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PRINCIPAUX DÉFIS ET PISTES DE SOLUTION POUR LA RESTAURATION DES AIRES D’ENTREPOSAGE DE REJETS MINIERS ABANDONNÉES

Bruno Bussière1,3,4, Michel Aubertin2,3, Gérald J. Zagury2,3, Robin Potvin1,4 et Mostafa Benzaazoua1,3

1UQAT, Rouyn-Noranda, Québec 2 École Polytechnique, Montréal, Québec

3 Chaire industrielle CRSNG Polytechnique – UQAT 4 CRC sur la restauration des sites miniers abandonnés

http://web2.uqat.ca/crc-bussiere/

RÉSUMÉ

Au cours des dernières années, beaucoup d’efforts de recherche ont été investis afin de développer des méthodes visant à contrôler la production d’eaux de drainage minier acide (DMA) ou de drainage neutre contaminé (DNC), provenant de sites d’entreposage de rejets miniers. La plupart de ces méthodes ont pour objectif d’éliminer, ou de réduire à des niveaux très faibles, la présence d’air (ou d’oxygène), d’eau ou de sulfures. Les techniques développées sont particulièrement efficaces pour les sites en opération. Cependant, lorsque les rejets miniers ont été exposés pendant plusieurs années (voire plusieurs dizaines d’années dans certains cas) aux conditions naturelles environnantes, ces techniques ne permettent pas toujours d’atteindre les objectifs environnementaux visés. Des ajustements doivent donc être prévus lors de la mise en place des méthodes de restauration sur des aires d’entreposage de rejets miniers abandonnées. Par exemple, il peut être nécessaire de mettre en place des systèmes de traitement à l’effluent final pour traiter l’eau contaminée par l’oxydation antérieure à la mise en place de la méthode de restauration, ou encore de procéder à la neutralisation de l’eau interstitielle, afin d’éviter l’oxydation indirecte par le fer et l’effet des minéraux secondaires présents. Des exemples de restauration de sites miniers abandonnés montrent qu’il est possible de limiter les impacts environnementaux par l’application de méthodes appropriées. Il reste cependant à optimiser ces approches, afin de réduire les coûts associés à la mise en place de méthodes efficaces de contrôle de la contamination provenant d’aires d’entreposage de rejets miniers génératrices de DMA ou de DNC.

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1. INTRODUCTION

Le contexte géologique du Canada est particulièrement favorable à une activité minière très variée. Cette activité génère annuellement des retombées économiques importantes pour plusieurs régions du pays. En dépit de ces retombées appréciables, l’industrie minière génère, de par ses activités, de grandes quantités de rejets solides et liquides. Les entreprises minières en opération doivent cependant respecter les normes environnementales et, de ce fait, le rejet de contaminants dans l'environnement est strictement contrôlé. Il reste néanmoins certains vestiges du passé, tel que les sites abandonnés générateurs d’eaux de drainage minier acide (DMA) ou de drainage neutre contaminé (DNC, parfois appelé drainage minier neutre DMN), qui continuent de causer des torts à l'environnement. Deux exemples de telles situations sont montrés à la figure 1. Dans un premier temps, il est utile de définir ce qu’est un site abandonné. Dans la littérature, on ne retrouve pas de consensus à ce sujet. Les termes varient pour définir un site sans propriétaire et laissé à l’abandon. On retrouve ainsi les expressions abandonné, orphelin, rétrocédé, inactif, fermé, délaissé, et d’autres pour parler des sites miniers qui ne sont plus en opération. Certaines définitions retrouvées dans la littérature intègrent toutes les composantes d’une mine (ex. : le puits, les infrastructures, les aires d’entreposage, etc.), alors que d’autres n’incluent que certaines composantes. Le rapport préparé récemment par Cal Data Ltd (2005) présente les définitions acceptées par les différentes provinces canadiennes. Dans le présent papier, une version légèrement modifiée de la définition proposée par van Zyl et al. (2002) sera utilisée : « Un site minier est considéré abandonné si on ne peut identifier de propriétaire solvable (autre que le gouvernement) pour les installations de la mine, ou encore si les installations ont été rétrocédées à la Couronne. » Si l’on considère qu’il suffit d’avoir une seule composante d’une mine pour que le site soit considéré comme un site minier abandonné (ex. : une rampe, un puits, etc.), on peut identifier au Canada plus de 10 000 sites abandonnés (dont 1 000 au Québec). Aux États-Unis, on parle de plus de 550 000 sites, alors que l’on répertorie plus de 1 000 sites en Suède, 10 000 sites en Grande-Bretagne et plus de 5 500 au Japon (van Zyl et al., 2002). Au niveau des impacts sur l’environnement, on considère habituellement que les aires d’entreposage des rejets (parc à rejets de concentrateur ou halde à stériles) sont les composantes des mines abandonnées qui sont les plus susceptibles de causer des effets négatifs. Au Québec, on estime qu’il y a environ 100 sites d’entreposage de rejets abandonnés occupant une superficie de plus de 1 000 hectares (Marcotte, 2002 ; Cyr, 2005 - voir le compte rendu de cette conférence). Les coûts de restauration de ces sites sont estimés à environ 75 à 100 millions de dollars. Dans le présent article, on présente la problématique environnementale des sites d’entreposage de rejets miniers abandonnés (principalement sur les sites d’entreposage de rejets de concentrateur), en mettant l’emphase sur les problèmes de stabilité chimique des rejets, soit la génération de DMA et de DNC. On poursuit avec une brève description des principales méthodes existantes pour restaurer les sites miniers générateurs de DMA ou de DNC. Les particularités associées à la restauration des sites miniers abandonnés par rapport aux sites

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existants sont ensuite présentées. Le dernier point porte sur les principales caractéristiques des aires d’entreposage abandonnées québécoises génératrices de DMA ou DNC, qui ont été restaurées au cours des dernières années.

2. PROBLÉMATIQUE ENVIRONNEMENTALE DES AIRES D’ENTREPOSAGE DE REJETS MINIERS ABANDONNÉS

Les principaux problèmes environnementaux reliés aux sites d’entreposage des rejets miniers (essentiellement les rejets de concentrateur et les stériles miniers) sont associés à la stabilité chimique et physique des rejets ; dans le présent papier, on ne s’attaque qu’à la stabilité chimique. La stabilité chimique des rejets sera compromise lorsque l’interaction entre l’eau et le rejet crée une contamination du drainage minier. On peut définir le drainage minier comme étant le résultat de la circulation des eaux tant de surface que souterraines à travers les composantes d’un site minier (parcs à résidus, haldes à stériles, galeries de mine, etc.). Les effluents miniers sont donc alimentés par le drainage minier. On peut diviser le drainage minier en quatre classes principales (Morin et Hutt, 1997), soit : le drainage minier acide (pH < 6), le drainage minier alcalin (pH > 9-10), le drainage minier circum-neutre (6 < pH < 9-10) ainsi que le drainage minier au pH peu problématique, qui découle de l’exploitation de minéraux industriels non métalliques comme le sel gemme, la potasse, la kaolinite, etc. Au niveau des sites abandonnés et actifs québécois, les deux types de drainage qui sont une source de préoccupation environnementale, sont le drainage minier acide (DMA) et le drainage neutre contaminé (DNC), qui contient des éléments en solution à des concentrations non négligeables. Dans les prochaines sous-sections, on explique plus en détails les mécanismes de formation du DMA et du DNC.

