potentiel d’utilisation du bauxsoltm comme ......this project studies the use of permeable...
TRANSCRIPT
FÉLIX LAPOINTE
POTENTIEL D’UTILISATION DU BAUXSOLTM COMME MATÉRIEL RÉACTIF D’UNE BARRIÈRE PERMÉABLE POUR CONTRÔLER LE DRAINAGE
MINIER ACIDE
Mémoire présenté à la Faculté des études supérieures de l'Université Laval
dans le cadre du programme de maîtrise en génie des mines pour l’obtention du grade de Maître ès Sciences (M.Sc.)
FACULTÉ DE SCIENCES ET GÉNIE
UNIVERSITÉ LAVAL QUÉBEC
DÉCEMBRE 2005 © Lapointe, Félix, 2005
i
Résumé
L’exploitation minière d’un gisement contenant des minerais sulfurés peut mener à la
production d’effluents acides. En effet, les stériles sulfures exposés aux éléments
atmosphériques (air, eau) s’oxydent pour produire de l’acide sulfurique. Ce phénomène se
nomme drainage minier acide (DMA). Outre le pH acide, ces effluents sont caractérisés par
de fortes teneurs en métaux lourds et peuvent parcourir de grandes distances par la nappe
phréatique.
Le présent projet de recherche étudie l’utilisation d’une barrière perméable réactive (BPR)
pour le traitement du DMA. Cette technique consiste à remplacer une partie du sol
ceinturant le site problématique par un matériel ayant des propriétés détoxifiantes. Le
matériel réactif évalué est un dérivé de boues rouges d’aluminerie, le BauxsolTM, développé
par la compagnie Virotec International inc.
La simulation des BPR est réalisée en utilisant cinq colonnes de Plexiglas contenant les
mélanges réactifs à tester. L’effluent acide est pompé, selon différents débits, par le bas de
la colonne et dix ports d’échantillonnages permettent d’étudier l’évolution des réactions.
Les résultats démontrent que cette technique est efficace pour augmenter le pH et enlever
les métaux de l’effluent. Ces derniers sont majoritairement adsorbés par les boulettes de
BauxsolTM. En plus d’être intéressante économiquement, cette méthode s’inscrit dans un
contexte de développement durable en revalorisant un déchet industriel.
ii
Abstract
Mining of sulphide ores can lead to the formation of acidic effluents. With the contact of air
and water, the sulfide phase can be oxidized to produce sulfuric acid. This process is called
acid mine drainage (AMD). These effluents are characterized by high concentrations of
sulphate and metals, and a pH under 4.
This project studies the use of permeable reactive barriers (PRB) to treat AMD. In a PRB, a
reactive material is placed in the ground subsurface by excavating the aquifer material. The
reactive material studied in these experiments was a pelletized form of alkaline residues
from the aluminium extractive industry. The pellets, called BauxsolTM, were provided by
Virotec International Inc.
Results show that a PRB using BauxsolTM can treat acid mine effluents by removing heavy
metals and increasing the pH. Metals are mainly trapped inside the pellets and the
carbonates, that give the alkaline properties to BauxsolTM, are in a form that is slowly
leachate. Therefore, a PRB using BauxsolTM present a feasible option using an industrial
waste to treat another waste.
iii
Avant-Propos Tout au long de mes recherches, j’ai eu la chance de travailler et d’être supporté à différents
niveaux. J’aimerais profiter de l’occasion pour remercier ces personnes qui m’ont permis
d’aller jusqu’au bout :
• Kostas Fytas, mon directeur de recherche et co-auteur des articles de ce mémoire,
pour m’avoir donné la chance de faire un diplôme de deuxième cycle et m’avoir
laissé tant de latitude durant mon projet;
• David McConchie, également co-auteur des articles de ce mémoire, pour son
soutien technique et ses conseils;
• Les compagnies Virotec International inc. et Cambior pour leur soutien financier;
• Katia Bilodeau, pour ne pas avoir abandonné avant d’atteindre son objectif, pour les
nombreuses heures consacrées à m’aider et envers qui j’ai contracté une dette
substantielle (remboursable selon mes termes);
• Sylvie Savard, ma mère, pour son support indéfectible et sa confiance;
• Pierre Lapointe, mon père, pour m’avoir mis une hache entre les mains à l’âge de
quatre ans;
• Yvan Couette, pour toutes ces séances d’élevage qui m’ont forgé;
• James Wang, pour ses conseils en anglais;
• Tom et Jerry, pour avoir éparpiller si soigneusement mes articles chaque matin.
iv
Table des matières
RÉSUMÉ ............................................................................................................................... I
ABSTRACT..........................................................................................................................II
AVANT-PROPOS.............................................................................................................. III
TABLE DES MATIÈRES................................................................................................. IV
LISTE DES TABLEAUX.................................................................................................. VI
LISTE DES FIGURES .....................................................................................................VII
CHAPITRE 1. INTRODUCTION ................................................................................1 1.1. PROBLÉMATIQUE .....................................................................................................1 1.2. OBJECTIF DU PROJET ................................................................................................3 1.3. STRUCTURE DU MÉMOIRE ........................................................................................3 1.4. RÉFÉRENCES ............................................................................................................4
CHAPITRE 2. DRAINAGE MINIER ACIDE ............................................................5 2.1. CONTEXTE GÉOLOGIQUE DU DMA ..........................................................................5 2.2. RÉACTION D’OXYDATION DE LA PYRITE...................................................................6 2.3. FACTEURS INFLUENÇANT LA PRODUCTION DU DMA ...............................................9
2.3.1. Effet des bactéries...........................................................................................9 2.3.2. Autres facteurs ..............................................................................................11
2.4. MÉTHODES DE PRÉVENTION ET DE CONTRÔLE DU DRAINAGE MINIER ACIDE ..........13 2.4.1. Collecte et traitement des effluents ...............................................................13 2.4.2. Barrière de recouvrement.............................................................................13 2.4.3. Entremêlement par couche et co-disposition................................................15 2.4.4. Barrières perméables réactives (BPR) .........................................................15
RÉFÉRENCES ......................................................................................................................20
CHAPITRE 3. USING PERMEABLE REACTIVE BARRIERS FOR THE TREATMENT OF ACID ROCK DRAINAGE ...............................................................22
3.1. RÉSUMÉ .................................................................................................................23 3.2. ABSTRACT .............................................................................................................24 3.3. INTRODUCTION ......................................................................................................24 3.4. EXPERIMENTAL SETUP, MATERIALS USED ..............................................................26 3.5. REACTIVE MIXTURE AND COLUMN.........................................................................28 3.6. MINE EFFLUENTS...................................................................................................28 3.7. COLUMN TESTS ......................................................................................................29 3.8. CONTAMINANT EVOLUTION ...................................................................................30 3.9. CONCLUSIONS........................................................................................................35 3.10. REFERENCES ..........................................................................................................36
v CHAPITRE 4. EFFICIENCY OF BAUXSOLTM IN PERMEABLE REACTIVE BARRIER TO TREAT ACID ROCK DRAINAGE .......................................................37
4.1. RÉSUMÉ .................................................................................................................38 4.2. ABSTRACT .............................................................................................................39 4.3. INTRODUCTION ......................................................................................................39 4.4. MATERIALS............................................................................................................42 4.5. METHODS ..............................................................................................................44 4.6. RESULTS AND DISCUSSION .....................................................................................47
4.6.1. Metal removal ...............................................................................................47 4.6.2. Material characterisation .............................................................................49 4.6.3. Iron oxide trapping capacities......................................................................51
4.7. CONCLUSION .........................................................................................................52 4.8. REFERENCES ..........................................................................................................54
CONCLUSION ...................................................................................................................56
ANNEXE 1 DIFFRACTION PAR RAYONS X ............................................................59
vi
Liste des tableaux Tableau 1 : Données sur les aires d’accumulation de résidus miniers au Québec ................2
Tableau 2 : Inventaire et coûts de restauration des sites miniers abandonnés au Canada.....3
Tableau 3 : Principaux sulfures métalliques..........................................................................5
Tableau 4 : Microorganismes jouant un rôle dans la production du DMA [9]......................9
Tableau 5 : Étapes de production du DRA (adaptation de Fortin [12]) ..............................10
Table 6 : Composition of the reagent mixture of every column ..........................................28
Table 7 : Acid effluent characteristics .................................................................................29
Table 8 : Characteristics of the effluent before and after treatment ....................................34
Table 9: Characteristics of the acidic effluent used to simulate PRB..................................44
Table 10: Composition of columns ......................................................................................45
Table 11: Composition of the pre-treatment solution ..........................................................46
Table 12: Average efficiency of columns (%) in removing metals .....................................48
vii
Liste des figures Figure 1 : Pyrite .....................................................................................................................6
Figure 2 : Marcassite .............................................................................................................6
Figure 3 : Réaction générale de production du DMA............................................................8
Figure 4 : Implantation d’une barrière perméable réactive .................................................16
Figure 5 : Barrière perméable réactive ................................................................................16
Figure 6 : BPR – système entonnoir ....................................................................................17
Figure 7 : BPR – système continu .......................................................................................18
Figure 8 : Coupe transversal d’une BPR montrant l’évolution de l’alcalinité et des
concentrations en sulfate, fer et nickel..........................................................................19
Figure 9: Schematic diagram of an experimental column ..................................................27
Figure 10: Evolution of pH, column 1................................................................................31
Figure 11 : Evolution of pH , column 2...............................................................................31
Figure 12 : Evolution of pH , column 3...............................................................................32
Figure 13 : Evolution of pH , column 4...............................................................................32
Figure 14 : Evolution of pH , column 5...............................................................................33
Figure 15 : Evolution of contaminant in column 1, t = 90 min ...........................................33
Figure 16 : Evolution of Fe in column 1..............................................................................34
Figure 17: Principle of a permeable reactive barrier ...........................................................40
Figure 18: Close up of reactive mixture after clogging.......................................................42
Figure 19: SEM picture of a BauxsolTM pellet [19].............................................................43
Figure 20: Particle size of the raw (RB) and ground (GB) BauxsolTM pellets used. ...........43
Figure 21: Set up of columns to simulate PRB....................................................................45
Figure 22: Evolution of pH and Fe, Cu, Pb, Zn, Ni concentrations in columns C1, C2, C3
and C4 over 90 days......................................................................................................48
Figure 23: Concentrations of As, Ca, Cr, Fe, Ni and Zn for BauxsolTM (NB), crust formed
on leached BauxsolTM pellets (CB) and the inner core of leached BauxsolTM pellets
(LB)...............................................................................................................................50
1
Chapitre 1. Introduction
Ce premier chapitre présentera la problématique et les objectifs qui sont à l’origine des
travaux de recherche présentés dans ce mémoire. On y présentera également la structure du
document.
1.1. Problématique
Les activités minières se caractérisent par l’excavation de larges volumes de stériles miniers
et par la production de résidus miniers lors des différents procédés minéralogiques. Ces
stériles ou résidus sont entreposés à proximité de la mine et peuvent couvrir des superficies
de plusieurs hectares. Lorsqu’il y a présence de minéraux sulfurés, les éléments
atmosphériques (eau, air) conduisent à l’oxydation chimique et surtout microbiologique des
résidus. Il y a alors production d’acide sulfurique (H2SO4), d’où une diminution du pH.
Deux termes peuvent être utilisés pour décrire le phénomène. Le drainage minier acide
(DMA) provient des résidus miniers et le drainage rocheux acide (DRA) est produit par les
stériles miniers. Le pH acide favorise également la lixiviation de métaux toxiques présents
dans les résidus.
