volumique. Les principaux
résultats sont présentés à la figure 7; ceux-ci sont basés sur
des moyennes annuelles des mesures de teneur en eau
volumique dans la couche de rétention d’eau. Pour le
besoin des calculs des flux, les valeurs de porosité utilisées
sont de 0,40 pour la couche de rétention d’eau de la station A3 (on considère que les valeurs mesurées avec les
sondes TDR qui excèdent cette valeur de porosité sont
surestimées, probablement en raison des effets du temps
sur les sondes) et de 0,37 pour les stations A7 et B5. Ces
valeurs de porosité sont basées sur plusieurs mesures
effectuées sur le terrain au cours des dernières années
(Dagenais, 2005).
Les résultats de la figure 7 montrent clairement une
période transitoire au cours des deux premières années.
Les valeurs plus élevées du flux d’oxygène s’expliquent par
la saturation graduelle de la couche de rétention d’eau
après les premiers cycles de fonte des neiges. À partir de
2002, les valeurs de flux sont relativement constantes à
moins de 5 g d’O2/m2/an pour la station A3, inférieures à
12 g d’O2/m2/an pour la station A7 (sauf à l’année 2006,
où le flux a été de 22 g d’O2/m2/an) et entre 20 et 40 g
d’O2/m2/an pour la station B5. Les objectifs initiaux de la
Le Eh à l’affluent des drains (P0-98-6) est passé progressivement environ 600 mV en 1999 à moins de 400 mV en
2007. Les valeurs de Eh mesurées à la sortie du Dol-1 ont
peu variées entre 1999 et 2007, se situant entre 110 et
175 mV depuis l’installation du drain dolomitique. Des
variations plus importantes ont été mesurées à la sortie
des drains Dol-2 et Dol-3. Les valeurs du Eh à la sortie du
Dol-2 sont passées de 200 à près de 300 mV entre 1999
et 2005. Dans le cas du Dol-3, le Eh est passé de 300 à
400 mV au cours de la même période.
Figure 7 : Estimation des flux à travers la CEBC aux stations A3, A7 et B5.
CEBC étant de limiter les flux d’oxygène à des valeurs
comprises entre 20 et 40 g d’O2/m2/an (Nastev et
Aubertin, 2000), on peut conclure que le système en place
au site Lorraine s’avère efficace pour limiter la diffusion
d’oxygène.
Traitement du DMA par les
drains dolomitiques
Évolution de la qualité d’eau
Une évaluation globale de l’efficacité du traitement passif
au site Lorraine peut se faire en comparant la chimie des
effluents produits par le passage dans les drains dolomitiques avec la chimie de l’influent analysé à l’entrée de ceuxci. Dans cette section, les tendances générales observées
pour les principaux paramètres physico-chimiques (pH,
Eh, conductivité, alcalinité) ainsi que pour certains métaux
(Fe, Zn, Ni) et autres éléments chimiques importants (Ca,
Mg, SO4) sont présentés. Les résultats détaillés peuvent
être trouvés dans Potvin (2009).
• pH, Eh et conductivité
Le pH à l’affluent des drains (PO-98-6 à la figure 8) a légèrement augmenté entre 1999 à 2007. Les premières
valeurs de pH mesurées en 1999 avoisinaient 3 unités,
alors que de 2000 à 2002 le pH était stable autour de 4.
Ce dernier est passé sous 3,5 en 2003 et 2004, pour revenir à des valeurs près de 4 en 2007. Le pH à la sortie du
Dol-1 se situe entre 6 et 6,5 depuis 1999. Pour le drain
Dol-2, les valeurs du pH mesurées à la sortie fluctuent
entre 5 et 6, à l’exception de l’année 2003, où le pH est
descendu sous 5 unités. Le pH à la sortie du Dol-3 variait
entre 4 et 5 de 1999 à 2002, pour descendre sous 4 unités en 2003 et remonté progressivement à un peu plus de
4,5 en 2007.
La valeur de la conductivité électrique de l’eau est proportionnelle à la concentration des ions en solution dans l’eau.
