Géochimie des résidus submergés

préparé pour : Placer Dome Inc.
préparé par : Rescan Environmental Services Ltd. mars 1995

GÉOCHIMIE : APERÇU

Introduction

Trouver un moyen tant respectueux de l'environnement qu'économique pour éliminer les déchets miniers sulfurés a été pendant des décennies un défi qu'ont tenté de relever l'industrie minière et le gouvernement. Vu le rôle critique que joue l'oxygène dans la production d'acide, les efforts pour résoudre le problème ont été axés sur l'élimination de l'oxygène comme agent de réaction. Par conséquent, la solution de la déposition subaquatique a découlé naturellement du principe selon lequel la production d'acide à partir de sulfures pourrait être éliminée par submersion dans l'eau où les concentrations d'oxygène sont beaucoup plus faibles que dans l'atmosphère. En d'autres termes, abaisser la concentration d'un des principaux agents de réaction (l'oxygène) permettrait de diminuer la vitesse d'oxydation, donc la vitesse de production d'acide et de métaux dissous. Ce principe s'appuyait sur les caractéristiques chimiques bien connues des plans d'eau naturels et des sédiments.

Quoique fondée sur des principes théoriques valables, la déposition subaquatique s'est avérée avant les années 1980 d'une efficacité très douteuse, n'étant recommandée que par quelques études scientifiques limitées. Faute de données pertinentes, une série de projets ont été mis sur pied dans le cadre du groupe de travail sur le drainage minier acide de la Colombie-Britannique (BCARD) et du programme NEDEM et ont comporté des travaux de terrain sur une série de lacs dans lesquels des résidus miniers avaient été déversés (lacs Anderson et Mandy au Manitoba; lacs Buttle et Benson en Colombie-Britannique). Le programme a fait intervenir diverses techniques d'échantillonnage, d'analyse et d'interprétation de pointe permettant de mesurer directement la réactivité et la stabilité chimique à court et long termes des dépôts submergés de résidus miniers. En outre, des questions auxquelles devaient permettre de répondre le projet, les auteurs ont écarté temporairement celles portant sur les nombreux aspects biologiques complexes pour se concentrer sur le milieu géochimique. Il a été résolu qu'une fois la réactivité des résidus submergés bien évaluée, et les phénomènes géochimiques cernés, les questions biologiques pourraient être abordées dans un contexte mieux défini et sur une base de projets particuliers.

Les résultats des travaux ont confirmé l'hypothèse selon laquelle les résidus miniers sulfurés sont très peu réactifs chimiquement lorsqu'ils sont submergés. Les rares fois que des métaux dissous ont été libérés, des phénomènes chimiques secondaires au sein des sédiments ont retardé leur libération dans la colonne d'eau.

L'aperçu qui suit vise à résumer les rapports NEDEM et à décrire dans l'ensemble les systèmes géochimiques qui contribuent à l'efficacité de la déposition subaquatique.

Contexte chimique

L'instabilité ou la réactivité des sulfures métalliques tient à leur mode de formation. Les sulfures se forment dans des milieux réducteurs (en l'absence d'oxygène). Par conséquent, ils sont instables et peuvent réagir chimiquement dans un milieu riche en oxygène telle la surface de la terre. Ainsi, le milieu le plus stable où stocker des résidus miniers sulfurés est un milieu exempt d'oxygène, qui se rapproche du milieu de leur genèse.

Les systèmes submergés offrent en première approximation les conditions de stabilité recherchées pour les sulfures, non pas parce qu'ils sont exempts d'oxygène (en fait, ils renferment le plus souvent des quantités mesurables d'oxygène dissous), mais plutôt parce qu'ils contiennent de faibles concentrations d'oxygène, même à l'état saturé. La concentration maximale d'oxygène dissous dans les eaux naturelles est environ 25 000 fois inférieure à la teneur de l'atmosphère. Comme la vitesse d'oxydation des sulfures dépend en partie de la concentration d'oxygène, il ressort que la production d'acide et de métaux dissous sera minimale sous l'eau. En outre, une fois que le peu d'oxygène dissous dans l'eau est consumé, il est en général remplacé très lentement par diffusion moléculaire et par turbulence à petite échelle; le passage de l'oxygène dans l'eau se fait près de 10 000 fois plus lentement que dans l'air. Par conséquent, le stockage sous une couverture aqueuse permanente est peut-être le seul moyen vraiment efficace pour empêcher les résidus miniers sulfurés de produire de l'acide.

Les sédiments constituent pour les minéraux sulfurés un milieu encore plus stable qu'une couverture aqueuse, en partie à cause de leur faible concentration d'oxygène dissous, mais aussi à cause de leur tendance naturelle à devenir chimiquement réducteurs. Pour comprendre pourquoi les sédiments constituent un milieu propice au stockage des résidus miniers sulfurés, il faut d'abord décrire certains phénomènes chimiques qui se produisent dans ce milieu.