Le DMA est une source importante de pollution des eaux et peut avoir des effets
dévastateurs sur l'environnement. Il entraîne l'acidification des lacs et des rivières,
compromettant la vie des plantes aquatiques et des autres organismes vivant dans l'eau ou
sur les rives. Les sols avoisinants deviennent également plus acides, la faune et la flore
terrestres s'en trouvant affectées. Par lessivage acide, certains métaux lourds peuvent être
relâchés et devenir biodisponibles dans la chaîne trophique, menaçant ainsi la santé et
même la vie des animaux sauvages et des humains. Comme le DMA est dissout dans l'eau
et transporté par les courants et les eaux de ruissellement, il peut contaminer des cours
d'eau éloignés de la source originale. Le DMA constitue un problème à long terme, car il
peut persister dans l'environnement durant des décennies, voire des siècles jusqu’à
2 l’épuisement des minéraux sulfurés. Lorsque le processus est amorcé, il devient presque
impossible l’arrêter, d’où l’intérêt de trouver des méthodes de traitement et de restauration.
On distingue deux types de déchets potentiellement générateurs de DMA, soient les stériles
et les résidus [1]. Les premiers sont générés lors de l’excavation nécessaire pour atteindre le
minerai et sont constitués de la partie du gisement qui est trop pauvre en minerai pour
justifier sa valorisation. Généralement, les mines à ciel ouvert produisent beaucoup plus de
stériles que les mines souterraines, puisqu’un grand volume de sol doit être déplacé. Ils sont
entreposés à proximité de la mine dans des parcs prévus à cette fin. La taille des particules
des stériles varie grandement selon les propriétés mécaniques des roches et la méthode de
dynamitage. Les résidus, quant à eux, sont produits lors du traitement du minerai et sont
généralement composés de sable et de particules très fines. En bout de ligne, la majorité de
la roche extraite des mines à ciel ouvert se retrouve dans des aires d’accumulations [2].
Le Canada est l'un des plus grands exportateurs de minéraux et de minéraux transformés au
monde. En 2001. les minéraux et les minéraux transformés ont compté pour 12,6 % des
exportations canadiennes. Après l’Ontario, le Québec est le deuxième producteur de
minéraux métalliques au Canada. Ce secteur d’activité a généré en 2003 plus de 2,3
milliards de dollars [4]. On retrouve donc sur le territoire québécois de nombreux parcs à
résidus miniers. Le Tableau 1 montre l’état des aires d’accumulations répertoriées au
Québec, démontrant ainsi l’ampleur du problème.
Tableau 1 : Données sur les aires d’accumulation de résidus miniers au Québec (source : Bienvenu [2])
Nombre Superficie perturbée (ha) Superficie restaurée (ha) Catégorie
Actifs Inactifs Résidus Stériles Bassins Résidus Stériles BassinsAcide 43 86 3 689 273 671 1 050 42 43 Neutre 70 143 4 873 1 193 456 1 264 38 125 Basique 22 61 1 653 1 323 51 383 262 0 Total 135 290 10 215 2 789 1 178 2 697 342 168 Grand total 425 14 182 307
3 À l’heure actuelle, les compagnies minières au Québec sont tenues, par la loi sur les mines,
de présenter un plan de restauration avant le début de l’exploitation au ministère et de
déposer une garantie financière destinée à réhabiliter le site une fois l’exploitation terminée.
Par contre, des législations plus permissives ont permis des abus dans le passé. Ainsi, de
nombreux sites dont les propriétaires sont introuvables ou insolvables ont été rétrocédés à
l’État, laissant aux contribuables le fardeau financier des coûts de restauration. Le Tableau
2 présente un estimé des coûts de restauration de ces sites au niveau canadien.
Tableau 2 : Inventaire et coûts de restauration des sites miniers abandonnés au Canada (source : Bienvenu [2])
Nombre Coût (M$)
Ontario 4000 450 Québec 69 75
B.C. 1170 190 Yukon 120 270
Reste du Canada 30 600 à 1000
Total 5289 1 à 2 MM$
1.2. Objectif du projet
Le présent projet de recherche à viser à évaluer le potentiel et les modalités d’utilisation du
BauxsolTM comme matériel réactif d’une barrière perméable réactive (BPR). Le BauxsolTM
est le nom commercial donné aux boues rouges, produites dans les usines de lixiviation de
la bauxite, qui ont subi un traitement à l’eau de mer. Cette technologie a été développée en
Australie par la compagnie Virotec. Le BauxsolTM est un matériel alcalinisant et possède
des propriétés d’adsorption de métaux qui pourraient être exploitées pour le traitement du
DMA ou du DRA.
1.3. Structure du mémoire
Compte tenu de la rédaction par article du présent mémoire, il a semblé opportun d’en
expliquer le fil conducteur.
4 Le deuxième chapitre porte sur les éléments à l’origine du DMA ainsi que sur ce qui
influence la production. On y présente également diverses méthodes permettant de prévenir
et de contrôler le DMA. Au troisième chapitre, un article publié dans la revue International
Journal of Surface Mining, Reclamation and Environment introduit la nature des travaux de
recherche et explique en détail la méthode expérimentale qui a été utilisée pour la
simulation des BPR. On y détaille également les résultats obtenus lors d’une première série
de tests exploratoires simulant des BPR utilisant le BauxsolTM.
Au quatrième chapitre, un article soumis à la revue Journal of Contaminant Hydrology,
présente le cœur des travaux de recherche du présent mémoire. Les tests qui y sont décris
sont basés sur les observations et conclusions obtenues suite aux travaux décris dans le
premier article. En plus d’y décrire une seconde série d’essais de BPR, on y aborde
l’aspect des réactions géochimiques ayant lieu dans la barrière.
Finalement, la conclusion fait un retour sur le mémoire et le complète en élaborant sur les
développements futurs.
1.4. Références
1. Sracek, O., et al., Geochemical characterization of acid mine drainage from waste rock pile, Mine Doyon, Québec, Canada. Journal of contaminant hydrology, 2004. 69(45-71).
2. Bienvenu, L., L'environnement minier au Québec, ed. Q. Ministère Des Ressoureces Naturelles. 2003. Charlesbourg.
5
Chapitre 2. Drainage minier acide
Le chapitre 2 présente une description du drainage minier acide et des mécanismes de
production. Il suivra une présentation des principales méthodes de traitement. Afin
d’alléger la lecture l’acronyme DMA sera employé pour désigner le DRA et le DMA.
2.1. Contexte géologique du DMA
Les minéraux sulfurés sont l’un des constituants mineurs des plus communs de la croûte
terrestre. Dans certaines formations géologiques, les sulfures constituent le composant
majeur de la roche, particulièrement dans les gisements métalliques de cuivre, de plomb, de
zinc, d’or, de nickel et de fer. Tel que mentionné précédemment, l’exposition de ces
minéraux à l’oxygène peut entraîner l’oxydation du soufre et la formation d’acide
sulfurique. En 1994, Blowes et al. [1] ont proposé un classement des sulfures métalliques
susceptibles d’être trouvés dans les résidus miniers selon leur réactivité. Le Tableau 3
présente en ordre croissant de réactivité les principaux sulfures métalliques ainsi que leur
composition chimique.
Tableau 3 : Principaux sulfures métalliques
Minéraux Composition
Chalcopyrite CuFeS2
Arsénopyrite FeAsS
Pyrite FeS2
Marcasite FeS2
Millerite NiS
Sphalérite ZnS
Chalcocite CuS2
Galène PbS
Pyrrhotite Fe1-xS
6
La pyrite (FeS2) et la pyrrhotite (Fe1-xS) sont les minéraux les plus fréquemment rencontrés
et le DMA est généralement associé à ceux-ci [1]. La pyrite se retrouve sous deux formes,
soit la pyrite dont le réseau cristallin est cubique (Figure 1) ou la marcassite dont le réseau
est orthorhombique (Figure 2).
Figure 1 : Pyrite (source : http://www.mines.edu)
Figure 2 : Marcassite (source : http://digilander.libero.it)
2.2. Réaction d’oxydation de la pyrite
La réaction d’oxydation de la pyrite a été largement décrite par plusieurs auteurs [2-3].
L’oxydation biotique a lieu en présence de microorganismes tandis que l’oxydation
abiotique est définie comme l’oxydation chimique. De plus, l’oxydation biotique et
7 abiotique peuvent être occasionnées par l’oxygène seulement (oxydation directe) ou par
l’oxygène et le fer (oxydation indirecte).
Des réactions chimiques sont communément utilisées pour représenter ces mécanismes
d’oxydation. Dans les processus d’oxydation directe abiotique et biotique, l’oxygène oxyde
directement la pyrite (eq.1.1).
FeS2(s) + 7/2 O2 (g)+ H2O(l) ==> Fe+2(aq) + 2 SO4
-2 (aq)+ 2H+(aq) +énergie (1.1)
Les équations chimiques suivantes décrivent les trois étapes de ce processus, telles que
proposées par Ferguson et al. [4].
Étape 1
4 FeS2(s) + 14 O2 (g)+ 4 H2O(l) ==> 4 FeSO4(aq) + 4H2SO4 (aq)+ énergie (1.2)
À un pH supérieur à 4,5, la pyrite est surtout directement et lentement oxydée par
l’oxygène (eq. 1.2). Il y a ainsi formation de fer ferreux et d’acide sulfurique, ce qui
occasionne une diminution du pH si aucun composé alcalin n’est présent dans le milieu.
Étape 2
Cette deuxième étape implique les mêmes réactions que l’étape 1, excepté qu’entre un pH
de 3,5 et 4,5, le taux d’oxydation est accéléré par l’activité bactérienne et l’on observe une
baisse de l’énergie d’activation du processus d’oxydation.
Étape 3
Par la suite, à un pH inférieur à 3,5, le fer ferreux est oxydé en fer ferrique (eq. 1.3). À
partir de ce moment, le fer ferrique peut oxyder directement la pyrite (eq. 1.4).
4 FeSO4(aq) + O2 (g)+ 2 H2SO4 (aq) ==> 2 Fe2(SO4)3(aq)+ 2 H2O(l) + énergie (1.3)
FeS2(s) + 14 Fe3+ + 8 H2O(l) ==> 3 Fe2+(aq) + 2 SO4
2- (aq)+ 16 H+ + énergie (1.4)
L’oxydation de la pyrite par le fer ferrique génère du fer ferreux qui peut être réoxydé via la
réaction 1.3. Ainsi, les réactions 1.3 et 1.4 constituent un cycle continu de conversion du
8 Fe2+ en Fe3+, ce qui permet l’oxydation de la pyrite par le fer ferrique qui est à son tour
transformé en fer ferreux. Théoriquement, le seul moyen de l’arrêter est d’augmenter le pH
ou de couper l’apport d’oxygène. À un pH de 3, la réaction de d’oxydation de la pyrite par
le fer ferrique (1.4) est de 10 à 100 fois plus rapide que l’oxydation directe par l’oxygène
(réaction 1.2). L’abondance du fer ferrique est directement influencée par le pH.
La solubilité du Fe3+ est très faible en milieu neutre et alcalin, car il précipite sous forme
d’hydroxyde (Fe(OH)3) et d’oxyhydroxyde (FeOOH). Ainsi, si le pH devient supérieur à 3,
les réactions d’hydrolyse suivantes ont lieu :
Fe3+(aq) + 3H2O(l) ==> Fe(OH)3(s) + 3H+
(aq) (1.5)
Fe3+(aq) + 2H2O(l) ==> FeOOH(s) + 3H+
(aq) (1.6)
La précipitation du fer ferrique (eq. 1.5 et 1.6) génère des protons qui permettent à la
solution de demeurer acide et ainsi de poursuivre l’oxydation du fer ferreux en ferrique. La
Figure 3 illustre schématiquement le cycle de l’oxydation de la pyrite.
Figure 3 : Réaction générale de production du DMA – adaptation
de Stumm et al. [5]
9
2.3. Facteurs influençant la production du DMA
Dans leurs publications respectives, Lottermose et Knapp [6-7] ont passé en revue les
facteurs qui influencent la cinétique de réaction de l’oxydation de la pyrite. Ces facteurs
sont présentés ci-dessous.