Les ions présents dans le DMA et ceux liés à la dissolution
de la pierre dolomitique contribuent aux variations de la
conductivité électrique de l’eau. Cette dernière a quelque
peu diminué dans le PO-98-6 de 1999 à 2000, passant de
8 000 à 6 000 μS/cm. En 2001, elle a augmenté à près
de 9 000 μS/cm, pour diminuer à 3 000 μS/cm en
2004. En 2007, la conductivité du DMA se situait à 6 500
μS/cm. De 1999 à 2004, la conductivité mesurée à la sortie du Dol-1 est passée progressivement de 3 800 à 2
200 μS/cm. De 2005 à 2007, elle était stable à près de 4
000 μS/cm. L’évolution de la conductivité mesurée à la
sortie des drains Dol-2 et Dol-3 suit, à peu de choses
près, celle de la conductivité d l’affluent. La conductivité à
l’effluent de ces deux drains dolomitiques a diminué de
1999 jusqu’au printemps 2001, augmenté à l’été de la
même année pour diminuer à nouveau jusqu’en 2004. En
2007, les valeurs mesurées à la sortie des drains et à l’affluent étaient similaires et avoisinaient 6 200 μS/cm.
• Alcalinité, Ca et Mg
L’alcalinité à l’affluent des drains mesurée dans le PO-98-6
est nulle pour toute la période d’observation. Les trois
drains dolomitiques ont produit de l’alcalinité au début de
leur mise en service. Le Dol-2 a produit de l’alcalinité de
1999 à 2002, alors que le Dol-3 a cessé d’en produire dès
l’été 2000. L’alcalinité produite au cours de ces périodes
dans le Dol-2 est inférieure à 40 mg/L d’équivalent
CaCO3, alors que des valeurs inférieures à 8 sont mesurées dans le Dol-3. Seul le Dol-1 continue encore à produire de l’alcalinité.
Les concentrations en calcium mesurées dans le DMA ont
peu varié de 1999 à 2007, demeurant entre 330 et 400
mg/L. Celles à la sortie des drains dolomitiques ont également été stables. À la sortie du Dol-1, les concentrations
de calcium se situaient entre 450 et 550 mg/L, entre 400
et 450 mg/L à la sortie du Dol-2, alors que l’effluent du
Dol-3 donnait des concentrations en calcium du même
ordre que celles obtenues à l’affluent, soit entre 300 et
450 mg/L.
Le magnésium contenu dans le DMA et à la sortie des
drains dolomitiques a diminué progressivement depuis
57
Figure 8 : Évolution de la qualité d’eau (pH, Eh, conductivité, alcalinité, Ca et Mg) de l’influent et des effluents au site Lorraine (Potvin, 2009).
l’installation des drains. Les concentrations mesurées dans
le PO-98-6 sont passées de 400 en 1999 à moins de 50
mg/L en 2007. Au cours de la même période, le magnésium est passé de 2 200 à 100 mg/L à la sortie du Dol-1,
de 350 à 70 mg/L à celle du Dol-2 et de 350 à 110 mg/L
de Mg à l’effluent du Dol-3.
• Fe, sulfates, Ni et Zn
Les concentrations en fer à l’affluent (PO-98-6) sont passées de 3 000 à près de 7 000 mg/L entre 1999 et 2004.
En 2000, une légère diminution sous 2 500 mg/L est
observable. À partir de 2005, les concentrations en fer ont
58
diminué, pour atteindre 3 500 mg/L en 2007. Les concentrations en fer mesurées à la sortie du Dol-1 ont peu évoluées depuis 1999, se situant entre 200 et 800 mg/L. Une
distribution en forme de cloche atténuée peut tout de
même être observée. Aux effluents des drains Dol-2 et
Dol-3, les concentrations en fer ont augmenté depuis
1999. Pour Dol-2 Out, elles sont passées de 2 000 au
départ à 5 000 mg/L en 2006, alors que la sortie du
Dol-3 a connu une augmentation moins importante, soit
de 1 500 à 3 500 mg/L. Pour le Dol-2 Out, un repli à 3
500 mg/L est observé en 2007.