2.1 Le drainage minier acide (DMA)

Différents phénomènes affectent la qualité du drainage minier dans les sites abandonnés (tout comme pour les sites miniers en opération), notamment l’oxydation des minéraux sulfureux, la neutralisation par les minéraux acidivores, la précipitation de minéraux secondaires, et la solubilisation des éléments les plus mobiles. Dans le cas de rejets sulfureux, lorsque le pouvoir neutralisant d’un rejet minier ne permet pas de neutraliser tout l’acide qui est produit par l’oxydation des minéraux réactifs, on parle à ce moment de génération de DMA. Ce phénomène de génération d’acide favorise la mise en solution de divers éléments, qui deviennent plus solubles à bas pH. L’acidité, combinée à la présence de contaminants potentiellement toxiques, comme divers métaux (ex. : Fe, Al, Mn, Zn, Cu, Cd, Hg, Pb, Co, Ni, Ta, As, pour n'en nommer que quelques-uns), peut affecter sérieusement les écosystèmes, qui reçoivent les effluents contaminés (voir Down et Stock, 1977 ; Ritcey, 1989 ; Ripley et al., 1996 ; Marcus, 1997 ; Morin et Hutt, 1997 ; Aubertin et al., 2002a).

2.1.1 Oxydation des minéraux sulfureux

Le DMA résulte de l’oxydation naturelle de minéraux sulfureux, que l’on retrouve dans les matériaux rocheux, lorsque ceux-ci sont exposés à l’air et à l’eau. Les principaux minéraux sulfureux rencontrés dans les gisements et rejets miniers sont énumérés au tableau 1. Dans le contexte géologique Abitibien (typique des gisements en roches dures), les deux minéraux sulfureux les plus fréquemment rencontrés sont la pyrite et la pyrrhotite; d’autres minéraux

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sulfureux tels que la chalcopyrite, la sphalérite, l’arsénopyrite et la galène peuvent également être présents. Les minéraux sulfureux peuvent subir l’oxydation de façon directe par l’eau et l’oxygène, tel qu’illustré à l’équation suivante (cas de la pyrite; Kleinman et al., 1981) : FeS2 + 7/2O2 + H2O → Fe2+ + 2SO4

2- + 2H+ [1] Cette réaction peut se produire à des pH près de la neutralité. La pyrite et la pyrrhotite peuvent aussi subir une oxydation indirecte par le fer ferrique en solution. En effet, le fer ferreux libéré par l’oxydation de la pyrite ou de la pyrrhotite peut être oxydé en fer ferrique (équation 2). À des pH relativement élevés, le fer ferrique précipite sous forme d’hydroxyde, en libérant davantage d’acide dans l’eau (équation 3). Une fois le pH suffisamment bas (pH<3), le fer ferrique ne précipite plus et demeure en solution, lui permettant de contribuer à l’oxydation indirecte des sulfures (équation 4, cas de la pyrite) : Fe2+ + 1/4O2 + H+ → Fe3+ + 1/2H2O [2] Fe3+ + 3H2O → Fe(OH)3 + 3H+ [3] FeS2 + 14Fe3+ + 8H2O → 15Fe2+ + 2SO4

2- + 16H+ [4] Les différentes phases de formation du DMA décrites par les équations 1 à 4 se développent normalement selon une séquence en trois phases (Kleinman et al., 1981). La figure 2 illustre ces différentes phases de formation du DMA, pour le cas de la génération d’acide par l’oxydation de la pyrite. Les deux premières phases de formation du DMA ont lieu à des pH suffisamment élevés, de sorte que le fer ferrique précipite sous forme d’hydroxyde et n’agit pratiquement pas comme oxydant de la pyrite. Après un certain temps, il y a assez d’acidité pour que le pH soit abaissé, engendrant ainsi l’oxydation indirecte de la pyrite par le fer ferrique. On peut aussi remarquer que les premières phases de formation du DMA génèrent globalement quatre ions H+ par mole de pyrite oxydée (équation 1), alors qu’en phase 3 (oxydation indirecte), une mole de pyrite génère seize moles d’ions H+. La génération de DMA est donc un phénomène qui commence lentement, et dont l’intensité s’accélère à mesure que les conditions s’approchent de la troisième phase. À ce moment, le phénomène de production d’acide devient très rapide. On présente au tableau 2 (voir les équations 5 à 13) les réactions simplifiées associées à l'oxydation par l'oxygène et le fer ferrique de quelques autres minéraux sulfureux susceptibles d’être retrouvés dans les rejets miniers, soit la pyrrohtite (FeS), la chalcopyrite (CuFeS2), la sphalérite (ZnS), la galène (PbS) et l’arsenopyrite (FeAsS). Il est intéressant de noter, dans ce tableau, que certaines réactions d’oxydation ne mènent pas à de l’acidification mais génèrent tout de même des contaminants (ex. : oxydation par l’oxygène de la sphalérite et de la galène, qui produisent du zinc et du plomb, respectivement, en plus des sulfates). Les réactions présentées précédemment sont basées sur un équilibre stochiométrique, qui ne tiennent pas compte de la cinétique des réactions. Les taux de réaction des différents minéraux sulfureux contenus dans des rejets miniers ont été étudiés par plusieurs auteurs dans la littérature (voir Morth et Smith, 1966 ; Rogowski et Pionke, 1984 ; Nicholson et al., 1988 ; Olson, 1991 ; Elberling et al., 1993 ; Bennet et al., 2000 ; Frostad et al., 2000a,b ; Hollings et al., 2001 ; Jerz et Rimstidt, 2004 ; Villeneuve, 2004), et ce, pour différentes conditions d’essai (pH, température,