2.3.1. Effet des bactéries
L’oxydation de la pyrite peut avoir lieu par voie chimique et bactérienne, mais l’oxydation
bactériologique de la pyrite est le facteur le plus important sur le DMA. En effet, certaines
bactéries agissent comme catalyseurs de la réaction d’oxydation et peuvent accroître la
cinétique de réaction par un facteur de 106 [8]. Diverses bactéries ont été isolées dans les
environnements de DMA telles que montrées dans le Tableau 4.
Tableau 4 : Microorganismes jouant un rôle dans la production du DMA [9]
Microorganisme pH Temp °C Aérobique Nutrition
Thiobacillus thioparus 4,5 - 10 10 –37 + Autotrophe
T. ferrooxidans 0,5-6,0 15-25 + ,,
T. thiooxidans 0,5 – 6,0 10 – 25 + ,,
T. neapolitanus 3,0 – 8,5 8 - 37 + ,,
T. denitrificans 4,0 – 9,5 10 - 37 +/- ,,
T. novellus 5,0 – 9,5 25 - 35 + ,,
T. intermedius 1,9 – 7,0 25 - 35 + ,,
T. perometabolis 2,8 – 6,8 25 - 35 + ,,
Sulfolobus acidocalderius 2,0 – 5,0 55 - 85 + ,,
Desulfovibrio desulfuricans
5,0 – 9,0 10 - 45 - hétérotrophe
10 La majeure partie de celles-ci sont autotrophes, c’est-à-dire qu’elles peuvent se développer
à partir d’éléments inorganiques. À l’inverse, les bactéries hétérotrophes utilisent la matière
organique comme source d’énergie.
La bactérie Thiobacillus ferrooxidans est de loin celle qui est la plus souvent pointée
lorsqu’il s’agit de DMA. C’est une bactérie autotrophe qui ne peut évoluer que dans un pH
acide et dont la température optimale de croissance varie entre 28 à 33°C [10].
Kleinmann et al. [11] ont identifié trois étapes de production du drainage rocheux acide
(DRA) en incluant le rôle des bactéries (Tableau 5). Les réactions mentionnées réfèrent à la
section 2.2.
Tableau 5 : Étapes de production du DRA (adaptation de Fortin [12])
Étape 1
Mécanisme
Réaction 1.1 : se poursuit par voie abiotique et par oxydation directe par les bactéries Réaction 1.5 : se produit par voie abiotique et ralentit à mesure que le pH baisse
Chimie PH au-dessous de 4,5; [sulfates] élevée; [fer] basse; peu ou pas d’acidité
Étape 2
Mécanisme
Réaction 1.1 : se poursuit par voie abiotique et par oxydation directe par les bactéries Réaction 1.5 : se poursuit à un taux déterminé principalement par T. ferrooxidans
Chimie PH entre 3,5-4,5; [sulfates] élevé; augmentation de [Fe] et d’acidité; faible rapport Fe3+/Fe2+; baisse du taux de précipitation de Fe(OH)3
Étape 3
Mécanisme Réaction 1.4 : se déroule à un taux entièrement déterminé par T. ferrooxidans
Chimie pH inférieur à 3,5; [sulfates], [Fe] et acidité élevée; rapport Fe3+/Fe2+ élevé
11 Plusieurs autres mécanismes parallèles peuvent contribuer à la production de DMA. Par
exemple, la pyrite peut être oxydé en présence d’oxygène et de nitrate (eq. 1,7) et la
bactérie T. denitrificans peut jouer un rôle dans cette réaction.
10 FeS2 + 30 NO3
- + 20 H2O ==> 10 Fe(OH)3 + 15 N2 + 15 SO42- + 5 H2SO4 1,7
2.3.2. Autres facteurs
Température
L’oxydation de la pyrite est une réaction exothermique qui génère de l’énergie. La majeure
partie de cette énergie se transforme en chaleur qui se dissipe à l’intérieur de l’empilement
de résidus. Il y a donc un accroissement de la température des résidus qui sont très peu
thermo-conducteurs. Cette chaleur contribue à augmenter l’oxydation bactériologique de la
pyrite. À de bases températures chaque augmentation de 10°C double le taux d’oxydation
chimique et biologique.
Teneur en eau
Si l’eau est nécessaire aux microorganismes, elle limite également l’introduction d’oxygène
dans les haldes et les parcs. Par contre, son rôle dans le DMA ne fait pas consensus.
Certains la considèrent comme un élément essentiel dans la réaction d’oxydation de la
pyrite [13] et d’autres seulement comme un milieu réactionnel [14].
Oxygène
L’oxydation de la pyrite peut avoir lieu autant par l’atmosphère (air) ou par l’eau.
L’oxygène est essentiel pour que la réaction ait lieu et il y a une forte corrélation entre sa
concentration dans le milieu et le taux d’oxydation. Ritchie [15] considère que le transport
et la disponibilité en oxygène est l’étape limitante de la production de DMA.
12 pH
Le pH influence les réactions chimiques ainsi que le rendement des bactéries. Ces deux
sujets sont abordés dans la section 2.2. Nous pouvons ajouter que la baisse de pH influence
généralement la solubilité des métaux à la hausse, diminuant ainsi la qualité de l’eau.
Taille des particules, porosité et surface
Le taux d’oxydation de la pyrite est fonction de la surface exposée. Ainsi, de petites
particules présentant beaucoup de porosité augmenteront leur surface disponible pour réagir
avec l’oxygène[6].
CO2
La concentration en CO2 n’affecte pas ou très peu le taux d’oxydation des bactéries
aérobiques. Par contre, elle affecte les bactéries sulforéductrices anaréobiques qui
prolifèrent dans le fond des parcs à résidu, où il y a très peu d’oxygène. Une augmentation
du dioxyde de carbone dans ces endroits mène à une augmentation du taux d’oxydation de
la pyrite, dans la mesure où la croissance des bactéries anaérobiques est favorisée [15].
Cristallographie
Les faiblesses ou les impuretés dans le réseau cristallin de la pyrite apportent des
contraintes dans la structure, ce qui fragilise le minerai et le rend plus vulnérable aux
attaques chimiques. Par exemple, la présence d’arsenic dans la pyrite diminue
considérablement la résistance à l’oxydation [16].
Présence d’autres sulfures
Les déchet sulfureux contiennent généralement d’autres sulfures que la pyrite. S’il y a un
contact direct entre au moins deux sulfures différents, les électrons pourront se déplacer de
l’un à l’autre. Ainsi, le sulfure possédant la plus grande électronégativité sera davantage
résistant à l’oxydation, rendant par le fait même l’autre minerai sulfureux beaucoup plus
sensible à l’oxydation.
13
2.4. Méthodes de prévention et de contrôle du drainage minier acide
Afin de satisfaire les normes environnementales au plus faible coût possible, plusieurs
méthodes sont utilisées pour prévenir la production de DMA ou pour contrôler les effluents
si l’oxydation de la pyrite est déjà amorcée. Pour ce faire, les méthodes disponibles se
basent sur plusieurs stratégies différentes, comme couper l’apport d’eau ou d’oxygène,
contrôler le pH, contrôler la génération du fer ferrique, contrôler l’action des bactéries et
isoler les matériaux sulfureux [6]. Il n’existe aucune méthode universelle, car chaque cas de
DMA est différent et doit être analysé afin de choisir la solution de traitement la plus
appropriée. Aujourd’hui, les recherches s’orientent vers la prévention où l’utilisation de
traitements passifs dans le cas ou le processus est déjà enclenché. Cette section présente un
bref survol des méthodes généralement utilisées.
2.4.1. Collecte et traitement des effluents
Bien qu’elle ne s’inscrive pas parmi les méthodes de traitement passif, elle est présentée
puisqu’on l’emploie largement dans l’industrie. Cette technique consiste à collecter les
eaux des divers sites d’entreposage des résidus et à les acheminer à une usine de traitement.
Les eaux acides sont alors neutralisées par l’addition de chaux qui permet non seulement
d’augmenter le pH, mais aussi de précipiter les métaux. Cette méthode est surtout
préconisée en raison du faible coût de la chaux. Par contre, le traitement à la chaux génère
de grandes quantités de boues qui doivent être entreposées dans des bassins. La gestion et
la stabilisation de ces sites engendrent des coûts importants. De plus, même lorsque
l’exploitation du site est terminée, l’usine doit continuer le traitement des effluents tant
qu’il y a production de DMA. La quantité totale de boue générée par cette méthode peut
parfois même dépasser le volume du parc à résidus original [17].
2.4.2. Barrière de recouvrement
La barrière de recouvrement est le nom généralement donné aux techniques qui ont comme
objectif de prévenir le contact de l’oxygène avec les résidus. Elles peuvent y parvenir
14 physiquement ou chimiquement par consommation de l’oxygène. Nous en distinguons deux
types, soit les barrière humides et sèches.
Barrière sèches
La barrière sèche peut être composée de matériaux ayant une faible perméabilité et qui
maximiseront l’écoulement des précipitations. On peut aussi retrouver des matières
meubles à forte rétention d’eau qui minimiseront la diffusion de l’oxygène. Plusieurs
matériaux peuvent être utilisés à ces fins, comme des géomembranes (sites miniers Somex
(Mauricie), Poirier (Abitibi) et Weedon), du till (site minier Lemoine (Chibougamau)), du
silt (site minier Lorraine (Témiscaminque)), des boues de désencrage (sites miniers Clinton
(Estrie), Moulton (Estrie) et Eusti (Estrie)) et des rejets de cimenterie (site minier Albert
(Estrie)). Une description de ces travaux de restauration a été fait par Bienvenu [18]. On
peut également utiliser des matières organiques de toutes sortes. Par exemple, le site East
Sullivan (Abitibi) fut recouvert d’une couverture organique composée de résidus forestiers,
d'une épaisseur minimale de 2 mètres, qui isole les résidus miniers de l'oxygène. Les
bactéries aérobiques, responsables de la décomposition de la matière organique, utilisent
l’oxygène et empêchent cette dernière d’entrer en contact avec les résidus. En plus de
prévenir la formation de nouveau DMA, les lixiviats acides sont recirculés sur la couche
qui a des propriétés neutralisantes[19].
Barrière humide
La barrière humide est un moyen techniquement très différent des barrières sèches. Pour ce
faire, on procède à l’immersion des déchets sulfureux afin de couper l’apport d’oxygène.
En effet, la concentration maximale en oxygène dans l’eau est de trois fois inférieure à celle
retrouvée dans l’atmosphère. Une fois l’oxygène consommé, les résidus se retrouvent dans
un environnement anaérobique, car le taux de renouvellement de l’oxygène dans l’eau est
10 000 fois plus bas que dans l’atmosphère. Par contre, cette technique ne peut être utilisée
que dans des environnements adéquats, ce qui requière, entre autre, que le taux de
précipitation annuel soit supérieur au taux d’évaporation du bassin. Au Québec, l’utilisation
de lacs naturels pour déposer les résidus est interdite. La morphologie du terrain doit donc
se prêter à l’implantation d’un bassin d’eau artificiel. Cette pratique est à risque puisque la
15 rupture du barrage retenant l’eau entraîne l’exposition des sulfures à l’oxygène et le début
du processus d’oxydation. On doit également contrôler les écoulements du bassin puisque
les résidus ayant débuté le processus d’oxydation contiennent des matériaux solubles
comme des sulfates, des métaux et des métalloïdes. Par contre, là où tous les éléments sont
réunis, cette technique donne de bons résultats, comme à la mine Solbec-Cupra en Estrie où
cette méthode à été utilisé avec succès [20].
2.4.3. Entremêlement par couche et co-disposition
L’entremêlement par couche s’applique exclusivement aux haldes à stériles génératrices ou
potentiellement génératrices d’acide. Elle consiste à isoler les stériles à l’aide de couches
compactées de résidus miniers au cours de l’exploitation, ces couches pouvant assurer le
rôle de barrières capillaires [12]. Cette méthode permet d’utiliser les résidus miniers, de
réduire les aires d’accumulation et d’isoler les stériles dès leur production. Pour ce faire, on
intercale entre deux couches de stérile (grossier) un couche de résidus (fins). La différence
de dimensions entre les deux matériaux modifie la capillarité et permet d’obtenir un degré
élevé de saturation et de rétention d’eau dans les résidus. Le transfert d’oxygène dans la
halde s’en trouve réduite et par la même occasion l’oxydation de la pyrite.