Figure 9 : Évolution de la qualité d’eau (S total, Fe, Ni et Zn) de l’influent et des effluents au site Lorraine (Potvin, 2009).
Le soufre présente des variations similaires à celles observées pour le fer. Dans le PO-98-6, il est passé de 2 700 à
2 000 mg/L entre 1999 et 2000, pour augmenter à 4 500
mg/L en 2003 et diminuer par la suite, atteignant ainsi 2
200 mg/L en 2007. Depuis le début du suivi des drains
dolomitiques, les concentrations en soufre à la sortie du
drain Dol-1 ont peu varié, demeurant ainsi entre 700 et 1
000 mg/L. Dans les deux autres drains, elles ont augmenté
entre 1999 et 2006. Pour le Dol-2, les valeurs en soufre
sont passées de 2 000 à 4 000 mg/L, alors qu’à la sortie
du Dol-3, elles sont passées de 1 800 à 2 500 mg/L.
Le nickel et le zinc sont respectivement présents dans la
pentlandite et la sphalérite; ce sont deux sulfures que l’on
retrouvait dans le minerai du gîte Lorraine. Le nickel montre une diminution progressive de sa concentration en
fonction du temps dans le DMA. Les concentrations de Ni
dans le PO-98-6 ont demeuré entre 8 et 11 mg/L de
1999 à 2002, pour diminuer par la suite. Les concentrations en nickel mesurées dans le DMA en 2007 étaient
inférieures à 1 mg/L. À la sortie du Dol-1, les concentrations en nickel sont habituellement inférieures à 0,3 mg/L.
À la sortie du drain Dol-2, les valeurs en nickel ont baissé
de 4 à 0,5 mg/L entre 1999 et 2007. Durant la même
période, les concentrations en nickel de l’effluent du troisième drain sont passées de 4 à 1 mg/L.
Les concentrations en zinc mesurées dans le DMA et les
effluents sont nettement plus faibles que celles en nickel
(inférieures à 2 mg/L). Les valeurs dans le DMA ont augmenté entre 1999 et 2003, passant de 0,3 à 1,1 mg/L. Par
la suite, elles ont diminué, atteignant ainsi moins de
0,5 mg/L en 2007. Durant l’ensemble de la période étudiée, la concentration à l’effluent du Dol-1 n’a jamais
dépassé 0,2 mg/L. Pour Dol-2, les concentrations mesurées à l’effluent sont passées de 0,2 à moins de 0,1 entre
1999 et 2001, pour augmenter par la suite, atteignant 0,4
mg/L en 2007. Les variations des concentrations en zinc
mesurées à l’effluent du troisième drain présentent un
comportement similaire ; ainsi, elles sont passées de 0,9
en 1999 à 0,7 mg/L en 2001. De 2002 à 2007, elles se
situaient entre 0,8 et 1 mg/L.
Évolution des débits et rétention des métaux
Depuis septembre 1999, le débit à la sortie des drains
dolomitiques du site Lorraine est mesuré manuellement
(valeur ponctuelle). Des données plus complètes (4 à 6
mesures annuelles) sont disponibles pour les années 2000
59
Figure 10 : Évolution des débits mesurés à l’effluent des drains dolomitiques (Potvin, 2009).
à 2004. Le graphique présenté à la figure 10 montre que,
malgré les importantes variations, certaines tendances
peuvent être observées. Ainsi, les débits mesurés aux
effluents des drains Dol-1 et Dol-2 ne semblent pas avoir
diminué de façon significative depuis 1999. Par contre, les
débits mesurés à la sortie du drain Dol-3, qui ont été très
variables entre 1999 et 2001 (0,81 à 7,44 l/min), se situent
depuis mai 2002 entre 0,55 et 1,41 L/min. Les débits
varient également en fonction des saisons. Les valeurs
mesurées au printemps et à l’automne sont plus grandes,
alors que les débits minimums se rencontrent au cours
des mois les plus secs (juillet et août).