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oxydation par l’oxygène ou par le fer). Dans le cas de la pyrite, des valeurs pouvant varier entre 10-3 et 20 moles/m2/an sont répertoriées dans la littérature. Le tableau 3 présente l’ordre de réactivité relative des minéraux sulfureux, tel que proposé par différents auteurs. Notons ici que le taux relatif de réactivité des minéraux sulfureux peut varier grandement selon les conditions d’exposition. Un autre facteur important dans la production de DMA est la présence de bactéries, qui peuvent accélérer les mécanismes de génération d’acide. Par exemple, les bactéries Acidithiobacillus ferrooxidans ont la capacité de catalyser la réaction d’oxydation du fer ferreux en fer ferrique (équation 2). Dans la littérature, on parle d’une accélération de la réaction par un facteur de 103 à 106 (voir Singer et Stumm, 1970 ; SRK, 1989 ; Nordstrom, 2000). Comme l’équation 2 est souvent considérée comme l’équation limitante au niveau de la génération d’acide, l’action des bactéries a donc un impact direct sur le taux de production d’acide. Certaines bactéries peuvent aussi oxyder le soufre produit lors de l’oxydation des minéraux sulfureux et oxyder directement certains sulfures métalliques. S0 + 3/2 O2 + H2O → Η2SO4 [14] Cette action (voir figure 2) vient accélérer encore plus la production de DMA, en aidant l’oxydation directe de la pyrite et en rendant davantage de fer ferrique disponible pour l’oxydation indirecte de la pyrite à de bas pH. Diverses bactéries peuvent intervenir dans la production de DMA; le tableau 4 présente une liste (non exhaustive) des principales bactéries impliquées ainsi que leurs diverses sources d’énergie. Les principaux facteurs qui affectent l’apport biologique à l’oxydation de la pyrite sont le pH, la température, la surface spécifique et la morphologie des sulfures et la concentration en oxygène. On retrouve dans la littérature quelques études in situ, visant à caractériser la flore bactérienne acidophile dans des parcs à rejets miniers. Par exemple, Blowes et al. (1998) ont retrouvé essentiellement des bactéries de type Thiobacillus thioparus dans le parc à résidus miniers Joutel situé près de l’ancienne mine du même nom. Les conditions géochimiques du parc ne sont généralement pas très acides avec des pH de l’eau interstitielle habituellement entre 6,5 et 8,5. Cependant, des eaux interstitielles plus acides se retrouvent près de la surface à certains endroits (pH pouvant être inférieur à 4). Le parc à rejets de concentrateur du site Kidd Creek situé à Timmins, Ontario, a également été caractérisé au niveau bactériologique (Blowes et al., 1995). L’étude montre que Thiobacillus thioparus est la principale bactérie que l’on retrouve dans les zones où l’eau interstitielle est à un pH supérieur à 5,5, alors que Acidithiobacillus thiooxidans et Acidithiobacillus ferrooxidans se retrouvent de façon majoritaire dans la zone d’oxydation active, où le pH de l’eau interstitielle se situe à des valeurs inférieures à 4. Même si l’on ne comprend pas encore parfaitement l’apport des phénomènes biologiques, les travaux de recherche réalisés à ce jour montrent, sans l’ombre d’un doute, l’influence majeure que peuvent avoir les bactéries sur la production de DMA. Le lecteur intéressé à l’intervention des bactéries dans le drainage minier acide est invité à consulter Lizama et Suzuki (1989), Scharer et al., (1991), Suzuki et al. (1994), Kwong et al. (1995), McIntosh et Groat (1997), Mills (1999) de même que Gould et Kapoor (2003).

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2.1.2 Processus de neutralisation dans les rejets miniers

Un autre aspect important, concernant la qualité du drainage minier, est la présence ou non de minéraux acidivores dans l’environnement immédiat; le tableau 5 présente les principaux minéraux neutralisant pouvant être retrouvés dans les rejets miniers. Les minéraux neutralisants les plus efficaces sont les carbonates, plus particulièrement la calcite (CaCO3), la dolomite (CaMg(CO3)2) et l’ankérite ((CaxMgyMnz)CO3, où x+y+z=1). Les mécanismes de neutralisation de l’acide sulfurique (issu du DMA) par la calcite et la dolomite sont illustrés dans les équations suivantes (Aubertin et al., 2002a). Calcite : 2CaCO3 + H2SO4 → 2Ca2+ + 2HCO3

- +SO4-2 [15]

Dolomite : CaMg(CO3)2 + H2SO4 → Ca2+ + Mg2+ + 2HCO3- +SO4

-2 [16] On voit dans ces équations que l’acide sulfurique produit par l’oxydation des minéraux sulfureux est neutralisé par le carbonate, pour produire des ions bicarbonates, des sulfates et des ions calcium (et magnésium pour la dolomite). D’autres carbonates (voir tableau 5), en plus de ceux déjà mentionnés, peuvent aussi contribuer à neutraliser l’acide généré par l’oxydation des minéraux sulfureux. L’autre principale famille de minéraux pouvant neutraliser l’acide produit par l’oxydation des minéraux sulfureux est celle des silicates. Les principaux silicates que l’on retrouve dans la gangue des minerais québécois sont, par ordre d’importance (e.g. Aubertin et al., 1996) : quartz, chlorite, micas (biotite et muscovite), plagioclases, amphiboles et tourmaline. À part le quartz, qui est considéré comme inerte géochimiquement (Lawrence et Scheske, 1997), les autres minéraux peuvent avoir un effet sur la qualité de l’eau venant de parcs à résidus générateurs de DMA. La dissolution des silicates peut se faire de façon congruente ou incongruente, c’est-à-dire que le silicate peut se dissoudre complètement en composants solubles (congruente) ou encore se dissoudre et former, à partir des produits de la réaction, une autre forme stable qui précipite (incongruente). Ce dernier type de dissolution est le plus fréquent pour les silicates. Les équations qui suivent représentent la dissolution congruente et incongruente de l’anorthite (réactions de neutralisation), un des silicates les plus solubles (feldspath plagioclase calcique), (Sherlock et al., 1995).

−+++ +++=++ OH6SiOH2Al2CaOH6H2OSiCaAl 4432

2822 [17] ( )4522

22822 OHOSiAlCaOHH2OSiCaAl +=++ ++ [18]

Tout comme pour l’oxydation des minéraux sulfureux, un des aspects clés de la neutralisation est la vitesse avec laquelle la réaction peut se produire. Il est cependant difficile de classifier cette réactivité pour l’ensemble des conditions pouvant être retrouvées dans une aire d’entreposage de rejets (pH, température, conditions géochimiques, cristallographie, etc.). Il est toutefois reconnu que les minéraux carbonatés sont nettement plus réactifs que les silicates; parmi ces familles de minéraux, on retrouve différents niveaux de réactivité. La hiérarchie suivante de la réactivité relative des carbonates a été proposée par Blowes et Ptacek (1994) : calcite ≥ dolomite > ankérite magnésienne > ankérite > sidérite. Strömberg (1997) a également tiré de la littérature

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des taux de dissolution pour différents minéraux. Les résultats, pour un pH de 7 et une température de 25°C, montrent que le taux de dissolution de la calcite (2 x 10-5 mole m-2 s-1) serait 106 fois plus grand que ceux de la biotite, de l’anorthite et de l’albite (1 x 10-12 mole m-2 s-

1) et 107 fois plus grand que celui des feldspath-K (1 x 10-13 mole m-2 s-1). En comparant les résultats présentés par Lawrence et Scheske (1997) (à pH 5) à ceux de Strömberg (à pH 7), on observe que le pH a une influence majeure sur l’écart des taux de dissolution entre les carbonates et les silicates. Pour un pH neutre, la différence, en termes de taux de dissolution, est de l’ordre de 106, alors qu’il est à peine de 2,5 à pH 5. L’impact des silicates sur la qualité de l’eau est donc pratiquement négligeable à pH près de la neutralité mais devient significatif lorsque le pH devient faible (voir Moncur et al., 2005). En terminant cette brève description des phénomènes menant à la formation de DMA, il est important de mentionner que d’autres réactions chimiques (autres que l’oxydation et la neutralisation) sont susceptibles de se produire dans les rejets miniers et que ces dernières vont modifier le comportement géochimique du système. Par exemple, l’oxydation des minéraux sulfureux génère des ions sulfates, alors que la neutralisation par les carbonates, tels que la calcite et la dolomite, génère des ions calcium. Si les concentrations de ces deux éléments sont suffisamment élevées, il est possible qu’il y ait précipitation de minéraux secondaires dans les rejets (tel le gypse). Ces précipitations vont affecter la qualité de l’eau (en réduisant les concentrations de ces deux éléments et en produisant certains autres éléments) et peuvent également affecter les propriétés des rejets (baisse de la porosité, par exemple). L’accumulation des minéraux secondaires peut conduire à la formation d’un horizon induré (hard pan), qui forme localement une interface moins perméable entre la zone de résidus oxydés et les résidus frais, ce qui peut contribuer à limiter la diffusion de l’oxygène en profondeur (voir Blowes et al., 1991 ; Aubertin et al., 2002a). La compréhension des processus géochimiques, prenant place dans la formation des minéraux secondaires, est primordiale si on veut pouvoir prédire l’évolution du DMA dans le contexte d’un site minier.