La co-disposition réfère généralement à l’addition de matériaux alcalins aux résidus afin
d’augmenter le potentiel de neutralisation. On peut utiliser de la chaux vive (CaO) ou
hydraté (Ca(OH)2), du calcaire (CaCO3) ou de l’hydroxyde de sodium (NaOH). On
retrouve également dans la littérature l’utilisation de rejets industriels alcalins tel des
poussières de fours de cimenteries [21] où les boues rouges [22]. Outre la neutralisation du
DMA, cette technique permet la précipitation des métaux sous forme de sulfates,
carbonates et hydroxydes. Le principal désavantage de cette méthode est que le pouvoir
neutralisant des matériaux lixiviables n’est pas infini.
2.4.4. Barrières perméables réactives (BPR)
La barrière perméable réactive est utilisée aux sites où le processus de DMA est déjà débuté
puisqu’elle n’en prévient pas la formation. Son objectif est de traiter les effluents, mais de
16 manière passive. En effet, une fois implantée, la barrière n’a pas besoin de ressources
extérieures pour fonctionner, ce qui en fait une alternative économiquement intéressante.
La BPR est construite en aval dans la direction du gradient hydraulique. Pour ce faire, on
retire une partie du terrain ceinturant le site et on le remplace par un matériel ayant des
propriétés détoxifiantes (Figure 4).
Figure 4 : Implantation d’une barrière perméable réactive
Par la suite, les effluents contaminés traversent cette barrière et en ressortent épurés (Figure
5).
Figure 5 : Barrière perméable réactive
17 La composition de la barrière ainsi que sa configuration varient selon le type de
contaminant rencontré. On retrouve principalement deux types de configurations. La
première est le système entonnoir (Figure 6) ou les effluents sont dirigés vers la barrière à
l’aide de géo-membranes. Cette configuration a l’avantage de diminuer les coûts
d’implantation puisque qu’il y a beaucoup moins de terrain à excaver et nécessite moins de
matériel réactif. Par contre, la fiabilité peut devenir problématique puisque l’intégrité de la
membrane n’est pas à toute épreuve.
Figure 6 : BPR – système entonnoir
Le deuxième système, la barrière continue (Figure 7), consiste à installer le matériel réactif
sur la totalité du périmètre du site. La quantité de matériel à excaver est beaucoup plus
grande et le processus en entier plus coûteux. Par contre, la fiabilité de ce système est
nettement supérieure à celle du système entonnoir.
L’un des réactifs fréquemment rencontré est le fer métallique (Fe0) qui est un puissant
réducteur et qui peut faire précipiter les contaminants. De plus, l’oxydation d’une mole de
Fe0 en fer ferreux génère deux moles d’ion hydroxyde ce qui engendre une augmentation
du pH. Le Feo peut provenir de différentes sources, par exemple des résidus d’aciérie [23].
18
Figure 7 : BPR – système continu
On peut également utiliser des matériaux organiques sous conditions anoxiques. Les
bactéries sulfato-réductrice convertissent les sulfates en sulfite en catalysant la réaction
d’oxydation du carbone organique et des sulfates (réaction 1.7).
SO42- + matière organique => H2S + 2 HCO3
- (1.7)
Le résultat est une augmentation de l’alcalinité et du pH. De plus, la formation de H2S
aqueux favorise la précipitation des métaux [24] (réaction 1,8).
Me2+ + S2- => MeS (1.8)
La Figure 8 montre les résultats obtenus à l’aide de cette technique à la mine Nickel Rim,
Sudbury, Ontario.
19
Figure 8 : Coupe transversal d’une BPR montrant l’évolution de l’alcalinité et des
concentrations en sulfate, fer et nickel. Source : Blowes et al. [25]
20
Références
1. Blowes, D.W., Jambor, J.L., and C.N. Alpers, The environmental geochemistry of sulfide mine-wastes. 1994. Nepean, Ont., Canada: Mineralogical Association of Canada. xii, 438.
2. Lowson, R.T., Aqueous oxydation of pyrite by molecular oxygene. Chemical Review, 1982. 82(5): p. 461-497.
3. Singer, P.C., and Stumm, W., Acidic Mine Drainage: The rate determining ste. Science, 1970. (167): p. 1121-1123.
4. Ferguson, K.D., and Erickson, P.M., Pre-Mine Prediction of Acid Mine Drainage. In: Dredged Material and Mine Tailings. Edited by Dr. Willem Salomons and Professor Dr. Ulrich Forstner. 1988.
5. Stumm, W., and Morgan, J.J., Aquatic chemistry: an introduction emphasizing chemical equilibria in natural waters. 1970. John Wiley, New York: Wiley-Interscience. xv, 583.
6. Lottermoser, B.G., Mine wastes: characterization, treatment, and environmental impacts. 2003. Berlin; New York: Springer. xiv, 277.
7. Knapp, J.B., The biogeochemistry of acid generation sulphide taillings and waste rock, Dans: Drainage Minier Acide, Séminaire, Environnement Canada, Halifax, N.-E. 1987. p. 2-21.
8. Silverman, M.P., Mecanism of bacterial pyrite oxydation. Journal of Bacteriology, 1967. (94): p. 1046-1051.
9. EPA, U.S.E.P.A., Acid mine drainage prediction. 1994. 10. Guay, R., Oxydation de l'ion ferreux et solubilisation de l'uranium par Thiobacillus
ferroxidans. 1976. Mémoire de maîtrise, Université. Laval, Québec. 11. Kleinmann, R.L.P., Crerar, D.A., and Pacelli, R.R., Biogeochemistry of acid mine
drainage and a method to control acid formation. Mining Engineering, 1981. p. 300-304.
12. Fortin, S., Évaluation de l'entremêlement par couches avec utilisation d'additifs alcalins comme méthode de contrôle du drainage rocheux acide. 2000. Mémoire de maîtrise, Université. Laval, Québec.
13. Rose, A.W., and Cravotta , C.A., Geochemistry of coal mine drainage, Dans: Coal Mine Drainage Prediction and pollution Prevention in Pennsylvania. The Pennsylvania Departement of Environmental Protection. 1999.
14. Stumm, W., and Morgan , J.J., Aquatic Chemistry. 2 ed. 1981.. John Wiley and sons, New York.
15. Ritchie, A., The waste-rock environment. Dans: Jambor, JL., Blowes, DW., The encironmental geochemistry of sulfide mine-wastes, Mineralogical Association of Canada, 1994. 22(133-161).
16. Plumlee, G.S., Logsdon, M.J., and Filipek, L.H., The environmental geochemistry of mineral deposits. Reviews in economic geology, v. 6A-B. 1999. Littleton, CO: Society of Economic Geologists. 2 v. (xv, 583).
17. Gould, W.D., and Kappor, A., The Microbiology of acid mine drainage, Dans: Blowes, D., Jambor, W., and Ritchie, A., Environmental aspects of mine wastes, Mineralogical Association of Canada, 2003. Ottawa.
21 18. Bienvenu, L., L'environnement minier au Québec, ed. Q. Ministère Des Ressources
Naturelles. 2003. Charlesbourg. 19. Tassé, N., et al., Le recouvrement de résidus organiques au parc East Suillivan: au
delà de la barrière d'oxygène. Dans: NEDEM [Colloque sur le programme de neutralisation des eaux de drainage dans l'environnement minier, les 29 et 30 octobre 1996, Université du Québec, Rouyn-Noranda]: conférences. 1996, [Québec (Prov.): s.n.].
20. Karam, A. and Guay, R., Inondation artificielle du parc à résidus miniers Solbec Cupra: Études microbiologique et chimique. Rapport NEDEM 2.13.2c, 1994.
21. Ballivy, G., and Bellaloui, A., Stabilisation des résidus minier acides par les poussièrs de cimentries. 1996. dans: NEDEM 1996: [Colloque sur le programme de neutralisation des eaux de drainage dans l'environnement minier, les 29 et 30 octobre 1996, Université du Québec, Rouyn-Noranda]: conférences[Québec (Prov.): s.n.].
22. Doye, I., and Duchesne, J., Neutralisation of acid mine drainage with alkaline industrial residues: laboratory investigation using batch-leaching tests. Applied Geochemistry, 2002. 18: p. 1197-1213.
23. Ahn, JS., Chon, Ch-M., Moon, Hi-S. and Kim, K-W., Arsenic removal using steel manufacturing byproducts as permeable reactive materials in mine tailing containment systems. Water Research, 2003. 37: p. 2478–2488.
24. Waybrant, K.R., Blowes, D.W., and Ptacek, C.J., Selection of Reactive Mixtures for Use in Permeable Reactive Walls for Treatment of Mine Drainage. Environmental Science & Technology, 1998. 32: p. 1972-1979.
25. Blowes, D.W., et al., Treatment of inorganic contaminants using permeable reactive barriers. Journal of Contaminant Hydrology, 2000. 45: p. 123–137.
22
Chapitre 3. Using permeable reactive barriers for the treatment of acid rock drainage
Lapointe F, Fytas K, McConchie D, (2005), Using permeable reactive barriers for the treatment of acid rock drainage, International Journal of Surface Mining, 19, 1, p.57-65
23
3.1. Résumé
De nos jours, le drainage minier acide (DMA) est le problème environnemental le plus
sérieux auquel fait actuellement face l’industrie minière. Il est causé par l’oxydation du
minerai sulfuré (i.e. pyrite ou pyrrhotite) contenu dans les déchets et résidus miniers. Ces
effluents acides sont caractérisés par une forte teneur en métaux lourds et peuvent être
transportés sur de grandes distances.
Cet article présente une nouvelle technique pour le traitement du DMA pour laquelle un
résidu métallurgique provenant de l’industrie de l’aluminium, le BauxsolTM, est utilisé pour
construire une barrière perméable réactive (BPR) ceinturant le site problématique. Pour ce
faire, des tests en laboratoires ont été menés en utilisant des colonnes de Plexiglas pour y
placer cinq mélanges réactifs à base de sable et de BauxsolTM. Ces mélanges ont été lixiviés
avec des effluents acides provenant de la mine Doyon à Val d’Or.
Cette technique s’est avérée très prometteuse pour augmenter le pH et diminuer la
concentration en métaux dans l’effluent. En effet, ce dernier a facilement rencontré les
normes provinciales et fédérales en ce qui trait à la qualité des effluents miniers. Par contre,
la précipitation d’hydroxyde de fer a mené à l’obstruction des colonnes. Ainsi, d’autres
essais seront conduits afin de résoudre ce problème et également d’étudier l’efficacité à
long terme du BauxsolTM.
24
3.2. Abstract
Acid Mine Drainage (AMD) is the most serious environmental problem facing the
Canadian Mineral Industry today. Acid Mine Drainage results from oxidation of sulphide
minerals (e.g. pyrite or pyrrhotite) contained in mine waste or mine tailings. It is
characterised by acid effluents rich in heavy metals that are released into the environment.
A new acid remediation technology is presented in this paper by which metallurgical
residues from the aluminium extraction industry are used to construct permeable reactive
barriers (PRB) to treat acid mine effluents. This technology is very promising for treating
acid mine effluents and their harmful environmental effects.
3.3. Introduction
Mining and metallurgical activities are characterized by the production of huge volumes of
waste rock and finely crushed mill tailing. Production of acid mine drainage can occur by
chemical and especially microbiological oxidation of the sulphide phase in piles of waste
rock or fine tailings that are in contact with air and water. The resulting water is usually
high in acidity and dissolved metals and when the process is started, it’s extremely difficult
to stop it. In Quebec alone, 21 abandoned mine sites have been classified as hazardous
because of acidic drainage. It has been estimated that the total cost of reclamation of acid
producing mine sites across Canada will be about $6 billion. Overall, acid mine drainage is
an international mining environmental problem with estimated costs of treatment across the
planet in the tenths of billions of dollars [1]. Every year tenths of millions of dollars are
spent by mining companies across Canada to neutralise acid mine effluents. On the other
hand however, Canada’s extractive metallurgical industry of aluminium produces every
year several million tonnes of highly alkaline residues (red mud) that also represent harmful
effects to the environment. In 2000. Canada produced 4 million of tons of highly alkaline
residues.