Lorsque l’on estime les quantités de contaminants (débit
multiplié par les concentrations) qui entrent dans le système et celles qui en sortent, on se rend compte que les
drains dolomitiques Dol-1 et Dol-2 permettent une amélioration significative de la charge de l’effluent (on pose ici
comme hypothèse que l’eau qui entre dans les drains
dolomitiques a la même composition dans les deux
drains). Entre les années 2000 et 2004, le Dol-1 a retenu
environ 98 % de la masse de Ni qui est entrée, alors que
le Dol-2 et le Dol-3 ont retenu respectivement 75 et 35
% du Ni entrant. Pour le Zn, les pourcentages retenus
(entre 2000 et 2004) sont de 85 et 70 % pour Dol-1 et
Dol-2 respectivement, alors que le Dol-3 a une performance négligeable (c’est-à-dire que les concentrations à
l’entrée et à la sortie sont à peu près les mêmes; voir
60
figure 9). Quant au fer, une bonne portion de la masse du
fer entrant est retenue dans le Dol-1, soit environ 85 %.
Les pourcentages retenus dans les deux autres drains sont
nettement inférieurs (40 % dans le Dol-2 et 53 % pour
le Dol-3). Ces résultats confirment une certaine capacité
de traitement des drains, avec un ordre de performance
des drains : Dol-1>Dol-2>Dol-3. Cet ordre de performance est valable en posant l’hypothèse que les eaux de
l’affluent des trois drains est de même qualité et équivalente à celle mesurée au PO-98-6.
Les mécanismes de traitement des eaux contaminées par
les métaux observés dans les drains dolomitiques du site
Lorraine peuvent être complexes, mais on estime que la
précipitation/co-précipitation de minéraux secondaires et
les phénomènes de sorption sont les deux principaux
mécanismes en présence. Plus de détails sur le fonctionnement des drains dolomitiques du site Lorraine peuvent
être trouvés dans d’autres publications et rapports
(Bernier, 2002; St-Arnault et al., 2005; Maqsoud et al.,
2007a; Potvin, 2009).
Sommaire des résultats
Les résultats concernant les mesures hydrogéologiques et
la chimie de l’eau permettent de tirer des conclusions
quant à l’efficacité du scénario de restauration du site
Lorraine.
La CEBC remplit bien son rôle de barrière à l’oxygène.
Après une période transitoire de deux ans suivant la mise
en place, les flux d’oxygène ont respecté les critères de
design et ont même été inférieurs dans certains cas (entre
20 et 40 g d’O2/m?/jour). La période transitoire s’explique
par une saturation graduelle de la couche de rétention
d’eau qui a été mise en place à une teneur en eau bien
inférieure à celle à saturation.
Trois différentes zones peuvent être identifiées dans la
CEBC du site Lorraine : une zone ennoyée en permanence, une zone ennoyée de façon intermittente et une
zone non saturée. La performance dans les zones
ennoyées est élevée, sans avoir besoin de l’apport des
effets de barrière capillaire. Les effets de barrière capillaire
permettent cependant d’atteindre les critères de design
dans la portion non saturée.
Après 9 ans de suivi, la mise en place de la CEBC semble
avoir amélioré la qualité de l’eau interstitielle des rejets.
Dans le piézomètre contrôle (PO-98-6), le pH a augmenté d’environ une unité (de 3 à 4), alors que la concentration en Ni a chuté significativement au cours des deux
dernières années à des valeurs inférieures à 2 ppm (comparativement à plus de 10 ppm en 1999). Les teneurs en
sulfates ont également atteint des valeurs inférieures à celles initiales relevées au cours de la dernière année
(< 2000 ppm).
L’effet de la mise en place d’une CEBC sur des rejets ayant
déjà été oxydés est progressif. Dans le cas du site Lorraine,
une période géochimique transitoire est observée, avec
des concentrations en éléments (voir par exemple les
évolutions dans le PO-98-6 du Fe, S et Zn) qui augmentent significativement entre 2001 et 2006. La dissolution
de minéraux secondaires liés à l’oxydation préalable pourrait expliquer en partie ce phénomène.