2.2 Le drainage neutre contaminé (DNC)

Comme nous l’avons mentionné précédemment, la baisse du pH causée par l’oxydation des minéraux sulfureux crée des conditions géochimiques favorables à la mise en solution des différents métaux composant le rejet minier. Cependant, certains de ces métaux sont solubles même à des pH près de la neutralité. À titre d’exemple, pour faire précipiter la quasi-totalité du zinc contenu dans un effluent acide, le pH doit être rehaussé autour de 9,5, alors que pour le nickel, on parle habituellement d’un pH supérieur à 8,5 (e.g. Ritcey, 1989). Dans la nature, il est rare d’avoir des pH aussi élevés. C’est pourquoi on peut retrouver des concentrations non négligeables de ces éléments solubles dans des effluents miniers dont le pH est près de la neutralité. Le DNC est donc défini comme étant un drainage minier dont la qualité chimique est affectée par le passage à travers le rejet minier, mais qui n’est pas acide (Stantec, 2004). Le drainage neutre contaminé peut apparaître dans différentes conditions (Stantec, 2004) :

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1. Les minéraux sulfureux s’oxydent et produisent de l’acide, ce qui entraîne la mise en solution de certains métaux solubles. Cependant, une portion des rejets contient suffisamment de minéraux acidivores pour maintenir le pH des exfiltrations près de la neutralité. Dans ce cas, les réactions géochimiques (ex. : précipitations) présentes dans le rejet minier n’affectent pas de façon significative la teneur de certains métaux plus solubles, qui demeurent à des concentrations suffisamment élevées pour avoir un impact sur l’environnement.

2. Il y a lixiviation des métaux contenus dans les rejets sans génération d’acide. Le tableau 2 montre, par exemple, le cas de la sphalérite, qui peut réagir avec l’oxygène sans générer d’acide, tout en libérant du zinc (très soluble).

3. Il peut y avoir production de drainage neutre lorsque des méthodes de contrôle du DMA sont appliquées sur des rejets générateurs d’acide. Par exemple, certains rejets miniers peuvent placés sous un recouvrement en eau qui limite l’accès à l’oxygène et, par conséquent, réduit l’oxydation des minéraux sulfureux et la génération d’acide. Cependant, la quantité d’oxygène disponible dans l’eau peut être suffisante pour qu’il y ait une oxydation localisée et/ou un faible relargage de métaux, sans pour autant avoir un problème d’acidité à l’effluent.

Les principaux éléments que l’on peut retrouver dans les effluents neutres contaminés sont, par ordre alphabétique (Stantec, 2004) : antimoine, arsenic, cadmium, chrome, cobalt, manganèse, mercure, molybdène, nickel, sélénium, sulfates et zinc. Au Québec, on reconnaît habituellement que les plus problématiques sont l’arsenic, le nickel et le zinc.

2.2.1 Problématique de l’arsenic

L’intérêt porté à l’arsenic est en constante croissance, depuis le resserrement de certaines législations sur la qualité du milieu aquatique. Par exemple, le Canadian Water Quality Guidelines fixe la limite acceptable à 0,005 mg/L, afin de protéger la vie aquatique, ce qui est 10 fois inférieur à l’ancienne limite. L’arsenic peut se retrouver dans différents minéraux sulfureux (voir tableau 1). Dans le contexte géologique québécois et canadien, on retrouve l’arsenic principalement sous la forme d’arsénopyrite ou sous forme de trace avec la pyrite. Dans les mines d’or du Québec et de l’Ontario, on retrouve souvent l’arénopyrite associé au minerai, et ce, en proportion variable. L’arsénopyrite est principalement associé aux minéralisations aurifères de la faille Larder Lake-Cadillac situées dans ou à proximité des roches sédimentaires du Groupe de Piché (Trudel et al, 1991). On retrouve ainsi dans un rayon de 50 km de Rouyn-Noranda, quatre sites non restaurés (Granada, Thompson Cadillac, Darius O’Brien, Pandora) dont les rejets contiennent des teneurs non négligeable en arsénopyrite (entre 0 et 3% évaluées à l’aide d’analyses chimiques et de la diffraction des rayons X; Potvin et Bussière, 2005). Des minéralisations aurifères contenant de l’arsénopyrite sont également présentes le long des failles Procupine-Destor (secteur Duparquet) et Casa Berardi. La littérature récente contient également plusieurs études de caractérisation de sites miniers abandonnés, où l’on retrouve un problème de contamination à l’arsenic (voir Bodénan et al., 2004 ; Moncur et al., 2005). L’arsénopyrite peut s’oxyder lorsqu’elle est exposée à l’air et à l’eau (l’action bactérienne entre également en ligne de compte comme pour les autres sulfures), ce qui libère l’arsenic, en plus de produire de l’acide, du fer et des sulfates (voir l’équation 8 du tableau 2). L’arsenic ainsi solubilisé peut être sous deux niveaux d’oxydation différents, soit en As(III) ou As(V), qui ont

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une mobilité et une toxicité différente (voir Cullen et Reimer, 1989 ; Matera et Le Hécho, 2001; Dobran et Zagury, 2005). On considère habituellement que la forme As(V) est moins toxique et moins mobile que la forme As(III). La spéciation de l’arsenic est un point important lorsque l’on veut évaluer les impacts environnementaux d’un site contaminé à l’arsenic. On retrouve, dans des secteurs affectés par des rejets miniers contenant de l’arsenic, des concentrations en As dans l’eau de surface et souterraine pouvant varier entre 0,001 et 850 mg/L (Williams, 2001 ; Smedley et Kinniburgh, 2002). Les valeurs élevées dans les effluents miniers sont habituellement associées avec le DMA. Différents facteurs vont cependant affecter la quantité d’As en solution, notamment les phénomènes d’hydrolyse et de co-précipitation. Par exemple, les éléments Fe, Co, Ni, Pb et Zn en solution peuvent réagir avec les anions arséniates solubles, pour former des arséniates stables tels que la scorodite (FeAsO4.2H2O), l’erythrite ((CO,Ni)3(AsO4)2,8H2O), l’annabergite (Ni3(AsO4)2.8H2O), la beudantite (PbFe3(AsO4)(SO4)(OH)6) et l’adamite (Zn2(AsO4)(OH)). Ces composés secondaires d’altération restent stables, tant que les conditions géochimiques (pH) sont favorables. Plus de détails sur les champs de stabilité de l’arsenic peuvent être trouvés dans Benzaazoua (1996) et Benzaazoua et al. (2004).

