Bessines-sur-Gartempe (87) Tierce-expertise du bilan de

Transcription

Bessines-sur-Gartempe (87)
Tierce-expertise du bilan de
fonctionnement décennal des
installations COGEMA
Rapport final
BRGM/RP-54976-FR
Octobre 2006
Mots clés : Bessines-sur-Gartempe, uranium, traitement, couverture, lixiviation, haldes de
stériles, effluents, radon, digues à résidus, drainage minier
En bibliographie, ce rapport sera cité de la façon suivante : G. Bellenfant, F. Blanchard, B.
Bournonville D. Cazaux, P. Piantone et S. Touze- 2006- Bessines-sur-Gartempe (87), Tierceexpertise du bilan de fonctionnement décennal des installations COGEMA, Rapport final,
BRGM/RP -54976-FR, 100 p.
© BRGM, 2006, ce document ne peut être reproduit en totalité ou en partie sans l’autorisation expresse du BRGM.
Bessines-sur-Gartempe (87) – Tierce-expertise installations COGEMA
Synthèse
La Division Minière de la Crouzille a exploité de 1948 à 1995 un ensemble de
gisements uranifères granitiques. L’exploitation du minerai a été faite par mines à ciel
ouvert et par travaux miniers souterrains. Ces sites miniers sont à présent arrêtés,
réaménagés et surveillés selon les prescriptions d’arrêtés préfectoraux pris dans le
cadre de la réglementation minière et ICPE.
Suite à la transmission du bilan Décennal Environnemental établi par AREVA NC,
l’arrêté préfectoral n° 2005-2111 en date du 12 décembre 2005 demande des
expertises complémentaires. La présente tierce-expertise porte sur la « vérification que
la totalité des possibilités de réduction à la source de radioéléments a bien été
explorée, tant vis-à-vis du vecteur (air, eau) que du polluant radiologique ». Elle
s’attache plus particulièrement à évaluer le volet traitement des eaux d’exhaure
minières, le volet lixiviation des verses à stériles par les eaux météoriques et le volet
efficacité des couvertures vis-à-vis des vecteurs air et eau.
Pour ce qui concerne le rejet des eaux, les stations de traitement du site minier de la
Crouzille respecte les limites réglementaires en moyenne annuelle pour les
radionucléides. Les seuils respectés sont les plus restrictifs de la circulaire
d’application du décret 90-222. Le traitement actuel utilisé permet d’abattre la
contamination en radionucléides des eaux de rejet dans le milieu naturel. Il apparaît
que les stations de traitement, les capacités des bassins de réception et les pompes
nécessitent des ajustements en termes de dimensionnement. Le type de traitement est
efficace mais certains paramètres opératoires (débit et nature des réactifs, ordre des
ajouts…) pourraient être optimisés.
Les documents disponibles ne permettent pas de faire une analyse approfondie des
processus de dégradation liés à la lixiviation des verses à stériles par les eaux
météoriques. Une possibilité d’acidification du milieu (granites et lamprophyres) par
oxydation de la pyrite a été notée. De nombreux points de prélèvements sont réalisés
en pied de verses ou en sortie des Mines à Ciel Ouvert (MCO) remblayées avec des
stériles et permettent de vérifier dans la configuration hydrologique actuelle à partir des
analyses Ra, U, le faible impact de ces eaux dans le réseau hydrographique. Une
meilleure connaissance physico-chimique du matériau stocké et sa variabilité, et une
meilleure définition des contextes hydrologiques autour des verses sont nécessaires
pour évaluer le risque de transfert de pollution des verses à stériles par le vecteur eau.
Sont proposés :
• une évaluation plus élargie du potentiel minier acide ;
• la définition d’un programme pour faire des études de sensibilité et des
modèles hydrogéochimiques prédictifs prenant en compte le terme source
(verses, dépôts, ….), les termes de transfert, l’impact sur la ressource, selon
des scénarios de crise nous paraît essentiel ;
BRGM/RP-54976-FR – Rapport final
3
•
des aménagements physiques préventifs autour des verses pour limiter l’impact
dans l’environnement de manière pérenne et pour diminuer le transport
particulaire.