Les sédiments naturels contiennent en général une gamme d'éléments allant de roches et de sols érodés d'origine locale à des substances uniques qui se sont formées dans les dépôts. Toutefois, de tous les éléments contenus dans les sédiments naturels, les vestiges de plantes et d'animaux (matière organique) sont peut-être les plus importants car ils sont considérés comme le combustible de presque toutes les réactions chimiques qui se produisent après leur dépôt. Il en est ainsi parce que la matière organique (comme les sulfures) est instable en présence d'oxygène; elle tend naturellement à se décomposer en ses éléments constituants (essentiellement des molécules simples contenant du carbone, de l'azote, du phosphore, du soufre et de l'hydrogène). En d'autres termes, la matière organique se consume ou réagit en présence d'oxygène, et se transforme en dioxyde de carbone et en une série de sous-produits biologiques simples. Cette réaction est accélérée par la présence d'une panoplie d'espèces bactériennes qui catalysent la réaction pour en tirer de l'énergie pour leurs propres besoins. Comme la concentration d'oxygène dans les eaux naturelles est faible au départ, il arrive souvent qu'elle diminue rapidement à rien dans les couches superficielles de sédiments. Lorsqu'il n'y a plus d'oxygène pouvant réagir avec la matière organique, les bactéries jettent leur dévolu sur les oxydants secondaires : les nitrates d'abord, puis les oxydes de Mn et de Fe, les sulfates et le dioxyde de carbone; lorsqu'un oxydant secondaire est épuisé (p. ex. les nitrates), les bactéries se ruent sur le suivant (l'oxyde de Mn) jusqu'à ce qu'elles les aient tous consumés. La consommation des sulfates est très importante parce que le sous-produit de la réaction entre un sulfate et la matière organique (en l'absence d'oxydants plus attrayants) est le sulfure d'hydrogène, analogue aux minéraux métalliques sulfurés. Ainsi, les sédiments tendent naturellement à créer des conditions dans lesquelles les sulfures se forment naturellement et les résidus sulfurés des mines sont les plus stables dans de telles conditions.

Méthodes d'examen

Il existe deux principales méthodes pour évaluer si des résidus sulfurés réagissent ou libèrent de l'acide et des métaux en milieu submergé. La première est l'observation microscopique ou pétrographique directe des particules de résidus submergés. Jusqu'à ce jour, chaque fois qu'on a étudié des résidus sulfurés submergés, aucun indice d'oxydation n'a été relevé. Il existe toutefois une méthode bien plus sensible, efficace et élégante, qui consiste à rechercher les effets directs de l'oxydation des sulfures comme une chute du pH, une augmentation de la concentration de sulfate ou l'indicateur le plus direct, une augmentation de la concentration des métaux dissous. Comme les métaux dissous sont les paramètres qui nous intéressent sur le plan environnemental et que leur concentration est naturellement très faible, leur répartition dans les eaux interstitielles des sédiments (eau entourant les particules de sédiments ou les résidus déposés) donne des indications très détaillées sur la réactivité des résidus et leurs effets possibles sur l'environnement.

La répartition des métaux dissous dans les eaux interstitielles a été établie par deux méthodes. Dans les projets NEDEM, les eaux interstitielles ont été échantillonnées par les techniques du carottage des sédiments et de l'échantillonnage par dialyse. Le carottage des eaux interstitielles consiste à prélever des sédiments au moyen d'un appareil léger de carottage par gravité. Les eaux interstitielles sont séparées des matières sédimentaires par centrifugation de tranches séquentielles de sédiments; la fraction liquide résultante est filtrée et soumise à l’analyse des métaux dissous. Le plateau de dialyse permet d'échantillonner beaucoup plus passivement les eaux interstitielles. Il s'agit d'un plateau de plexiglas portant un réseau de dépressions ou de puits. Les puits sont remplis d'eau très pure et recouverts d'une membrane filtrante. Le plateau est plongé verticalement dans les sédiments pendant 10 à 14 jours jusqu'à ce l'équilibre avec les sédiments soit atteint. Pendant cette période, la membrane laisse passer les métaux dissous dans les puits tout en bloquant les matières solides. Au bout de 10 à 14 jours, l'eau dans les puits d'échantillonnage est identique aux eaux interstitielles; l'eau d'échantillonnage est retirée des puits et soumise au dosage des métaux dissous.

Pour ne pas que les échantillons s'oxydent en entrant en contact avec l'atmosphère, toutes les opérations de manipulation des carottes et des plateaux de dialyse après le prélèvement se font dans des sacs à gants en plastique remplis d'azote. Une fois les eaux interstitielles filtrées (toujours sous azote), elles sont «conservées» pour analyse ultérieure par l’addition d'une petite quantité d'acide très pur.