2.2.2 Autres métaux

Dans le contexte géologique québécois, les deux autres métaux que l’on peut retrouver en concentration significative dans les eaux des rejets miniers au pH proche de la neutralité, sont le zinc et le nickel. Comme on peut l’observer au tableau 1, les minéraux souvent associés à ces éléments sont la sphalérite pour le zinc et la pentlandite pour le nickel (le nickel est également associé à la pyrrhotite comme élément trace). Ces deux minéraux sont reconnus comme étant réactifs, même à des pH neutres. Des résultats d’essais cinétiques sur des matériaux non générateurs d’acide, mais contenant de faibles teneurs en sphalérite, ont été présentés par Villeneuve (2004). On présente à la figure 3 l’évolution du pH lors d’essais en colonne pour deux des matériaux étudiés (Mat-M1 et Lar-M3). Ces matériaux contenaient initialement des teneurs relativement faibles en sphalérite (< 0,5%), et ils sont considérés comme non générateurs d’eaux acides à long terme (Villeneuve, 2004). Cependant, même s’ils ne génèrent pas de DMA, les concentrations en zinc observées dans les colonnes ont varié entre 5 et 25 mg/L, ce qui est nettement supérieur à la limite permise par la règlementation québécoise, qui est de 1 mg/L pour un échantillon instantané. Le même genre de comportement a été observé sur les échantillons de roches stériles des mines Raglan et Voisey Bay (en développement) lorsque soumises à des essais cinétiques en cellule d’humidité (Nicholson et al., 2003 ; Rinker et al., 2003). Dans ces deux cas, même si les pH étaient près de la neutralité, les effluents récoltés dépassaient fréquemment les normes en vigueur concernant le nickel. Même si le problème du DNC a une ampleur moindre que celui du DMA, le drainage neutre contaminé peut contenir des concentrations en éléments supérieures à celles exigées par la réglementation et, ainsi, avoir un impact sur l’environnement si aucune mesure n’est prise sur le site.

3. MÉTHODES DE RESTAURATION DES AIRES D’ENTRPOSAGE

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Lorsque des rejets sont identifiés comme potentiellement générateurs de DMA ou de DNC, il est essentiel de prendre des mesures qui limiteront les impacts environnementaux de ceux-ci. Une des façons pour atteindre cet objectif consiste à contrôler la production du DMA ou du DNC par la prévention. On entend par prévention les mesures qui visent à inhiber la réaction d’oxydation des sulfures à la source. Les méthodes visant à prévenir la production de DMA ou de DNC ont pour objectif d’éliminer, ou de réduire à des niveaux très faibles, la présence de l’oxygène atmosphérique, d’eau ou de sulfures. Comme ces trois éléments sont les composantes principales des réactions d’oxydation (voir l’équation 1 et le tableau 2) qui causent le DMA et aussi le DNC (dans plusieurs cas), en éliminant un ou plusieurs de ces éléments, on peut réduire la production de contaminants à des niveaux très faibles.

3.1 Enlèvement des sulfures

La présence de minéraux sulfureux dans les résidus miniers est nécéssaire pour former du DMA, et aussi divers types de DNC (ceux dont le problème de contamination provient de l’oxydation des sulfures). Si l’on retire suffisamment de sulfures des rejets à l’usine de concentration du minerai, la quantité de drainage contaminé provenant des matériaux désulfurés sera négligable. Pour séparer les sulfures contenus dans les résidus miniers, on utilise des techniques de concentration telles la flottation et les méthodes gravimétriques (McLaughlin et Stuparyk, 1994 ; Humber, 1995 ; Bussière et al., 1995, 1998a). Cette technique est davantage applicable aux sites en opération, mais le recyclage des rejets de concentrateur pourrait être une option dans des cas très particuliers de sites abandonnés. Le lecteur intéressé par la désulfuration environnementale peut consulter Bussière et al. (1995, 1998a), Benzaazoua et al. (1998, 2000), Benzaazoua et Bussière (1999), Benzaazoua et Kongolo (2003), Bois et al. (2005) et Mermillod-Blondin et al. (2005).

3.2 Barrières à l’oxygène

Comme le montrent les équations chimiques qui décrivent le processus d’oxydation des minéraux sulfureux, l’oxygène est un des réactants du processus menant à la production de DMA ou de certains types de DNC. La réduction de l’apport en oxygène est considérée, dans les climats humides tels que celui du Québec, comme la méthode la plus efficace pour prévenir la génération de DMA (et de DNC, en présence de sulfures) de résidus miniers (SRK, 1989). On sait toutefois que sous certaines conditions, des réactions menant à la formation d’eaux acides peuvent parfois se produire en conditions anaérobies, soit en utilisant d’autres réactants tels le fer ferrique Fe3+, soit par l’action directe des bactéries (voir section précédente). Pour limiter l’apport en oxygène au point de ramener la production d’acide à des niveaux négligeables (du moins dans des rejets peu ou pas oxydés préalablement), on peut installer des recouvrements ayant une perméabilité au gaz extrêmement faible ou encore un recouvrement qui consomme l’oxygène. L’eau, les sols, les matériaux synthétiques et des combinaisons de ces matériaux peuvent être utilisés pour créer un recouvrement à faible perméabilité au gaz, alors que les matériaux organiques sont généralement utilisés comme composante des recouvrements à consommation d’oxygène. Plus de détails sur les barrières à l’oxygène peuvent être trouvés dans la littérature (voir MEND, 2001 ; Aubertin et al., 2002a).

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3.3 Recouvrements étanches et contrôle des infiltrations d’eau

L’eau est un des réactifs essentiels à la formation d'acide sulfurique. En excluant l’apport en eau aux résidus miniers sulfureux, on peut réduire ou même éliminer la production de DMA. Pour ce faire, on doit aménager des barrières peu perméables, qui empêchent l’infiltration des eaux de surface et souterraines. Ces barrières peuvent être faites de sols à faibles conductivités hydrauliques ou de matériaux synthétiques peu perméables (géomembrane ou géocomposite bentonitique). Les recouvrements visant à réduire l'infiltration dans les aires d'accumulation de rejets miniers générateurs de DMA sont du même type que ceux développés pour les sites d'enfouissement de déchets domestiques, dangereux ou nucléaires (voir Oakley, 1987; Aubertin et Chapuis, 1991; Daniel et Koerner, 1993; Koerner, 1993, 1994; Aubertin et al. 1995). Pour les climats arides et semi-arides, des couvertures avec effets de barrière capillaire ont été proposées pour limiter l'infiltration d'eau plutôt que l'infiltration d'oxygène (voir Ross, 1990 ; Fayer et al., 1992 ; Morel-Seytoux, 1994 ; Morris et Stormont, 1997 ; Stormont et Morris, 1998; Williams et al., 2003). Pour ce genre de couverture, de type emmagasinement (ou stockage) et décharge [store and release], la couche de rétention d’eau doit être exposée aux conditions extérieures, afin qu’elle perde un maximum d’eau par évaporation durant les périodes sèches. Lorsque des pluies surviennent, la couche de matériau à granulométrie fine doit pouvoir empêcher la percolation en stockant le nouvel apport d’eau, jusqu’à la période d’évaporation suivante. De plus, en inclinant la surface du recouvrement, il est possible d’améliorer l’efficacité grâce à bon contrôle de l’écoulement latéral le long de l’interface entre les matériaux grossiers et fins. Dans un tel cas, le recouvrement est de type emmagasinement, déviation, et décharge (store, divert and release) (e.g. Zhan et al., 2001; Bussière et al. 1998b, 2003). Une compilation des résultats obtenus sur des sites d'enfouissement aux États-Unis ont montré que dans certaines conditions climatiques, la capacité à limiter l’infiltration d’eau de telles couvertures à effets de barrières capillaires (CEBC) étaient égales et supérieures aux recouvrements traditionnels faits de matériaux à faible conductivité hydraulique, avec des coûts associés qui étaient jusqu’à deux fois moindres (Dwyer, 1998 ; Albright et al., 2004). Enfin, on peut envisager d’autres options pour aider à prévenir la contamination des eaux par les empilements de roches stériles. Par exemple, on peut inclure à l’intérieure des haldes des couches de matériaux à granulométrie plus fine permettant l’évacuation (totale ou partielle) des eaux de percolation vers l’extérieur de l’empilement, réduisant ainsi les possibilités pour que l’eau s’écoule profondément au cœur de la halde. Les effets de barrière capillaire sont à nouveau mis à profit par cette technique, qui vise à dévier l’eau latéralement le long des interfaces entre les matériaux de textures différentes (Fala 2002; Fala et al. 2003; Aubertin et al. 2005, cette conférence). Des simulations numériques ont ainsi montré, pour un cas spécifique avec des couches inclinées à environ 3,5°, que le centre de la halde peut demeurer pratiquement sec alors que l’eau est acheminée vers la portion extérieure grâce aux effets de barrières capillaire qui se développent entre les matériaux fins et grossiers. La portion externe de la halde devient ainsi plus fortement saturée que l’intérieur de l’empilement, ce qui est avantageux pour limiter la migration des gaz. Lorsque des matériaux peu réactifs sont disponibles sur le site, on peut alors les utiliser pour ceinturer le pourtour de la halde ; ceci réduit les risques de contamination du lixiviat. Même si cette approche n’a pas encore été appliquée à l’échelle réelle, les résultats mathématiques montrent qu’elle pourrait être intéressante pour les haldes de stériles actuelles et