Permeable reactive barriers (PRB) are an in situ passive alternative technique to traditional
systems like effluent neutralising using limestone A passive system is useful when
25 contaminants are likely to persist for several years. In PRBs, reactive material is placed in
the subsurface in the path of a plume of contaminated groundwater by excavating the
aquifer material [2]. Contamination is carried into the PRB under gradient and treated water
comes out from the opposite side. As the contaminant moves through the reactive material,
reactions occur that transform it to less harmful (non-toxic) or immobile species.
Considerable research has been carried out in Canada, [3-6] and abroad that demonstrated
the efficiency of PRBs in treating acid mine drainage. These researchers have demonstrated
in laboratory and in field applications the efficiency of PRB using organic material. This
paper presents the results of a research project that is in the process of assessing the
efficiency of alkaline residues from the aluminium extraction industry (red mud) as reactive
material for PRBs. The aluminium industry relies on the Bayer process to produce alumina
from bauxite. Bauxite is washed and dissolved in caustic soda (sodium hydroxide) at high
pressure and temperature. The resulting liquor contains a solution of sodium aluminate and
undissolved bauxite residues containing iron, silicon, and titanium. These residues (also
called red mud) sink gradually to the bottom of the tank, removed and disposed of in
tailings areas. In 2000. Canada produced 2 million of tons of primary aluminium. For each
ton of aluminium, 2 tons of red mud is also produced. A typical composition of Alcan’s red
mud is Fe2O3 (20-38%), Al2O3 (20-30%), SiO2 (8-20%), TiO2 (25-10%), Na2O (5-10%)
and CaO (1-5%) [7]. Red mud has many properties that can be used to treat acid effluent. It
has a pH around 12-13 mainly due to the caustic soda used in Bayer process. Several
authors have shown that red mud has a good capacity to immobilise acid and metals [8].
López et al [9] evaluated the adsorption capacity of red mud by the Langmuir isotherms
during 48 hours. They found an adsorption capacity for Cu2+, Zn2+, Ni2+and Cd2+ to be
19,72, 12,59, 10,95 and 10,57 mg g-1 respectively. They equally carried out experiments in
columns while using contaminated waters as effluents with an effectiveness for P, Ni2+,
Cu2+ and the Zn2+ of 100%, 100%, 68% and 56% respectively. Doye and al [10] carried out
tests of static lixiviation while using mining residues combined with red mud. They
observed a significant decrease of the concentrations in Al, Fe, Cu, Zn and sulphates.
McConchie and Clark [11] found that red mud has an acid neutralising capacity of about
3,6 mol/kg and the principal neutralizing component cannot be leached.
26
3.4. Experimental setup, materials used
Column testing is considered by far the best experimental practice of assessing the
performance and estimating reaction rates within a permeable reactive barrier system [12].
Therefore, experimental columns were set up in order to simulate groundwater seepage
flow, study the reaction kinetics and ultimately predict the decontamination efficiency and
effective lifetime of permeable reactive barriers composed of red mud [13]. The reactive
material studied in these experiments is a pelletized form of alkaline residues from the
aluminium extractive industry. The pellets were provided by Virotec and are called
BauxsolTM pellets. The composition of these residues is : 32,3% iron oxides &
oxyhydroxides, 18,2% hydrated alumina, 17,5% sodalite, 7,1% quartz, 6,6% cancrinite, 5%
TiO2 , 4,6% Ca(Al) hydroxides & hydroxycarbonates , 3,9% Mg(Al) hydroxides &
hydroxycarbonates, 2,3% calcium carbonates (and others 2,5%). They correspond to a
metal binding capacity of over 1,500meq of metals / kg. The pellet form is preferred
because of its high porosity, as principal reactive material of the PRB. The CaCO3
equivalent (alkalinity) of the pellets was estimated (by addition of HCl and back titration of
excess acid by sodium hydroxide) to be 0,3 Kg CaCO3 eq /g.
A series of 5 experimental columns (Figure 9) in a row was used. Each 100cm long and 7,5
cm internal diameter PlexiglasTM column was packed with BauxsolTM pellets mixed with
silica sand (at various proportions), to ensure a homogeneous matrix and avoid blockage or
development of preferential routes during flow of simulated contaminated groundwater.
Layers of sand were placed above and below the reactive medium in the column to ensure
good flow distribution. Ten sampling ports were installed on each column at distances of 2,
7, 13, 18, 24, 32, 42, 56, 71 and 87 cm. The ports were adjusted to the column wall, and a
glass syringe was inserted to allow sampling.
Mine waste effluents from the Doyon Mine in Val d’Or were used to simulate
contaminated groundwater flow. The pH of these effluents is 2,1 and contains high
concentrations of heavy metals. We chose these effluents in order to introduce the “worse
case scenario” for the clean up of contaminated plumes in mining sites. It suffices to state
here that the Doyon mine spends a few $ million every year for the neutralisation of these
27 effluents and this will continue for at least another 30 to 40 years (i.e. well beyond the end
of mine life).
Figure 9: Schematic diagram of an experimental column
In our experiments acid effluents were pumped (using a variable multi-channel speed
pump) from bottom to top in order to simulate the average groundwater flow rate in most
cases (~1ft/day), as well as higher flow rates in order to account for seasonal variations and
predict the effective life time of the barriers. Sampling took place once a week for several
months. The samples were taken very slowly to avoid disturbance of the flow. Samples
were analyzed for pH with a pH/Conductivity meter. The pH profiles for each column
were generated less frequently because of the higher sample volumes required for taking
these measurements with typical probes. Filtered solutions of the effluent and the sampling
ports using a 0.45μm filter were analyzed for all heavy metals using atomic absorption
spectrophotometer and sulphates (colorimetry). At the end of each experiment, solid
28 samples (consisting of reactive materials and precipitates) will be examined by XRD and
microscopy techniques in order to study the nature and the properties of the precipitates
formed and the geochemical reactions taken place.
3.5. Reactive mixture and column
Initially, we had planned to use in our experimental column sulphide tailings mixed with
red mud pellets. These tailings were provided to us by the mining company Cambior Inc.,
coming from the Doyon Mine. However, we found out that the tailings material was
unsuitable for the construction of PRBs because of its silt content and its low permeability.
Therefore, we used only mixtures of sand and BauxsolTM pellets, under various proportions
for the construction of our reactive barrier columns. The Table 6 shows the exact
composition of each column.
Table 6 : Composition of the reagent mixture of every column
COMPOSITION BauxsolTM pellets Sand Column
no. % Kg % Kg Column 1 20 5,00 80 20,00 Column 2 40 9,33 60 14,00 Column 3 60 10,67 40 7,12 Column 4 80 13,05 20 3,31 Column 5 100 13,95 0 0
Each column has an internal diameter of 7,5 cm and the material inside the column
corresponds to approximately one meter height. A layer of sand was added to both
extremities to ensure a good flow distribution.
3.6. Mine Effluents
The mine effluents coming from the Doyon Mine were characterized for various parameters
presented at Table 7. They are strongly orange, no suspended matter is visible and they
release a light sulfurous odor.
29
Table 7 : Acid effluent characteristics
3.7. Column tests
The effluent is introduced to the bottom of each column by a variable multi-channel speed
pump. Ten sampling ports are installed at a distance of 2, 7, 13, 18, 24, 32, 42, 56, 71 and
87 cm from the bottom.
Our first goal was to determine necessary retention times to obtain a final pH around 6,5-
7,5. We were able to obtain flooding times of our material ranging from 10 min to up to 6h
(which corresponds to our minimum pumping rate of 0,5 drips/ sec).
At the beginning of our leaching experiments retention times had a wide spread (of up to
one hour) but, with time they stabilised and reached an equilibrium.
Columns 1, 4 and 5 seem to be the most efficient. Initially, we observed a strong increase
of the pH and subsequently a decreasing period followed by a pH stabilisation. It is
probably caused by the presence of highly leachable carbonates and why pH at t=0 min is
higher than pH at t=90 min. Figures 10-14 present a typical progression, for each column,
of the pH according to the distance covered by the rising effluent in the column. These
results were obtained with a retention time of approximately 1.5 h
Columns 2 and 3 seem less effective and over a period of 24 h the pH obtained was about
4,5. With columns 1, 4, and 5, we could easily maintain the pH around 7 over a long
period. However, we noticed a performance improvement of the reagent mixture during the
Parameters Values
pH 1,8-2,0 Acidity 16000 eq mg/L CaCO3
Conductivity 198 mV Fe 2500-2700 mg/L Ca 260 mg/L Cu 10,26 mg/L Ni 3,41 mg/L Zn 7,13 mg/L Pb 1,00 mg/L
30 last tests. It may be possible that columns 2 and 3 become more efficient. However, it is
still remarkable that column 1 was more efficient with less reactive material. Until now
leaching was carried out with a constant flow of effluent, but in the future we plan to
include dead periods (no flow) during leaching.
3.8. Contaminant evolution
A lot of iron precipitates in the columns probably in hydroxide form. At the end of
leaching, once the suspended matter has precipitated, the effluent looses its color and looks
like normal water.
Concerning heavy metals we observed that their concentration decrease considerably
during the reactions in each of the five columns. Figure 15 shows the evolution of Cu, Ni
Zn and Pb in column 1 where as Figure 16 shows the Fe evolution in the same column.
Concentrations of Na, K and Ca increase, but they do not constitute an environmental
problem.
The average heavy metal removal efficiencies of Ni2+, Cu2+, Zn2+, Pb2+and Fe2+ was 75,5%,
89,9%, 79% , 90% and 99,8% respectively Overall performance of the simulated acid
effluent flow through the reactive permeable barrier can be summarised in Table 8. We can
notice that treated effluents can easily satisfy the current metal mining liquid effluent
regulations and guidelines in Canada and Quebec.
31
0
2
4
6
8
10
12
0 10 20 30 40 50 60 70 80 90
Distance covered (cm)
pH
T-0minT-45min
T-90min
Figure 10: Evolution of pH, column 1
0
2
4
6
0 10 20 30 40 50 60 70 80 90
Distance covered (cm)
pH
T-0min
T-45min
T-90min
Figure 11 : Evolution of pH , column 2
32
0
1
2
3
4
5
6
7
0 10 20 30 40 50 60 70 80 90
Distance covered (cm)
pH
T-0min
T-45min
T-90min
Figure 12 : Evolution of pH , column 3
0
1
2
3
4
5
6
7
8
9
10
0 10 20 30 40 50 60 70 80 90
Distance covered (cm)
pH
T-0min
T-45min
T-90min
Figure 13 : Evolution of pH , column 4
33
0
2
4
6
8
10
12
14
0 10 20 30 40 50 60 70 80 90
Distance covered (cm)
pH
T-0minT-45minT-90min
Figure 14 : Evolution of pH , column 5
0
2
4
6
8
10
12
0 10 20 30 40 50 60 70 80 90
Distance covered (cm)
Con
cent
ratio
n (m
g/L)
Zn Ni
Cu Pb
Figure 15 : Evolution of contaminant in column 1, t = 90 min
34
0
500
1000
1500
2000
2500
3000
0 10 20 30 40 50 60 70 80 90 100
Distance covered (cm)
Con
cent
ratio
n (m
g/L)
Fe
Figure 16 : Evolution of Fe in column 1
Table 8 : Characteristics of the effluent before and after treatment
Effluent parameters Before After Efficiency of metal removal (min &
max) pH 1,9 6,5 – 7 - Fe 2640 ppm 2,4 ppm 99,9% - 99,7% Zn 7,1 ppm 0,1 ppm 69% - 89% Ni 3,4 ppm < 0,01 ppm 57% - 94% Cu 10,2 ppm <0,05 ppm 78% – 99,9% Pb 1,0 ppm <0,1 ppm 60% - 99,9%
Next, the determination of reaction rates of each contaminant was evaluated in order to
determine the reactive cell thickness that will provide adequate residence time for the
contaminants. Also, we will be able to check if the material remains effective over a long
period of time.