Les drains dolomitiques ont permis en général d’améliorer
la qualité de l’eau provenant des rejets miniers, mais sans
toutefois réussir à atteindre les niveaux exigés par la réglementation québécoise. L’efficacité des drains n’a également pas été la même : le drain Dol-1 a été plus efficace
que le drain Dol-2 qui, lui-même, a été plus efficace que le
Dol-3.
Autres travaux réalisés,
en cours et À venir
Le site Lorraine est un site unique qui permet d’approfondir les connaissances sur la restauration des sites miniers
générateurs d’acide dont les résidus sulfureux ont déjà
subit de l’oxydation (sites qui ont été abandonnés pendant plusieurs années). La proximité relative du site et la
densité d’équipements de mesure élevée permettent d’investiguer différents aspects de la restauration. Dans cet
article, l’emphase a été mise sur le comportement
hydrogéologique de la CEBC et sur la chimie des eaux à
la sortie des drains dolomitiques servant pour le traitement passif du DMA. D’autres aspects de la restauration
ont été étudiés ou sont à l’étude sur le site.
Les résultats démontrent clairement l’efficacité au niveau
de la CEBC à court terme (10 ans et moins). De plus, des
mesures directes à l’aide d’une nouvelle méthode (appelée consommation d’oxygène modifiée) ont permis de
valider les calculs effectués à l’aide des mesures de teneurs
en eau volumiques et des équations 1 et 2 (Dagenais,
2005). Cependant, la végétation a commencé à envahir le
site de façon importante (voir figure 11). Un projet est
Figure 11 : Évolution de la végétation sur le site Lorraine depuis la construction de la CEBC.
61
présentement en cours pour caractériser l’évolution de la
végétation sur le site (Trépanier et al., 2006) ainsi que les
effets de cette dernière sur la performance de la CEBC.
L’équipe de recherche des auteurs étudie également des
options pour limiter l’apparition des espèces indésirables
sur le site (principalement les arbres). L’option qui semble
avoir le meilleur potentiel consisterait à revégétaliser le
site avec des espèces ayant des racines superficielles et des
effets allélopathiques. Ces derniers effets empêcheraient
l’implantation des arbres par des phénomènes chimiques
et physiques.
Les résultats de l’analyse de la chimie des eaux au drain
dolomitique Dol-3 montrent que le système a perdu
beaucoup de son efficacité depuis 2002. Une étude au
laboratoire est présentement en cours pour identifier un
procédé de traitement optimal, afin de remplacer le Dol3. Différentes options seront testées : drains anoxiques
calcaires, système de bio-traitement passif avec bactéries
sulfato-réductrices et traitement multi-stage pouvant intégrer plusieurs approches. Les résultats obtenus lors de
cette étude permettront de proposer un design qui serait
éventuellement appliqué sur le site. Après une période de
suivi du nouveau système du Dol-3, des modifications
pourront être apportées aux Dol-2 et Dol-1, pour améliorer leur performance de traitement.
Références
AACHIB, M., AUBERTIN, M., MBONIMPA, M. (2002).
Laboratory measurements and predictive equation for gaz
diffusion coefficient of unsaturated soils. Proc. 55th
Canadian Geotechnical Conference and 3rd joint IAHCNC and CGS Groundwater Specialty Conferences,
Niagara Falls, Ont., CD-Rom, 163-171.
Le comportement hydrogéologique des drains dolomitiques a également été étudié à l’aide d’essais de traceur
(Maqsoud et al., 2007a) et de modélisations numériques
(Poirier, 2008). Les résultats ont montré que les drains
dolomitiques ne sont pas en charge, ce qui leur confère un
comportement hydrogéologique particulier qui affecte
sûrement les mécanismes de traitement. Une portion
importante des drains n’est pas utile au traitement, puisque l’eau n’y circule pas ou encore très rarement.
AACHIB, M., MBONIMPA, M., AUBERTIN, M. (2004).
Measurement and prediction of the oxygen diffusion coefficient in unsaturated media, with applications to soil covers. Water, Air and Soil Pollution, 156:163-193.