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futures. D’autres scénarios de déposition peuvent aussi être envisagés pour mieux contrôler les écoulements de l’eau pendant la phase de construction, ce qui s'avère bénéfique lors des travaux de fermeture. Évidemment, ce type d'approche n'est pas nécessairement applicable au cas des sites abandonnés, mais il peut s'avérer pertinent dans des cas particuliers tel celui de la réutilisation du site par l'extension d'une halde existante.

4. ADAPTATION DES MÉTHODES DE RESTAURATION POUR LES SITES ABANDONNÉS

Il existe des différences importantes entre les sites miniers existants et les sites miniers abandonnés (i.e. laissés à eux même depuis quelques années), lorsque vient le temps de procéder à la restauration des aires d’entreposage des rejets. Ces principales différences sont résumées au tableau 6. Dans un premier temps, un des aspects important, 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 post-opération, peut avoir contaminé de façon significative la qualité de l’eau; on peut alors y retrouver des pH inférieurs à 4, des teneurs importantes 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., 2002a, pour des exemples concrets). Les fortes teneurs en fer et les faibles pH peuvent entraîner une oxydation indirecte des minéraux sulfureux, comme il a été démontré au tableau 2 (voir les réactions 9 à 13). Ainsi, les réactions d’oxydation pourraient 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 CEBC) ou d’eau. Pour réduire les effets de l’oxydation indirecte, il est souhaitable d’ajouter des matériaux alcalins sur (ou mélangés avec) les rejets avant la mise en place du recouvrement (voir Catalan et al., 2002). Un des objectifs ici est de faire précipiter le fer et, ainsi, de réduire les concentrations en fer ferrique (Fe3+) dans les eaux interstitielles des rejets. Cette approche a d’ailleurs été utilisée avec succès au site abandonné Solbec-Cupra (Amyot et Vézina, 1997). L’objectif de la restauration d’un site minier générateur d’acide est de limiter à un niveau acceptable les impacts environnementaux causés par l’aire d’entreposage. Dans le cas des sites abandonnés, il faut, en plus d’empêcher une nouvelle contamination, 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 chimique. Cependant, la mise en place d’une usine de traitement chimique est coûteuse, et les frais d’opération sont non négligeables (voir Bussière et al., 1999), sans compter qu’il faut gérer de façon responsable les boues générées par le traitement. Dans le contexte du développement durable, le traitement chimique n’est habituellement pas considéré comme une option viable pour la restauration à long terme de sites miniers générateurs de DMA (ou de DNC). L’autre option disponible pour le traitement des effluents est le traitement passif. On considère habituellement quatre approches pour ce type de traitement, soit i) le traitement par drains calcaires anoxiques (DAC ; voir Hedin et Watzlaf, 1994 ; Bernier et al., 2001), ii) les réacteurs ex-situ avec bactéries sulfato-réductrices (voir Zaluski et al., 2003 ; Johnson et Hallberg, 2005), iii) les murs réactifs perméables (voir Waybrant et al., 1998 ; Benner et al., 1999; Cocos et al., 2002) et iv) le traitement en système marécageux (voir Kalin, 1993 ; Gazea et al., 1996 ; Goulet et Pick, 2001). Jusqu’à présent, la

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plupart des études concernant ces quatre approches ont visé à évaluer la possibilité d’utiliser ces méthodes comme solution unique de traitement du DMA. En raison des charges importantes en métaux et des débits de crue significatifs dans les climats humides, ces approches ne parviennent habituellement pas à atteindre les critères environnementaux des réglementations provinciales et fédérales dans le contexte des sites abandonnés québécois. Cependant, ces approches pourraient être très intéressantes lorsque combinées à des méthodes de restauration, qui limitent les apports de fluides (eau et gaz). D’autres aspects doivent également être pris en compte lors de la restauration des sites abandonnés. Par exemple, les infrastructures de retenue construites pour contenir les rejets peuvent s’avérer perméables, surtout si elles ont été construites à même les rejets (une pratique courante, du moins jusqu’à tout récemment). Le problème peut être amplifié pour les digues construites par la méthode amont, reconnue comme étant la méthode de construction de digue ayant le plus fort risque d’instabilité géotechnique (Vick, 1990; Strachan, 2002; Aubertin et al. 2002b).