35
3.9. Conclusions
A new acid remediation technology was presented in this paper whereby metallurgical
residues from the aluminium extraction industry can be used to construct permeable
reactive barriers (PRB) to treat acid mine effluents. This technology is very promising for
treating acid mine effluents and their harmful environmental effects. Based on the
laboratory column experiment presented in this paper, it can be concluded that a permeable
reactive barrier made of red mud pellets can effectively treat acid mine effluents and easily
satisfy the current metal mining liquid effluent regulations and guidelines in Canada and
Quebec. The PRB reduces considerably the pH and heavy metal concentrations to levels
well below regulations. Permeable reactive barriers seem to be a very promising technology
for the abatement of AMD generation by pyrite tailings or mine waste. They can become a
very attractive in situ passive alternative technique to traditional systems like effluent
neutralising using limestone. However, further laboratory column experiments should be
carried out in order to evaluate their characteristics and effectiveness on a long-term basis.
Acknowledgements
The authors would like to thank the Vitotec International Ltd., the Societé CAMBIOR Inc.
and the National Science and Engineering Research Council of Canada (NSERC) for their
financial support during the research project and for their permission to publish the research
results. In particular, thanks are due to Dr. Serge Vezina, Director of Environment and
Research of Cambior for his continuous interest and encouragement.
36
3.10. References
1. Natural Resources Canada, MEND Manual, Report 5.4.2. (2000). CD-ROM. 2. Day, S. R., O’Hannesin, S. F., and Marsden, L., Geotechnical techniques for the
construction of reactive barriers, Journal of Hazardous Materials, 1999. 67, 285–297.
3. Benner S.G., Blowes D.W., Gould W.D., Herbert R.B., and Ptacek C.J., Geochemistry of a permeable reactive barrier for metal and acid mine drainage, Envir. Science and Technology, 1999. 33, pp. 2793-2799.
4. Blowes D.W., Ptacek, C.J., Benner S.G., McRae C.W.T., Bennett T.A., Puls R.W., Treatment of inorganic contaminants using permeable reactive barriers. Journal of Contaminants Hydrology, 2000. 45, pp.123-127.
5. Benner S.G , Blowes D.W , Molson J.W.H., Modeling preferential flow in reactive barriers: Implications for performance and design. Ground Water, 2001. 39, (3), pp. 371-379.
6. Doerr N.A., Ptacek C.J.,Blowes D.W., Metal mobility and attenuation in mine tailings and a mine drainage impacted aquifer with a reactive barrier (Sudbury, On.), Proceedings of Sudbury 2003 Mining and the Environment, May 25–28, 2003. Sudbury, Ontario, vol. 1, 376-384.
7. Vachon, P., Essai de lixiviation de l’aluminium contenu dans les boues rouges par voies chimiques et bactériologiques. Mémoire de maîtrise. 1992, INRS-Eau. Québec.
8. Lamontagne A., Étude de la méthode d’empilement des stériles par entremêlement par couche pour contrôler le DMA. Mémoire de doctorat, 2001. Université Laval, Québec.
9. López, E., Soto, B., Arias, M., Nunez, A., Rubinos, D., and Barral M., Adsorbent properties of red mud an its use for wastewater treatment, Water Research, 1998. 32, (4), pp. 1314-1322
10. Doye I., Dushesne J., Neutralisation of acid mine drainage with alkaline industrial residues: laboratory investigation using batch-leaching tests, Applied Geochemistry, 2003. 18, 1197-1213.
11. McConchie, D., Clark, M., Davies-McConchie, F., and Fergusson, L., The use of Bauxsol technology to treat acid mine drainage. Mining and Environmental Management, 2002. 10 (4): 12-13.
12. Gavaskar, A.,Design and constructions techniques for permeable reactive barriers, Journal of hazardous materials, 1999. 68: pp. 41-71.
13. Amos, P. W., and Younger, P. L, Substrate characterisation for a subsurface reactive barrier to treat colliery spoil leachate, Water Research, 2003. 37, (1): pp. 108-120.
37
Chapitre 4. Efficiency of BauxsolTM in permeable reactive barrier to treat acid rock drainage
Lapointe F, Fytas K, McConchie D, (2005), Efficiency of BauxsolTM in permeable reactive barrier to treat acid rock drainage, article soumis à: Mine Water and the Environment
38
4.1. Résumé
La BPR est une nouvelle alternative au traitement conventionnel du DMA par la chaux.
Cette technique peut être très utile lorsque la contamination est susceptible de persister
durant plusieurs années. Cet article décrit la simulation en laboratoire de BPR utilisant du
BauxsolTM, des boues rouges d’aluminerie neutralisées par l’eau de mer. Cette étude donne
suite à des tests précédemment publiés présentant des résultats prometteurs, mais également
certains problèmes comme le colmatage des colonnes servant à la lixiviation.
Ainsi, cinq mélanges réactifs ont été testés avec pour objectif d’augmenter le pH, d’enlever
les métaux et de prévenir le colmatage des colonnes. Pour ce faire, deux avenues ont été
étudiées, soit la combinaison de la colonne avec un pré-traitement pour précipiter une partie
du fer et l’utilisation de mélanges ayant beaucoup plus d’espaces interstitielles pour
permettre à l’hydroxyde de fer de s’y loger.
Les résultats démontrent que la plupart des métaux sont absorbés ou adsorbés à l’intérieur
de la boulette de BauxsolTM et sont ainsi difficile à remobiliser par lixiviation. Aussi, les
carbonates qui confèrent aux BauxsolTM ses propriétés alcalinisantes sont sous une forme
faiblement lixiviable, laissant ainsi présager une efficacité à long terme du traitement. Tous
les mélanges se sont avérés efficaces pour prévenir le colmatage des colonnes. Enfin, pour
obtenir le plein potentiel de traitement du BauxsolTM, des boulettes de faible granulométrie
ainsi qu’un faible débit sont à privilégier.
39
4.2. Abstract
Permeable reactive barriers (PRBs) and flow-through reaction cells are fairly new passive
treatment alternatives to conventional lime treatment of acidic rock drainage (ARD). They
are ideal for the treatment of flowing ARD and are particularly useful when contaminants
are likely to persist for several years. This paper describes column tests performed to
simulate a PRB constructed using BauxsolTM, a chemically and physically treated bauxite
refinery residue, as a reactive material. This experimentation shows promising results for
the BauxsolTM PRB method in neutralizing pH and removing metals from acidic mine
effluents.
4.3. Introduction
Mining activities generate a large amount of solid waste and for deposits containing sulfidic
ore, reactions with water and air can lead to chemical and microbial oxidation of sulphides.
This commonly results in the generation of acid mine drainage (AMD) with high
concentrations of sulphate and metals and a pH below 4. Similar processes operate where
sulphides are exposed by natural processes, or in road cuts, or other engineering operations.
Collectively these discharges can be described as acid rock drainage (ARD) and they can
have the same consequences as AMD. Poor quality ARD water can be transported by both
surface runoff and groundwater flow and can be harmful to both terrestrial and aquatic
ecosystems. AMD from abandoned mines, tailings impoundments, and waste rock piles is a
global environmental and economic problem with estimated treatment costs of tens of
billions of dollars [1]. In Canada alone, about 12 000 ha of mine tailings contain acid-
generating material [2].
Active treatments, such as pump and treat techniques, are widely used in an attempt to
control ARD but their operational costs are very high and they produce huge volumes of
potentially hazardous unstable sludge that creates a disposal problem. Moreover, because
ARD generation can persist for many years, costs can continue to accumulate long after a
mining operation or other revenue generating activities have ceased and budgeting for
40 operational closure becomes almost impossible. Hence, the popularity of passive treatments
has increased rapidly, because they are more cost-effective than conventional treatments [3-
4] and because they offer a potentially permanent ‘walk away’ solution.
One of the passive techniques involves permeable reactive barriers (PRBs) that consist of a
reactive material placed below the surface in the plume path of the contaminated
groundwater or positioned to treat surface water without impeding the flow. Effluent passes
through the PRB under natural gradients and treated clean water emerges as shown in
Figure 17.
Figure 17: Principle of a permeable reactive barrier (source: Park et al. [6]
Considerable research has been carried out on PRBs, with different materials (zero-valent
iron, organic material, clinoptilolite, etc.) being used to treat a large variety of contaminants
(AMD, chromium, arsenic, petroleum, ammonium: e.g. [5-9]).
Sustainable development promotes the use of one waste to treat another waste. Several
studies have demonstrated that red mud (residue from alumina production) can fix metals
and increase the pH of effluents [10-12], but also showed that this residue is not permeable
enough to be used directly for a PRB; there can also be problems with an initial caustic
41 discharge at start-up. Virotec International developed BauxsolTM by treating red mud with
seawater, or other magnesium- and calcium-rich brines, or magnesium and calcium
chloride salts, or some combination of these materials, to transform it into a near neutral
material that could treat AMD [13].
This paper describes the behaviour of PRBs that use BauxsolTM as a reactive material. To
simulate PRBs, several mixes in Plexiglas columns were leached with acid effluent from
the Doyon Mine in Val d’Or, Canada. The experiments described in this paper are a
continuation of previous work [14] when tests were carried out in columns filled with
different mixes of BauxsolTM and river sand. During those tests, there were clogging
problems that reduced the lixiviation capacity of the columns. Those problems were caused
by the high iron concentration of the mine effluent used (around 2500-3000 mg/L) when
the rapid increase in the pH caused the precipitation of large volumes of iron and
aluminium oxyhydroxides that blocked the columns (Figure 18).
The objectives of the experiments described in this paper were to test the effectiveness of
BauxsolTM for treating ARD and to prevent clogging of the columns. Firstly, a reactive
mixture with more interstitial space was used to accommodate the iron and aluminium
oxyhydroxides precipitates. Secondly, pretreating the effluents with a mix of alkaline
materials (BauxsolTM, lime, magnesium oxide) was tested to precipitate some of the iron
and aluminium before introducing the effluents into the column.
42
Figure 18: Close up of reactive mixture after clogging
4.4. Materials
Virotec International provided the pellets of BauxsolTM, which have a high porosity and
permeablility (Figure 19), a compressive strength of about 8,2 MPa, a high slake durability
and a very low solubility in an acidic environment [15]. The particle size was determined
by sieving between 3,8 and 2000 µm (Figure 20). The alkalinity of BauxsolTM, 0,3 CaCO3
eq/g, was determined by potentiometric titration according to ASTM method D1067-02.
The composition of BauxsolTM before pelletisation averages about: 32,3% iron oxides &
oxyhydroxides, 18,2% hydrated alumina, 17,5% sodalite, 7,1% quartz, 6,6% cancrinite, 5%
TiO2 , 4,6% Ca(Al) hydroxides & hydroxycarbonates , 3,9% Mg(Al) hydroxides &
hydroxycarbonates, 2,3% calcium carbonates (and others 2,5%) [14].
43
Figure 19: SEM picture of a BauxsolTM pellet [19]
0
10
20
30
40
50
60
70
80
90
100
10 100 1000 10000
Particle Diameter (micron)
Cum
ulat
ive
pass
ing
(%)
PBGB
Figure 20: Particle size of the raw (RB) and ground (GB) BauxsolTM pellets used.
44 The acidic effluent, used for the lixiviation of our columns, provided by the Doyon mine in
Quebec, has a strong orange color and a light sulphurous odour; Table 9 presents its
principal chemical characteristics.