Des essais au laboratoire à l’échelle intermédiaire (modèle
physique de plus de 2 000 litres) ont été réalisés, afin de
simuler la performance d’un système de drains dolomitiques où les conditions seraient réellement anoxiques (voir
Potvin, 2009, pour les détails). Les résultats ont montré
qu’on pouvait générer davantage d’alcalinité dans des
conditions anoxiques, mais qu’on limitait le traitement des
métaux en réduisant la précipitation de minéraux secondaires.
AUBERTIN, M., BUSSIÈRE, B., BARBERA, J. M., CHAPUIS,
R. P., MONZON, M., AACHIB, M. (1997). Construction and
instrumentation of in situ test plots to evaluate covers
built with clean tailings. Proc., 4th International Conference
on Acid Rock Drainage,Vancouver, BC,Vol. 2, 715-730.
Beaucoup de travaux ont été réalisés au site Lorraine, et
ce dernier offre encore un lieu intéressant pour pousser
plus loin la recherche dans le domaine de la restauration
minière. Par exemple, dans les prochaines années, on prévoit étudier davantage les phénomènes de dissolution des
minéraux secondaires après restauration. On vise aussi à
mieux ausculter la nappe phréatique sous la CEBC; jusqu’à
présent l’emphase a été mise sur le comportement hydro-
62
géologique de la CEBC. Le comportement hydrogéologique de la CEBC a été étudié surtout au niveau des tendances annuelles, avec des fréquences de mesures de l’ordre de 4 à 8 fois par année. Les nouveaux équipements
installés récemment dans la CEBC permettront un suivi
plus étroit dans les endroits critiques, où les effets de barrière capillaire sont nécessaires pour assurer une bonne
efficacité du recouvrement. À l’aide de ces mesures (dans
la CEBC et dans les piézomètres), de l’installation d’une
station météorologique aux périodes critiques, de mesures directes de la concentration en oxygène dans et sous
la CEBC et des mesures de débits aux différents effluents,
on sera en mesure de mieux comprendre le mouvement
des fluides à travers la CEBC et l’hydrogéologie globale du
site.
AUBERTIN, M., BUSSIÈRE, B. BERNIER, L. (2002).
Environnement et gestion des résidus miniers. Les Éditions
de l’École Polytechnique de Montréal, CD-Rom, Montréal,
Qc.
AUBERTIN, M., BUSSIÈRE, B., JOANES, A. M., MONZON,
M., GAGNON, D., BARBERA, J. M., BÉDARD, C.,
CHAPUIS, R. P., BERNIER, L. (1999). Projet sur les barrières sèches construites à partir de résidus miniers, Phase II:
essais en place.” MEND Report 2.22.2c.
AUBERTIN, M. (1996). Recouvrement multicouche pour le
parc à résidus du site minier Lorraine. Rapport soumis au
MRNQ (SDM-R-96-23). 30 p.
BERNIER, L. (1996). Rapport d’analyses minéralogiques
sur 7 échantillons de résidus miniers, Mine Lorraine,
Témiscamingue, Québec. Géoberex Recherche, 14 p.
BERNIER, L. (2002). Suivi du comportement de la couverture multicouche et des drains de calcaire au site minier
Lorraine. Centre de développement technologique, École
Polytechnique de Montréal, 187 pages.
BUSSIÈRE B., AUBERTIN M., ZAGURY G.J., POTVIN R.,
BENZAAZOUA M. (2005) Principaux défis et pistes de
solution pour la restauration des sites miniers abandonnés
générateurs de drainage minier acide. Compte-rendu du
2e Symposium sur l’Environnement et les Mines, organisé
par l’ICM – Rouyn-Noranda, 15-18 mai 2005. 29p.
BUSSIÈRE, B. (1999). Étude du comportement hydrique
de couvertures avec effets de barrière capillaire inclinées
à l’aide de modélisations physiques et numériques. Thèse
de doctorat en Génie minéral, École Polytechnique de
Montréal, 354 pages.