5. EXEMPLES DE RESTAURATION DE SITES ABANDONNÉS QUÉBÉCOIS

On retrouve au Québec quelques exemples d’aires d’entreposage de rejets miniers abandonnés restaurés. Par exemple, le ministère des Ressources naturelles et de la Faune (MRNF) du Québec est directement responsable de onze sites miniers abandonnés, qui ont été rétrocédés à la Couronne au fil des ans. Ces onze sites miniers appartenant à l’État québécois sont répartis sur l’ensemble du territoire de la province. Ils couvrent quelque 520 ha et ils ont engendré diverses incidences sur l’environnement (avant les travaux de restauration). Les parcs East Sullivan, Lorraine, Canadian Malartic, Candego et Somex sont générateurs de DMA. Ceux des sites Terrains Aurifères A (parfois appelé Malartic Goldfield), Stadacona et Preissac contiennent des résidus dits neutres, alors que ceux des parcs de Sullivan, Wood Cadillac et mines Madeleine présentent des problématiques particulières, relatives respectivement au mercure, à l’arsenic et à la stabilité des ouvrages de retenue. La plupart de ces sites ont fait l’objet de travaux en vue de leur restauration; plusieurs de ces travaux sont décrits sommairement au chapitre 13 de Aubertin et al. (2002a). Entrepris en 1987, les travaux sont maintenant terminés pour la plupart d’entre eux. Différentes approches ont été utilisées pour la restauration des aires d’entreposage rétrocédées à la couronne qui sont génératrices de DMA ou de DNC (voir tableau 7). Par exemple, pour le site East Sullivan, une barrière à l’oxygène, composée de rejets forestiers (barrière qui consomme l’oxygène), a été mise en place pour contrôler l’oxydation des sulfures et la production d’eau acide. On retrouve également sur ce site un système de traitement des eaux contaminées par leur recirculation sur les résidus forestiers (Germain et al., 2003, 2004 ; Tassé et Germain, 2004). Au site Canadian Malartic, la restauration a consisté au déplacement d’une certaine quantité de rejets générateurs d’acide (qui sont essentiellement localisés à la surface dans ce cas particulier) et à favoriser l’infiltration à travers les rejets, afin de mettre à profit le potentiel de neutralisation des résidus miniers sous-jascents (Tassé et al., 1997). Au site Lorraine, un recouvrement multicouche de type CEBC a été construit sur le parc à rejet de concentrateur, afin de limiter la présence d’oxygène (Dagenais et al., 2001, 2005). De plus, quatre drains calcaires ont été

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construits pour réduire la contamination de l’effluent final (Bernier et al., 2002). Les sites Candego et Somex sont de petits sites (3 et 1 hectare de superficie respectivement) qui généraient des lixiviats acides (Aubertin et al., 2002a). Pour le site Candego, un lit de pierre calcaire a été installé, afin de traiter les suintements acides. Quant au site Somex, les rejets ont été concentrés sur le parc à rejet, qui a été ensuite recouvert par une couverture étanche composée d’un géocomposite bentonitique. Dans les deux cas, les sites ont par la suite été revégétalisés. Le site Wood Cadillac est un bel exemple de site générant du DNC. En effet, le pH de l’effluent se situe habituellement entre 6 et 9, mais des concentrations relativement élevées en As sont observées (entre 100 et 600 µg/l). Pour réduire les concentrations en As rejetés dans l’eau qui retourne à l’environnement, un système de traitement passif (biofiltre avec bactéries sulfato-réductrices) des effluents a été construit (Germain et Cyr, 2003 ; Tassé et al., 2003). Les rejets contenus dans l’aire d’entreposage ont également été stabilisés. Des aires d’entreposage de rejets miniers abandonnés ont également été restaurées par des compagnies minières au cours des dernières années (suite à des acquisitions ou à l’application de nouvelles composantes de la Loi sur les mines). Mentionnons le parc Solbec-Cupra par la compagnie Cambior et le parc Poirier par la compagnie Rio Algom (maintenant BHP-Billiton). La restauration du site Solbec-Cupra a impliqué la construction de deux digues, afin de créer un recouvrement en eau visant à limiter la disponibilité de l’oxygène. De la chaux a été appliquée en surface avant la mise en place du recouvrement pour neutraliser l’eau interstitielle contaminée. On a opté ici pour le nivelage de la surface afin d’assurer le maintien en tout temps d’une épaisseur d’eau de 1 mètre (voir Amyot et Vézina, 1997). Quant au site Poirier, le plan de restauration comprenait le transport des rejets (fortement générateurs d’acide) contenus dans les zones d’épanchement sur le parc à rejet, le reprofilage des surfaces pour favoriser le drainage et la stabilité mécanique, de même que la construction d’un recouvrement étanche constitué d’une géomembrane et d’une couche de protection. L’eau contenue dans le parc a été traitée par ajout de chaux (Maurice, 2002). Le niveau de performance des différentes méthodes appliquées sur les sites abandonnés restaurés au cours des dernières années n’est pas le même dans tous les cas (lorsque évalué). Cependant, on peut dire que pour chacun de ces sites, les impacts environnementaux ont été réduits de façon significative. L’instrumentation et le suivi de la performance des différents sites permettront de quantifier la performance à long terme des différentes approches et d’ajuster, au besoin, les méthodes pour les rendre encore plus efficaces pour l’avenir. Les coûts d’implantation des différentes méthodes de restauration varient également grandement d’une méthode à l’autre. Les coûts unitaires ($/ha) varient de 17 k$/ha, pour le cas le moins complexes (Canadian Malartic), à une fourchette de 30 à 100 k$/ha pour les cas de barrière à l’oxygène (Lorraine, Solbec-Cupra, East-Sullivan), et jusqu’à plus de 200 k$ pour les cas d’encapsulation (recouvrements étanches des sites Poirier et Somex). Les coûts associés à la restauration du site générateur de DNC Wood Cadillac sont de l’ordre de 70 k$/ha.

6. CONCLUSION

La restauration des aires d’entreposage de rejets de concentrateur génératrices d’acide abandonnées est un des défis les plus important à relever pour l’industrie minière, et ce, à

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l’échelle internationale. Au cours des dernières années, beaucoup d’efforts de recherche ont été investis sur les méthodes visant à contrôler la production du DMA. Ces méthodes ont pour objectif d’éliminer, ou de réduire à des niveaux très faibles, la présence d’air (ou d’oxygène), d’eau ou de sulfures. Comme il s’agit des principales composantes des réactions d’oxydation qui causent le DMA et aussi, dans certains cas le DNC, en éliminant un ou plusieurs de ces éléments, on peut réduire la production de contaminants à des niveaux très faibles. Les techniques développées sont particulièrement efficaces pour les sites en opération. Cependant, lorsque les rejets miniers générateurs de DMA ou de DNC ont été exposés pendant plusieurs années (voire plusieurs dizaines d’années dans certains cas) aux conditions naturelles environnantes, ces techniques ne permettent pas toujours d’atteindre les objectifs environnementaux visés, en raison de la présence de contaminants dans les pores des rejets miniers, de souches de certaines bactéries et de teneurs en fer suffisantes pour qu’il y ait oxydation indirecte des sulfures. Afin d’améliorer la performance des méthodes de restauration, il est nécessaire de tenir compte des particularités associés au cas des sites abandonnés. Dans ces cas, la restauration peut impliquer la mise en place de systèmes de traitement passif pour traiter les effluents déjà contaminés avant la mise en place de la technique de restauration, l’amendement des matériaux de surface par de la matière alcaline afin de faire précipiter les métaux contenus dans les eaux interstitielles (particulièrement le fer) sous une forme la plus stable possible afin de réduire la contamination des eaux et l’oxydation indirecte des minéraux sulfureux (qui se produit à bas pH), et le reprofilage des pentes qui ont souvent été construites à même les rejets par la méthode amont.