Table 9: Characteristics of the acidic effluent used to simulate PRB
pH 1,9
Acidity 16 500 eq/CaCO3 Conductivity 198 mV
Fe 8560 mg/L Cu 31,2 mg/L Ni 5,1 mg/L Zn 5,3 mg/L Pb 1,1 mg/L
SO42- 46 211 mg/L
F- 123 mg/L
4.5. Methods
Experiments were performed in five 130 cm high, 7,5 cm diameter Plexiglas columns with
10 sampling ports each (Figure 21). Material was packed about 100 cm high between two
layers of industrial quartz to avoid dispersion. The effluent was pumped in at the bottom of
the column by a multi-speed pump. Ten sampling ports were installed on each column at
distances of 2, 7, 13, 18, 24, 32, 42, 56, 71 and 87 cm above the base and sealed to the
column wall; a glass syringe was inserted to each port to allow sampling. A total of 80 L of
effluent was leached through each column over a three month period.
Mine waste effluents from the Doyon Mine in Val d’Or were used to simulate
contaminated groundwater flow. These effluents have a pH of 2.1 and contain high
concentrations of heavy metals. We chose these effluents in order to test a “worst case
scenario” for the clean up of contaminated plumes at mine sites. The Doyon mine spends a
considerable amount of money every year for the neutralisation of these effluents and this
will continue for at least another 30 to 40 years (i.e. well beyond the expected of mine life).
45
Figure 21: Set up of columns to simulate PRB
Five columns (C1, C2, C3, C4 and C5) were tested, each containing BauxsolTM and an
additional material in various proportions. The additional materials used were crushed
granitic stone (3/4 in. mean size), wood chips, chopped straws, synthetic sponge and quartz.
Their quantities and volume ratios are shown in Table 10.
Table 10: Composition of columns
Columns packing BauxsolTM (kg)
Proportions (v/v) (BauxsolTM / packing material)
C1-Crushed stones 4,32 1:3 C2-Chips of wood 4,89 1:3
C3-Chopped straws 4,35 1:3 C4-Sponge 4,45 1:3 C5-Quartz 3,34 1:4
The role of these additional materials is to ensure a homogeneous matrix and avoid
blockage or development of preferential flow paths of simulated contaminated groundwater
flow. Furthermore, they increase the void volume available for the precipitation of iron-
and aluminium oxyhydroxides that cause clogging of the columns (as reported previously;
46 [14]. Layers of sand were placed above and below the reactive medium in the column to
ensure good flow distribution.
Effluent fed into column C5 was pretreated to remove some of the iron before pumping it
into the column; the effluent was treated in a large container until pH had increased to
about 4,5 and then pumped into the column. The treating mix contained magnesium oxide
(MgO), BauxsolTM powder and hydrated lime (Ca(OH)2). The mix had an alkalinity of 0,9
CaCO3 eq and 10g could treat 1L of our acidic effluent. The treatment of 1L of the water
with 10 g of the mix should require an alkalinity of 1,65 CaCO3 equivalents (from Table 9)
but less added alkalinity is required because some acidity is stored as hydroxysulfate
minerals and by adsorption in the solid residues; hence, a lower alkalinity is required than
theoretically expected. Proportions of each component are shown in Table 11.
The objective of the pre-treatment was to investigate the role of a PRB as a polishing final
step before the final effluent is released in the environment.
Table 11: Composition of the pre-treatment solution
Component % (volume) Weight ratio
MgO 50 5
BauxsolTM 35 5
Ca(OH)2 15 1
The five columns were leached twice a week at a flow rate between 10 and 20 mL/min for
three hours. Leaching tests were discontinuous in order to better represent likely field
conditions. The pH and Fe, Zn, Ni, Cu and Pb concentrations in the outgoing leachate were
determined weekly for the first month, then every 15-20 days, using an atomic absorption
spectrophotometer (AAS; PerkinElmer 3110). Reactive mixes were leached in this manner
for three months. The mineralogy and composition of the reactive material in the columns,
before and after leaching, were characterized by X-ray diffraction with a Siemens D5000
diffractometer using Cu radiation (40kV/30ma), SEM using a JEOL 840-with a EDS
Tracor-Northern detector, and neutron activation using a Slowpoke reactor to irradiate the
47 sample and two co-axial detectors GEM-20180P with a resolution between 1.8 keV and
1332 keV.
4.6. Results and discussion
4.6.1. Metal removal
Columns C1, C2, C3 and C4
The evolution of metal concentrations and pH in outgoing leachate from columns C1, C2,
C3 and C4, shown in Figure 22 and Table 12, presents the average metal removal
efficiency for each column.
At the beginning of the test, Bauxsol™ demonstrated a strong alkalinity during 15-20 days,
until the material reached equilibrium. The amount of Bauxsol™ in columns C1, C3 and
C4 was similar and presented a similar efficiency in removing metals. Column C2, which
has comparable quantities of Bauxsol™, presented a higher removal rate than the three
others because it was filled with crushed Bauxsol™. This suggests that not all the
Bauxsol™ in the other columns had time to react due to the coarser particle size and/or the
partial isolation of metal ions from Bauxsol™ particle surfaces by precipitated iron
hydroxides. Hence, as a result of their particle size, columns C1, C3 and C4 may have been
overdriven with respect to flow rates. If the flow rate through the columns had been
reduced but continued for a longer time during each leaching test, both the output pH and
the metal removal efficiency would probably have been much higher.
A comparable study of a PRB constructed [16] using very fine-grained Bauxsol™ (>90%
of the material <10 µm) showed a similar efficiency to trap metals to that of C2. It also
appears that MOH+ (M is a metal cation), which largely depends on the pH, dominates the
removal of Cu, Pb, Zn and Mn. Thus, the key to treating ARD with a Bauxsol™-based
PRB is to get a pH between 7.5 and 8.5. Bauxsol™ can take more than 48 hours to provide
its full potential alkalinity [17] and there are three ways to achieve this: a smaller particle
size, more reactive material, or a lower flow rate.
48
0
100
200
300
400
500
0 20 40 60 80 100
Time (days)
Fe (m
g/l)
C1
C2
C3
C4
0
0,2
0,4
0,6
0,8
1
1,2
0 20 40 60 80 100
Time (days)
Pb (m
g/l)
C1
C2
C3
C4
0
1
2
3
4
5
6
0 20 40 60 80 100
Time (days)
Ni (
mg/
l)
C1C2
C3
C4
0
1
2
3
4
5
6
0 20 40 60 80 100
Time (days)
Zn (m
g/l) C1
C2
C3
C4
0
5
10
15
20
25
30
35
0 20 40 60 80 100
Time (days)
Cu
(mg/
l) C1C2
C3C4
0
2
4
6
8
10
12
0 20 40 60 80 100
Time (days)
pHC1
C2
C3
C4
Figure 22: Evolution of pH and Fe, Cu, Pb, Zn, Ni concentrations in columns C1, C2, C3 and C4 over 90 days.
Table 12: Average efficiency of columns (%) in removing metals C1 C2 C3 C4 C5
Fe 99,9 99,9 98,8 99,9 99 Cu 37 95 32 53 99 Zn 68 96 87 94 99 Ni 37 95 52 53 99 Pb 44 91 35 38 99
49 Column C5 and pre-treatment
The pre-treatment caused a rapid pH increase to 4,5, but the general process was delayed by
the decantation time (around 1,5 hours). The supernatant was easily recovered and pumped
into the column for leaching. The pre-treatment was very efficient in removing metals (for
Fe 85 to 90 %, Zn 70-75 %, Ni 72-75%, Cu 93-97 % and Pb 45-50 %). Overall, the
combination of the pre-treatment and the C5 column treatment removed more than 99 % of
each metal and the final pH was between 6,5 and 7,5.
This procedure is similar to pump-and-treat techniques widely used in the mining sector,
but it could be more economical. Firstly, because effluents from the pretreatment have
lower quality requirements than effluents treated by conventional methods, the pretreatment
requires less neutralizing material. Secondly, the use of BauxsolTM. powder reduces the
amount of limestone (or other sources of alkalinity) required to treat the effluent compared
to conventional treatments and the pre-treatment produces much less mud residue, thereby
reducing waste management costs. Finally, to get the same metal removal efficiency using
hydrated lime only, the pH would usually need to be raised to almost 9 for zinc and nickel,
about 10 for manganese, and 7,5 – 8,0 for copper (Eary 1999) and at the pH values above 9
there is a significant risk of releasing previously immobile arsenic and other oxyanions.
The data from this study show that BauxsolTM increased the metal binding capacities of
conventional limestone treatment and lowered the pH at which metals such as Cd, Cu, Mn,
Ni and Zn are precipitated by 1 – 1,5 pH units thereby allowing the final treated effluent pH
to be kept to about 8,5 or a bit less. Consequently, a BauxsolTM based PRB could provide a
cost effective final polishing step for the mine effluents.
4.6.2. Material characterisation
To get a better idea of the geochemical reactions occurring during the experiments,
comparative neutron activation data for fresh (unreacted) BauxsolTM (NB) and ARD
reacted BauxsolTM are shown in Figure 23. The material from these tests came from
Column C1. The outer crust (mainly formed by precipitation) on the ARD reacted
50 BauxsolTM pellets (CB) and the inner core (mainly reflecting absorption processes) of the
ARD reacted Bauxsol™ pellets (LB) were characterized separately.
0
5
10
15
20
25
30
NB CB LB
As
(ppm
)
0
20000
40000
60000
80000
100000
120000
NB CB LB
Ca
(ppm
)
0
50100
150200
250
300350
400
NB CB LB
Cr (
ppm
)
0
2000040000
6000080000
100000
120000140000
160000
NB CB LB
Fe (p
pm)
05
1015202530354045
NB CB LB
Zn (p
pm)
0
5
10
15
20
25
30
NB CB LB
Ni (
ppm
)
Figure 23: Concentrations of As, Ca, Cr, Fe, Ni and Zn for BauxsolTM (NB), crust formed on leached BauxsolTM pellets (CB) and the inner core of leached BauxsolTM pellets (LB).
Iron concentrations were very high in our AMD test water, and iron was found in CB and
LB. However, considering that there was no crust before leaching, the contribution of iron
from the effluent is surprisingly much higher in CB (precipitation) than in LB (absorption).
Thus, as a result of the rapid increase in the pH, iron mainly precipitated outside the pellet.
51 The concentrations of As, Ni and Cr in the LB (absorption) are much higher than the NB
concentrations. Consequently, metal retention occurred principally inside the pellets. These
metals were also present, albeit in lower concentrations, in CB. This might be explained by
the sample preparation for the neutron activation tests, because it was impossible to get
only the crust of the pellets, thus the samples were probably slightly contaminated by
material from LB. There may also have been some co-precipitation of these elements with
the iron oxy-hydroxides that precipitated to form the crust.
Overall, 38 metals were analyzed, and most of these had a similar pattern to that for As, Ni
and Cr, except for Ca and Zn. As expected, the concentration of Ca in CB or LB is lower
than in NB because reactions between carbonate or hydroxycarbonate minerals in the
Bauxsol™ and acid in the ARD water release some calcium that can be leached out. The
concentration of Zn was similar in NB, CB and LB indicating that most Zn has precipitated
with the newly formed outer crust and has not been absorbed inside the pellets.
The XRD pattern of NB shows calcite (CaCO3), quartz (SiO2), gypsum (CaSO4), hematite
(Fe2O3), boehmite (AlOOH) and aluminite (Al2(SO4)(OH)4·7(H2O)). On the CB, XRD
mainly shows hematite (Fe2O3) and gypsum (CaSO4) confirming that iron reacted on the
outside of the pellets. Finally, the XRD analysis of LB shows a similar pattern as for NB.
Calcite was still present in LB as the second main crystalline phase, indicating that
carbonates were in a form that leaches slowly. Hence, Bauxsol™ could efficiently increase
the pH of effluents for a long time.
4.6.3. Iron oxide trapping capacities
All reactive mixes efficiently avoided the clogging problem noted previously [14].