BUSSIÈRE, B. (2007). Colloquium 2004: Hydro-geotechnical properties of hard rock tailings from metal mines and
emerging geo-environmental disposal approaches.
Canadian Geotechnical Journal, 44: 1019–1052.
BUSSIÈRE, B., AUBERTIN, M., MBONIMPA, M., MOLSON,
J.W., CHAPUIS, R.P. (2007). Field experimental cells to evaluate the hydrogeological behaviour of oxygen barriers
made of silty materials. Canadian Geotechnical Journal, 44:
245-265.
DAGENAIS A.-M., AUBERTIN M., BUSSIÈRE B., CYR J.,
FONTAINE R. (2002). Auscultation et suivi du recouvrement multicouche construit au site minier Lorraine,
Latulipe, Québec. Défis & Perspectives: Symposium sur
l’Environnement et les Mines, Rouyn-Noranda, 3-5 novembre 2002. Développement Économique Canada/Ministère
des Ressources Naturelles du Québec/CIM. Comptesrendus sur CDROM, 2002
DAGENAIS, A. M. (2005). Contrôle du drainage minier
acide basé sur les effets de barrières capillaires. Ph. D.
Thesis, Mineral Engineering Depar tment, École
Polytechnique de Montréal, Qc.
DAGENAIS, A. M., AUBERTIN, M., BUSSIÈRE, B, BERNIE, L.,
CYR, J. (2001) Monitoring at the Lorraine mine site: a follow up on the remediation plan. National Association of
Abandonned Mine Land Annual Conference, CD-ROM.
DAGENAIS, A. M., AUBERTIN, M., BUSSIÈRE, B., CYR, J.
(2005). Performance of the Lorraine mine site cover to
limit oxygen migration. SME Transaction, 318, 190-200.
FABRE, C. (2008). Remise à jour de l’instrumentation d’un
site minier réhabilité : Site Lorraine, Latulipe, Québec.
Rappor t de Stage, École Nationale Supérieure de
Géologie de Nancy, France, 61 pp.
FONTAINE, R. (1999). Restauration du site minier
Lorraine. Rapport de surveillance des travaux 7209-70002. Dessau-Soprin,Val d’Or, Québec, 33 p.
GLEISNER, M., HERBERT, R.B., FROGNER COCKBURN,
P.C. (2006). Pyrite oxidation by Acidithiobacillus ferrooxidans at various concentrations of dissolved oxygen.
Chemical Geology, 125: 16-29.
HOLTZ, R.D., KOVACS, W.D. (1981). An Introduction to
Geotechnical Engineering, Prentice-Hall, Inc., Englewood
Cliffs, N.J., 733 pp.
LAVERGNE, C. (1985). Gîtes minéraux à tonnage évalué
et production minérale du Québec. Ministère de l’énergie
et des ressources. DV 85-08, 76 pp.
LULIN, J.M. (1990). Une analyse du développement minier
du Nord-Ouest québécois. In: Rive, M., Verpaelst, P.,
Gagnon, Y.., Lulin, J.M., Riverin, G., Simard, A. (eds.) The
Northwestern Quebec Polymetallic Belt. Can. Institute
Min. Metall. Special Volume.
MAQSOUD, A. BUSSIÈRE, B. (2008). Mise à jour de l’instrumentation du site Lorraine. Rapport URSTM, pour le
compte du MRNF, 12 pp.
MAQSOUD,, A.,, BUSSIÈRE, B., AUBERTIN, M., POTVIN, R.,
CYR, J. (2007a). Evaluation of the hydraulic residence time
in the limestone drains of the Lorraine site, Latulippe,
Québec. Proceeding of the IV international conference on
Mining and the Environment, Sudbury, pp. 1-11.
MAQSOUD, A., BUSSIÈRE, B., MBONIMPA, M.,
AUBERTIN, M., WILSON, W.G. (2007b). Instrumentation
and monitoring of covers used to control Acid Mine
drainage. Proceeding of the Mining Industry Conference,
CIM, Montréal CD-rom.