Manifestations chimiques des métaux dissous dans les eaux interstitielles

Quand elles se forment, les eaux interstitielles des sédiments ne sont que de l'eau du lac piégée entre les particules de sédiment; en l'absence de réactions chimiques, la composition des eaux interstitielles serait identique à celle des eaux lacustres sus-jacentes. Si les résidus sont réactifs et libèrent des métaux dissous dans l'environnement, la manifestation la plus critique de ces derniers est la présence par endroits de concentrations élevées de métaux dissous dans les eaux

interstitielles à faible profondeur (voir figure 1 a)). Par contre, la précipitation ou la consommation de métaux dissous est caractérisée par des concentrations qui diminuent en fonction de la profondeur (voir figure 1 b)).

Figure 1 Trois profils théoriques de concentration des métaux dissous dans les eaux interstitielles des résidus ou des sédiments naturels : a) libération de métal dans la solution interstitielle. La flèche indique le gradient de concentration (d'élevée à faible) et donc la direction de migration des ions de métal dissous; b) consommation de métal dissous par les dépôts (p. ex. par précipitation chimique). Dans ce cas, les métaux dissous diffusent dans le fond du lac; c) libération de métal de sub-surface dans la solution interstitielle, avec migration le long des gradients de concentration en s'éloignant de la zone de libération, comme l'indiquent les flèches. La consommation est indiquée au-dessous de la concentration maximale (p. ex. par précipitation d'une phase de sulfure de métal) ainsi qu'au-dessus du maximum, ce qui peut arriver lorsque les particules d'oxyde de fer et/ou de manganèse présentes dans les sédiments près de la surface absorbent les ions métalliques migrant vers le haut.

La libération ou la consommation de métaux dissous entraîne la formation de zones adjacentes de concentrations différentes. L'écart entre une concentration élevée et une concentration faible de métaux dissous définit un gradient de concentration et produit une migration nette de métaux dissous de la zone de concentration élevée vers la zone de concentration faible. Dans les sédiments, ce phénomène se produit au hasard du mouvement de toutes les molécules dissoutes et s'appelle la diffusion moléculaire. La quantité de métaux dissous qui migrent le long d'un gradient de concentration (vers une concentration plus faible) s'appelle le flux et est proportionnelle à la grandeur du gradient. En d'autres termes, le flux est plus grand (plus de métaux dissous sont transportés) lorsqu'une zone de très forte concentration jouxte une zone de très faible concentration.

Si un gradient de concentration traverse l'interface sédiments-eau, on peut dire que les métaux diffusent à l'extérieur ou à l'intérieur des sédiments (depuis ou vers l'eau du lac) selon la direction du gradient. Si la concentration de métaux dissous dans les eaux interstitielles est plus faible que dans l'eau du lac sus-jacente, le flux de métaux se déplace des sédiments vers l'eau du lac (figure 1 b)). Par contre, si la concentration est plus élevée dans les eaux interstitielles que dans l'eau du lac, le flux se déplace dans le sens opposé (figure 1 a)).

Dans la majorité des projets NEDEM menés jusqu'à ce jour, on a observé que les métaux diffusent de l'eau du lac sus-jacente vers les sédiments. Cela s'est produit en partie parce que certains lacs contenaient des concentrations élevées de métaux dissous, mais surtout parce que les sédiments ont naturellement tendance à créer un milieu stable pour les sulfures comme il a été dit plus haut. Lorsque du sulfate agit comme oxydant dans la décomposition de la matière organique des sédiments, il en résulte un sous-produit naturel, le sulfure d'hydrogène. Ce dernier réagit promptement avec la plupart des métaux dissous (Cd, Cu, Hg, As, Mo, Ni, Fe, Pb, Zn, etc.), faisant précipiter rapidement ces derniers sous forme de sulfures solides insolubles. Comme la réduction du sulfate (en sulfure) se produit en général à faible profondeur dans les sédiments, il s'établit une zone finie de consommation localisée de métaux en présence d'un gradient de concentration des métaux dissous qui va de l'eau du lac vers les sédiments. Il en résulte un flux ou un transport de métaux dissous vers les sédiments de surface à partir de l'eau du lac sus-jacente, et les résidus agissent comme un puits plutôt que comme une source de métaux dissous. La figure 1 b) indique un profil de concentration type dans un tel cas.