Nevertheless, in the column C1, some iron precipitate was washed out of the column by the
flowing effluent. Therefore, to be efficient, the column material must present a lot of
interstitial space and fine pores in order to act like a filter and to accommodate
neoformational precipitates. In addition, it must be inert in an acidic environment and
inexpensive. These findings suggest that, in large commercial applications, crushed pumice
(1 – 10 mm particle size) or similar highly porous materials could be an excellent additive
52 to maintain high void volumes. Finally, the pretreatment used before the treatment in
column C5 removes 85-95 % of the iron and the remaining amount of iron was not high
enough to block the columns.
4.7. Conclusion
An experimental method was developed in a previous study to simulate permeable reactive
barriers using BauxsolTM as a reactive material. Here, five different mixes were evaluated
to treat acid mine drainage. The objective was to increase pH, remove metals and avoid the
clogging of the columns previously caused by iron oxyhydroxide precipitation. The results
of the tests show that PRBs using BauxsolTM have the potential to treat acidic effluents and
remove metals over a long period of time; most metals are trapped in the cores of pellets
and are likely to be very difficult to remove by conventional leaching reagents (e.g. using
the TCLP test). However, due to slow reaction kinetics, the ratio of reactive mixture to
acidic effluent would have to be increased to attain the full potential of the treatment.
Future work should consider both long-term tests and large scale in situ applications of
BauxsolTM in a PRB. Estimation of the required PRB thickness and void volume in the
PRB should be also carried out in order to meet the environmental standards for mine
effluents. In the future, it may be desirable, for both BauxsolTM –based PRBs and for PRBs
constructed using other reactive media, to develop design criteria that specify the void
volume in the PRB required to accommodate the Fe and Al oxyhydroxide precipitates that
could form from the effluent being treated. The same applies for the flow path length in the
PRB required to provide sufficient residence time for complete reaction and the cross-
sectional area of the PRB perpendicular to the flow direction required to handle the
applicable flow rates.
53 Acknowledgments We would like to thank Virotec International Ltd., the Societé CAMBIOR Inc. and the
National Science and Engineering Research Council of Canada (NSERC) for their financial
support during the research project and for their permission to publish the research results.
In particular, thanks are due to Dr. Serge Vezina, V.P. Industrial Engineering &
Environment of Cambior for his continuous interest and encouragement.
54
4.8. References
1. Benner, S.G., et al., Geochemistry of a Permeable Reactive Barrier for Metals and Acid Mine Drainage. Environmental Science & Technology, 1999. 33: p. 2793-2799.
2. Itzkovitch, I.J. and Feasby, D.G.. Le programme de neutralisation des eaux des drainage dans l'environnement minier. in Colloque du NEDEM. 1993. Val D'or, Québec, Canada.
3. Walton-Day, K., Passive and active treatment of mine drainage. 2003. In: Environmental aspects of mine wastes, Ottawa: Mineralogical Association of Canada. iv, 430.
4. Bienvenu, L., L'environnement minier au Québec. 2003. Charlesbourg: ed: Ministère Des Ressources Naturelles.
5. Joo Sung Ahn, et al., Arsenic removal using steel manufacturing byproducts as permeable reactive materials in mine tailing containment systems. Water Research, 2003. 37: p. 2478-2488.
6. Park, J.-B., et al., Lab scale experiments for premeable reactive barriers against contaminated groundwater with ammonium and heavy metals using clinoptilolite. Journal of Hazardous Material, 2002. p. 65-79.
7. Shokes, T., and Mõller G., Removal of dissolved heavy metals from acid rock drainage using iron metal. Environmental Science & Technology, 1999. 33: p. 282-287.
8. Blowes, D.W., et al., Treatment of inorganic contaminants using permeable reactive barriers. Journal of Contaminants Hydrology, 2000. 45: p. 123-127.
9. Su, C., and Puls, R.W., Arsenate and arsenic removal by zero valent iron: kinetics, redox transformation, andimplications for in situ groundwater remediation. Environmental Science & Technology, 2001. 35: p. 1487-1492.
10. Lamontagne, A., Étude de la méthode d'empilement des stériles par entremêlement par couche pour contrôler le DMA. 2001. Laval University: Quebec.
11. López, E., et al., Adsorbent properties of red mud an its use for wastewater treatment. Water Research, 1998. 32(4): p. 1314-1322.
12. Doye, I. and Duchesne, J., Neutralisation of acid mine drainage with alkaline industrial residues: laboratory investigation using batch-leaching tests. Applied Geochemistry, 2002. 18: p. 1197-1213.
13. McConchie, D., et al. The use of Bauxsol™ technology in mine site management and remediation. in: Proceedings of the CIM Mining Industry Conference. 2003. Montreal, Canada.
14. Lapointe, F., Fytas, K., and McConchie, D., Using permeable reactive barriers for the treatment of acid rock drainage. International Journal of Surface Mining, Reclamation and Environment, 2005. 19(1).
15. Lin, C., et al., Effects of Bauxsol TM on the immobilisation of soluble acid and environmentaly significant metals in acid sulfate soils. Australian Journal of Soil Research, 2002(40): p. 805-815.
55 16. Munro, L.D., Clark, M.W., and McConchie, D., A Bauxsol™-based permeable
reactive barrier for the treatment of acid rock drainage. Mine Water and the Environment, 2004. 23: p. 183-194.
17. McConchie D., Saenger P., and Fawkes R., An environmental assessment of the use of seawater to neutralise bauxite refinery waste. Second International Symposium on Extraction and Processing for the Treatment and Minimization of Wastes, 1996.
18. McConchie, D., et al. The use of modified industrial residue to improve the treatment of tannery effluent. in Proceedings, EnvironmexAsia 2003 & WatermexAsia 2003 International Conf. 2003. Suntac, Singapore.
56
Conclusion Les BPR ont déjà été utilisées avec succès pour le traitement du DMA, tout comme le
BauxsolTM qui a été utilisé efficacement comme matériel alcalin d’une barrière de
recouvrement. Par contre, très peu de données existent sur la combinaison des deux. Dans
ce contexte, l’objectif du projet était d’étudier le comportement du BauxsolTM comme
matériel réactif d’une BPR pour le traitement du DMA.
Dans un premier temps, une revue sur le drainage minier acide a été réalisée afin de
présenter les facteurs qui contrôlent sa formation et les réactions chimiques qui y sont
associées. De tous les éléments responsables de la formation du DMA, l’oxydation
bactériologique demeure de loin le plus important avec des cinétiques de réaction 106 fois
plus rapide que l’oxydation chimique.
Par la suite, afin de bien situer les avantages d’un traitement passif in situ comme la BPR,
plusieurs techniques largement utilisées ou en développement ont été décrites. Ces
techniques, dites passives, nécessitent peu de ressources humaines, ce qui représente un
avantage économique majeur. De plus, les traitements in situ requièrent moins
d’infrastructures que les techniques usuelles.
Afin de simuler les BPR, cinq colonnes de Plexiglas alimentées par une pompe à vitesse
variable ont été assemblées en laboratoire. Des effluents provenant de la mine Doyon ont
été utilisés pour lixivier le matériel réactif. Une première série de tests a été menée avec
cinq mélanges contenant diverses proportions de BauxsolTM et de quartz industriel. Ces
tests ont démontré que la méthode à l’étude était potentiellement utilisable pour le
traitement du DMA. Par contre, l’augmentation du pH ayant favorisé la précipitation du fer
sous forme d’hydroxyde, la plupart des mélanges réactifs se sont colmatés.
La deuxième série de tests avait pour objectif de valider le potentiel d’assainissement des
BPR et de prévenir leur colmatage. Pour ce faire, deux avenues ont été étudiées.
Premièrement, un prétraitement a été testé afin de précipiter une partie du fer avant qu’il ne
pénètre dans la colonne. Cette méthode s’est révélée très efficace, autant pour le traitement
du DMA que pour prévenir l’obstruction par l’hydroxyde de fer. Cependant, elle diminue
57
l’avantage économique du traitement passif in situ puisque la BPR doit être opérée avec un
poste de prétraitement. Deuxièmement, quatre mélanges présentant beaucoup d’espace
interstitiel, pour favoriser la rétention de l’hydroxyde, ont été évalués. À égard, ils ont tous
été performants. Par contre, trois des quatre mélanges ont été moins efficaces pour le
traitement du DMA. En raison de l’augmentation de l’espace interstitiel, l’épaisseur de la
barrière doit être plus grande pour avoir une quantité suffisante de BauxsolTM afin de traiter
efficacement, ce qui n’a pas pu être possible en laboratoire. Le quatrième mélange a utilisé
du BauxsolTM broyé, augmentant ainsi la surface de contact et permettant d’obtenir un
traitement plus efficace du pH et des métaux.
Plusieurs analyses ont été menées sur le matériel avant et après la lixiviation. Elles ont
permis de constater que la plupart des métaux étaient emprisonnés à l’intérieur de la
boulette de BauxsolTM, plutôt que simplement précipités à la surface. Également, les
carbonates, qui confèrent l’alcalinité au BauxsolTM, sont sous une forme lentement
lixiviable, ce qui permet d’envisager une efficacité à long terme de cette méthode. En
contre partie, le temps de rétention doit être lent afin d’utiliser pleinement le potentiel
neutralisant du BauxsolTM. En effet, un débit trop élevé mène à une diminution marquée du
pouvoir neutralisant qui atteint sa pleine efficacité après 24 à 48 h. De plus, un faible débit
favorise la rétention des métaux par cristallisation plutôt que par une précipitation rapide.
Développements futurs
Bien que le potentiel d’utilisation du BauxsolTM comme matériel d’un BPR ait été démontré
au cours de ce travail, plusieurs éléments restent à étudier.
Premièrement, il sera nécessaire de connaître l’épaisseur requise de la barrière selon
l’effluent à traiter. Pour ce faire, les cinétiques réactionnelles de chaque contaminant
devront être connues plus précisément.
Également, les tests en laboratoire présentent des conditions différentes de celles observées
sur le terrain. Celles-ci devront donc être identifiées et prises en compte. Par exemple, les
expériences se sont déroulées à la température de la pièce (20-25 °C), tandis que l’eau
souterraine est généralement à des températures d’environ 10 °C. Il faudra évaluer l’impact
58
de cette différence de température sur les cinétiques réactionnelles. Un autre exemple de
facteurs qui risquent de varier sont la densité et la porosité du mélange. En effet, la
compression du mélange dans la colonne et sur le terrain seront certainement différentes,
modifiant ainsi les temps de rétention.
En raison du caractère persistant du DMA, il sera aussi essentiel de déterminer la longévité
de la barrière. Outre la consommation du matériel neutralisant, la formation et la
précipitation de composés inorganiques sur la surface réactive pourrait être une raison du
déclin de la barrière. Des tests utilisant des débits plus élevés que la normal pourront
donner certaines indications sur la durée de vie de la barrière, bien que l’extrapolation de
telles données devra être fait avec prudence.
En relation avec la gestion des risques, il sera également intéressant d’estimer le potentiel
de remobilisation des contaminants en fonction des évènements extraordinaires auxquels
pourrait être soumise la barrière en milieu naturel. Ainsi, les tests de toxicité (TCLP) et de
la biodisponibilité devront être effectués. Il faudra également évaluer les avenues possibles
pour disposer sécuritairement d’une BPR devant être remplacée suite à une baisse de
l’efficacité.
En réponse à plusieurs des éléments ci-dessus, la modélisation par ordinateur des
principales réactions géochimiques ayant lieu avec le BauxsolTM sera un outil utile.
Finalement, il y a fort à parier que, suite à ces travaux, la BPR couplé au BauxsolTM pourra
être utilisée pour le traitement des sites déjà au prise avec des problèmes de DMA.
Référence
1 Munro, L.D., Clark, M.W., and McConchie, D., A Bauxsol™-based permeable reactive barrier for the treatment of acid rock drainage. Mine Water and the Environment, 2004. 23: p. 183-194.
59
ANNEXE 1 DIFFRACTION PAR RAYONS X
60
BauxsolTM non lixivié
61
BauxsolTM lixivié
62
Croûte formée sur le BauxsolTM lixivié