MBONIMPA, M., AUBERTIN, M., AACHIB, M., BUSSIÈRE, B.
(2003). Diffusion and consumption of oxygen in unsaturated cover materials. Canadian Geotechnical Journal 40:
916-932.
MEND. (2001). Prevention and Control, MEND Manual
vol. 4. G.A.Tremblay et C.M. Hogan (eds.) CANMET.
NASTEV M., AUBERTIN M. (2000). Hydrogeological modelling for the reclamation work at the Lorraine mine site
Québec, 1st Joint IAH-CNC-CGS Groundwater Specialty
Conference, Montréal, Québec, pp. 311-318.
63
NECULITA, C.-M., ZAGURY, G.J., BUSSIÈRE, B. (2007).
Passive treatment of acid mine drainage in bioreactors
using sulfate-reducing bacteria: critical review and research
needs. Journal of Environmental Quality, 36: 1-16.
POIRIER, C. (2008). Étude paramétrique de l’écoulement
de l’eau dans un drain de pierre calcaire par analyses
numériques selon des variables granulométriques, géométriques et hydrauliques. Mémoire de maîtrise en Sciences
appliquées, Département des génies Civil, Géologique et
des Mines, École Polytechnique de Montréal.
POTVIN, R. (2009) Évaluation à différentes échelles de la
performance de systèmes de traitement passif pour des
effluents contaminés par le drainage minier acide.Thèse de
doctorat, Université du Québec en Abitibi-Témiscamingue
(à paraître).
RICARD, J. F., AUBERTIN, M., FIRLOTTE, F. W., KNAPP, R.,
MCMULLEN, J. (1997). Design and construction of a dry
cover made of tailings for the closure of Les Terrains
Aurifères site, Malalrtic, Québec, Canada. 4th International
Conference on Acid Rock Drainage,Vancouver, BC,Vol. 4,
1515-1530.
ST-ARNAULT M., BUSSIÈRE B., POTVIN R., AUBERTIN.
M. (2005).Travaux de caractérisation préliminaires réalisés
sur les drains dolomitiques du site Lorraine. Rapport de
stage, Chaire industrielle CRSNG Polytechnique – UQAT
et Chaire de recherche du Canada sur la restauration des
sites miniers abandonnés.
STEFFEN, ROBERTSON AND KIRSTEN (B.C.) INC.
(SRK) (1989). Draft acid rock drainage technical guide.
Volume I. Report prepared for British Columbia Acid Mine
Drainage Task Force, Bi-Tech Publishers Ltd., Vancouver,
BC.
TRÉPANIER, S., BUSSIÈRE, B., TREMBLAY, F., AUBERTIN,
M., CYR, J. (2006). Characterization and evolution of vegetation established on a multilayered cover aiming at
controlling the production of acid mine drainage.
Proceedings of the 31st Annual Metting and Conference
of the Canadian Land Reclamation Association (CLRA)
and the 9th Meeting of the International Affiliation of Land
Reclamation (IALR), Reclamation and Remediation: Policy
to Practice, Ottawa, Ont., [sur cédérom], pp 458-469.
RITCEY, G.M. (1989). Tailings Management, Problems and
Solutions in the Mining Industries. Elsevier.
Note aux auteurs
Déchets, Sciences & Techniques, revue francophone d’écologie industrielle, publie les résultats de travaux réalisés dans le domaine de l’écologie
industrielle, principalement consacrés aux déchets, aux sols pollués et aux impacts environnementaux.
Les articles peuvent être proposés par des laboratoires scientifiques ou relater des expériences industrielles.
DÉCHETS SCIENCES & TECHNIQUES,
REVUE FRANCOPHONE D’ÉCOLOGIE INDUSTRIELLE
SAP - 9, rue de l’Arbre Sec - 69281 LYON CEDEX 01
Mèle : [email protected]
Service abonnement : SAP/DPE - Service abonnement - 9, rue de l’Arbre Sec - 69281 LYON CEDEX
01- Tél. : 04 72 98 26 69 - Fax : 04 72 98 26 80
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64

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