7. RÉFÉRENCES

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23

24

Tableau 1 : Principaux minéraux sulfureux susceptibles de se retrouver dans les rejets miniers (tiré d’Aubertin et al., 2002a)

Tableau 2 : Réactions d’oxydation par l’oxygène et par le fer ferrique pour les principaux minéraux sulfureux

(adapté de Rimstidt et al., 1994)

Minéral Réaction Oxydation par l’oxygène

Pyrrhotite Fe1-xS+(2-x/2)O2+xH2O→ (1-x)Fe2+ SO42-+2xH+ [5] Sphalérite ZnS + 2O2 → Zn2+ + SO42- [6] Chalcopyrite CuFeS2+4O2 → Cu2++Fe2++2SO42- [7] Galène PbS + 2O2 → Pb2+ + SO42- Arsénopyrite 2 FeAsS + 13/2 O2 + 3 H2O → 2 (SO4)2- + 2 (AsO4)3- + 6 H+ + 2 Fe2+ [8]

Oxydation indirecte par le fer ferrique Pyrrhotite Fe1-xS+(8-2x)Fe3++4H2O → (9-3x)Fe2++SO42+8H+ [9] Sphalérite ZnS+8Fe3++4H2O → Zn2++8Fe2++SO42-+8H+ [10] Chalcopyrite CuFeS2+16 Fe3++8H2O → Cu2++17Fe2++2SO42-+16H+ [11] Galène PbS+8Fe3++4H2O → Zn2++8Fe2++SO42-+8H+ [12] Arsénopyrite FeAsS + 11 Fe3+ + 7 H2O → H3AsO3 + SO42- + 11 H+ + 12 Fe2+ [13]

25

Tableau 3 : Réactivités relatives de différents sulfures

Minéraux, en ordre de réactivité Conditions Référence

sphalérite > galène > chalcopyrite > pyrite Abiotique, calculée Sarveswara Rao et al. (1991)

marcasite > pyrrhotite > chalcopyrite > pyrite = arsenopyrite Stériles miniers Kwong et Fergusson (1990)

pyrrhotite > chalcopyrite > pyrite fine > sphalerite > pyrite grossière Chapeau de fer Andrew (1984)

pyrrhotite > arsenopyrite > pyrite > chalcopyrite > sphalerite > galène Laboratoire, pH 2-6 Kakovsky et Kosikov (1975)

pyrite > chalcopyrite > galène > sphalérite Oxidation par l'air Brion (1980)

Note : tiré de Villeneuve, 2004, adapté de Jambor, 1994

Tableau 4 : Principales bactéries et Archae spp associées à l’oxydation des sulfures et du fer que l’on peut retrouver dans les rejets miniers générateurs d’acide

Bactéries pH Température

(°C) Source d’énergie

Thiobacillus thioparus 4,5-10 10-37 H2S, minéraux sulfurés, S0, S2O32-, S4O62-

Acidithiobacillus thiooxidans 1,0-6,0 10-37 S0, S2O32-, S4O62-

T. neapolitanus 3,0-8,5 8-37 H2S, minéraux sulfurés, S0, S2O32-, S4O62-

T. denitrificans 4,0-9,5 10-37 H2S, S0, S2O32-, S4O62-

T. novellus 5,0-9,2 25-35 S2O32-, S4O62-

T. intermedius 1,0-7,0 25-35 S0, S2O32-, S4O62-

T. perometabolis 2,8-6,8 25-35 S0, S2O32-, S4O62-

A. ferrooxidans 1,5-6,0 10-37 Fe2+, H2S, minéraux sulfurés, S0, S2O32-, S4O62-

Leptospirillum ferrooxidans 0,5-3,0 10-37 Fe2+, minéraux sulfurés

Sulfolobus acidocalderius 2,0-5,0 55-85 Fe2+, S0 Note : Adapté de EPA, 1994 et Blowes et al., 2003

26

Tableau 5 : Principaux minéraux neutralisants susceptibles d’être retrouvés dans les rejets miniers

Note : tiré d’Aubertin et al., 2002a

Tableau 6 : Principales différences entre une aire d’entreposage génératrice d’eaux acides, pour les mines en opération et les sites abandonnés

Caractéristiques Sites en opération Sites abandonnés

Eaux interstitielles contaminées Peu Fortement

Présence de bactéries acidophiles Peu Oui

Infrastructures étanches Oui en général Non en général

Présence de système de traitement d’eau Oui Non

27

Tableau 7 : Principaux travaux de restauration effectués au Québec sur des aires abandonnées d’entreposage de rejets miniers génératrices de DMA ou DNC

Nom du site (région administrative)

Superficie (ha)

Problématique Description de la restauration / année de fin des travaux Coûts de la restauration

East Sullivan (08-Abitibi-Témiscamingue)

228 DMA Barrière à l’oxygène avec des résidus forestier (>1m). / en cours 9M$

Lorraine (08-Abitibi-Témiscamingue)

11 DMA Barrière à l’oxygène de type CEBC (30 cm de sable – 50 cm de silt – 30 cm de sable) avec mise en place de drains calcaires. / 1999

1,3M$

Canadian Malartic (08-Abitibi-Témiscamingue)

78 DMA en surface Reprofilage pour favoriser l’écoulement du DMA dans les rejets alcalins sous-jascents, construction d’un déversoire et revégétalisation du site. / 1996

1,3M$

Candego (11-Gaspésie-Îles-de-la-Madeleine)

3 DMA Traitement des exfiltrations acides par un lit calcaire et revégétalisation du site. /1995 150k$

Somex (04-Mauricie-Bois-Francs)

1 DMA Recouvrement étanche constitué d’un géocomposite bentonitique et d’une couche de protection de 1m de sable. Le site a par la suite été végétalisé. / 1995

340k$

Wood Cadillac (08-Abitibi-Témiscamingue)

21 DNC (contamination à

l’As)

Stabilisation mécanique des rejets et mise en place d’un biofiltre avec bactéries sulfato-réductrices. / 1999

1,5M$

Solbec-Cupra (05-Estrie)

66 DMA Construction de deux digues pour l’ennoiement, reprofilage du site pour avoir en tout temps un recouvrement d’une épaisseur d’un mètre et chaulage des rejets avant la mise en place du recouvrement. / 1994

2,1M$

Poirier (08-Abitibi-Témiscamingue)

46 DMA Déplacement des rejets contenus dans les zones d’épanchement sur le parc à rejet, traitement de l’eau contaminée par chaulage, mise en place d’un recouvrement étanche constitué d’une géomembrane HDPE et d’une couche de protection de 1 m d’épaisseur, et végétalisation du site. / 2003

15,3M$

28

a)

b)

Figure 1 : Photographies qui illustrent les impacts environnementaux causés par deux sites miniers abandonnés a) site Aldermac, Rouyn-Noranda, Québec, Canada, b) site Manitou, Val-d’Or, Québec, Canada

29

Note : tirée d’Aubertin et al., 2002a, d’après Kleinman et al., 1981

Figure 2 : Étapes de la formation de DMA

6,50

7,00

7,50

8,00

8,50

9,00

9,50

0 100 200 300 400 500 600

Temps (j)

pH

0,00

5,00

10,00

15,00

20,00

25,00

30,00

0 100 200 300 400 500 600

Temps (j)

Zn (m

g/L)

6,50

7,00

7,50

8,00

8,50

9,00

9,50

0 100 200 300 400 500 600

Temps (j)

pH

0,00

5,00

10,00

15,00

20,00

0 100 200 300 400 500 600

Temps (j)

Zn (m

g/L)

Note : tiré de Villeneuve, 2004

Figure 3 : Exemple de caractéristiques pour deux effluents miniers neutres contaminés par le zinc; matériau Lar-M3 (a et b) et Mat-M1 (c et d)

a) b)

c) d)