Il est parfois arrivé que des métaux dissous ont été libérés par des matières sédimentaires dans les eaux interstitielles. À première vue, on pourrait croire que les résidus libèrent des métaux dissous dans l'eau du lac sus-jacente, surtout si le gradient de concentration traverse l'interface sédiments-eau. Il faut toutefois tenir compte de plusieurs facteurs qui compliquent les choses lorsque de tels profils sont observés. Premièrement, plusieurs métaux (p. ex. Cd, Cu et Zn) sont libérés naturellement dans les eaux interstitielles près de la surface, car ils sont souvent associés à la matière organique et ne proviennent pas des résidus. Lorsque la matière organique se décompose ou s'oxyde, les métaux en question sont libérés sous forme dissoute et peuvent en fait retourner dans l'eau du lac sus-jacente. Cela se produit surtout dans les sédiments quand l'épuisement de l'oxygène est incomplet (ou plus particulièrement en l'absence de précipitation de sulfure). Il est naturel que des métaux soient ainsi libérés : cela explique en grande partie le cycle de certains métaux à l'état de traces dans de nombreux milieux naturels. Deuxièmement, même s'il y a parfois libération de métaux des résidus vers les eaux interstitielles, un phénomène appelé blocage par les oxydes ou piégeage par les oxydes peut diminuer en grande partie le flux vers le haut de ces métaux avant que les espèces dissoutes franchissent l'interface sédiments-eau et passent dans l'eau du lac.

Un tel piégeage fait intervenir des oxydes de fer et de manganèse, deux des oxydants secondaires susmentionnés. En présence d'oxygène dissous, les oxydes de Fe et de Mn sont à l'état de solides dont les surfaces adsorbent solidement les métaux à l'état de traces. Lorsqu'ils sont mis à contribution dans les sédiments sous la surface comme oxydants secondaires en l'absence d'oxygène, ils se retransforment en Fe et Mn dissous, établissant des gradients de concentration. Lorsque le Fe et le Mn diffusent vers l'interface sédiments-eau, ils entrent tôt ou tard en contact avec de l'oxygène dissous et reprennent leur forme originale d'oxydes solides. Les oxydes de fer et de manganèse adsorbent efficacement une vaste gamme d'ions métalliques dissous. La production constante de ces oxydes dans les sédiments près de la surface constitue donc un «mécanisme de blocage» efficace qui empêche les métaux dissous d'entrer dans la colonne d'eau.

Le temps est une dernière barrière contre toute libération de métaux par les résidus se trouvant dans des sédiments lacustres. L'enfouissement de résidus sous des sédiments naturels ou une couche plus récente de résidus se fait progressivement dans le temps et a un effet déterminant sur la capacité des substances réactives, même les plus réactives, d'altérer la qualité des eaux du lac. Comme la diffusion est le principal mécanisme de transport des métaux dissous dans les sédiments et que le transport massif par diffusion n'est efficace que sur de courtes distances (quelques centimètres), il suffit qu'une couche relativement mince de sédiments s'accumule sur les résidus abandonnés pour isoler chimiquement ces derniers de la colonne d'eau. À cet égard, la déposition subaquatique des résidus, sur le plan de la réactivité de ces derniers, est au pire une question à relativement court terme même si aucun «pire» cas de la sorte n'a encore été observé. Néanmoins, une fois la déposition terminée et les résidus submergés et enfouis sous quelques centimètres de sédiments naturels, ils peuvent à toutes fins être considérés comme chimiquement sûrs dans un avenir prévisible.

Conclusions

Le projet NEDEM a consisté jusqu'à ce jour à étudier le comportement des résidus dans des lacs naturels; on s'est peu penché sur les conditions relativement abiotiques des parcs à résidus dans des lacs artificiels. Les prochaines recherches porteront sur de tels systèmes; on peut toutefois tirer des données NEDEM certaines conclusions générales qui s'appliquent autant aux parcs à résidus qu'aux lacs naturels.

Premièrement, la concentration réduite d'oxygène dissous dans l'eau est le principal inhibiteur d'oxydation des résidus; plus la concentration d'oxygène est faible, plus la vitesse d'oxydation est faible. Non seulement la présence d'une couverture d'eau permanente réduit au minimum la concentration maximale d'oxygène auquel les résidus pourraient être exposés, mais elle diminue aussi la vitesse de renouvellement de cet oxygène.

Deuxièmement, même si les parcs à résidus sont général exempts de carbone organique, ils offrent encore des conditions propices au stockage à long terme des matières riches en sulfures. Les résidus sulfurés eux-mêmes se comportent comme des sédiments naturels en ce qu'ils abaissent progressivement la concentration d'oxydants, favorisant ainsi leur stabilité à long terme.

Enfin, le temps est en soi un moyen efficace pour que s'établisse une barrière physique qui empêche que des métaux soient libérés dans les eaux lacustres sus-jacentes. L'accumulation d'une couche de sédiments naturels (quelques centimètres) permet d'isoler efficacement les résidus. La déposition subaquatique présente au pire un risque à relativement court terme qui diminue dans le temps jusqu'à ce s'établisse une barrière finale stable, passive, mais efficace.

Dernière mise à jour: 2005-01-31		Avis importants

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