Concernant le milieu air, sur les 8 ans de mesures environ, on n’observe pas de dérive
des valeurs mesurées de rayonnement gamme au niveau des sites qui pourrait
témoigner d’une dégradation de la couverture. Les mesures d’énergies alphapotentielles du radon 222 effectuées sur et autour des sites ont permit de mettre en
évidence l’importance de l’état hydrique de la couverture par rapport au flux du radon
et donc l’importance de sa nature et de son épaisseur. En revanche, elles ne
permettent pas de tirer des conclusions sur l’efficacité réelles des couvertures car elles
sont trop influencées par la situation géographique des points de mesure. Du point de
vue cinétique, on peut considérer que l’essentiel des tassements des dépôts des sites
a eu lieu et que les cinétiques des tassements résiduels ne présentent pas de risques
par rapport à la durabilité des couvertures. Les digues de Montmassacrot,
Lavaugrasse et Brugeaud ne présentent pas actuellement de risque d’instabilité
mécanique en masse et elles sont largement surdimensionnées. L’analyse des
documents a mis en évidence les qualités intrinsèques du matériau de couverture qui
possèdent des caractéristiques compatibles avec la durabilité à 300 ans attendue. Il
s’agit en effet d’un matériau naturel mis en œuvre sur des épaisseurs importantes
(plusieurs mètres) qui possède une granulométrie qui lui confère une excellente
résistance à l’altération et à l’érosion. La performance en termes de rabattement du
flux de radon est satisfaisante au regard des résultats des planches d’essais et sites
pilotes. En revanche, aucune vérification n’a été réalisée lors des travaux de
couvertures des différents sites ce qui rend difficile la validation de la méthodologie de
mise en œuvre. Des anomalies ont pu être constatées avec l’analyse des planches
d’essais ce qui justifie la réalisation d’un audit technique des ouvrages afin d’évaluer
l’homogénéité de ses caractéristiques sur son épaisseur. Il est en effet possible que le
flux de radon ne soit contrôlé que par une couche de faible épaisseur et très
superficielle très sujette à l’altération et à la variation saisonnière de ses paramètres
(teneur en eau). Il est proposé une mission de contrôle comprenant au minimum :
− une cartographie géophysique de surface qui permettra, à défaut de
donner des indications sur l’épaisseur, de mettre en évidence des
hétérogénéités de teneur en eau, de granularité, la présence de zone
décomprimées, susceptibles d’affecter la réduction du flux de radon ;
− la sélection, à partir de la cartographie précédente (secteurs de forts
contrastes, zones potentiellement homogènes), de stations de
surveillance sur lesquelles seront réalisés des investigations (mesure de
perméabilité, granulométrie, flux de radon, sondage à la pelle
mécanique, etc.)
4
Sommaire
1. Introduction.............................................................................................................11
1.1. CONTEXTE ET OBJECTIFS DE LA TIERCE-EXPERTISE ..............................11
1.1.1. Contexte de l’expertise .............................................................................11
1.1.2. Volet traitement des eaux d’exhaure minières .........................................11
1.2. VOLET LIXIVIATION DES VERSES A STERILES PAR LES EAUX
METEORIQUES ................................................................................................12
2.3 VOLET EFFICACITE DES COUVERTURES VIS-A-VIS DES VECTEURS AIR
ET EAU ..............................................................................................................13
1.3. DOCUMENTS SOUMIS A L’EXPERTISE .........................................................14
1.3.1. Volet traitement des eaux d’exhaure minières .........................................14
METEORIQUES ................................................................................................15
2.3 VOLET EFFICACITE DES COUVERTURES VIS-A-VIS DES VECTEURS AIR
ET EAU ..............................................................................................................16
1.5. REUNIONS, ORGANISATION ..........................................................................17
2. Volet traitement des eaux d’exhaure minières ....................................................19
2.1. RAPPEL.............................................................................................................19
2.2. DOCUMENTS SOUMIS A LA TIERCE-EXPERTISE ........................................19
2.3. CONTRAINTES REGLEMENTAIRES ...............................................................20
2.4. ANALYSE DES EAUX D’EXHAURE .................................................................22
2.5. TRAITEMENT DES EAUX D’EXHAURE ...........................................................24
2.5.1. Définition des besoins ..............................................................................24
2.5.2. Traitements envisagés .............................................................................24
2.5.3. Traitement retenu .....................................................................................26
2.5.4. Evolution du traitement des différents sites..............................................27
2.5.5. Situation actuelle ......................................................................................32
2.6. QUALITE DES EAUX DE REJET ......................................................................37
2.6.1. Comparaison aux limites réglementaires .................................................41
5
2.6.2. Efficacité du traitement............................................................................. 42
2.7. COMMENTAIRES SUR L’ARRET DES STATIONS DE PENY ET VENACHAT43
2.8. RECOMMANDATIONS ..................................................................................... 44
2.9. CONCLUSION .................................................................................................. 46
3. VOLET LIXIVIATION DES VERSES A STERILES PAR LES EAUX
METEORIQUES....................................................................................................... 47
3.1. RAPPEL DES OBJECTIFS ............................................................................... 47
3.2. MATERIAUX D’ORIGINE.................................................................................. 48
3.2.1. Matériaux dominants................................................................................ 48
3.2.2. Autres matériaux ...................................................................................... 48
3.2.3. Définition de la fraction stérile .................................................................. 49
3.3. GRANULOMETRIE ........................................................................................... 49
3.4. CONNAISSANCE DES PROCESSUS DE DEGRADATION EN COURS ........ 49
3.5. LIXIVIATION...................................................................................................... 50
3.6. MATERIAUX ASSOCIES AUX STERILES ....................................................... 52
3.7. INSTABILITE DES STOCKS, EXPOSITION AUX ALEAS CLIMATIQUES,
ACTIVITE EROSIVE ......................................................................................... 52
3.8. DISPERSION DES PARTICULES ET OUVRAGES PERMANENTS ............... 54
3.9. RESULTAT DE L’EXPERTISE.......................................................................... 54
3.9.1. Constats ................................................................................................... 54
3.9.2. Points mis en exergue et recommandations ............................................ 55
3.9.3. Drainage Minier Acide.............................................................................. 55
3.9.4. Modèles hydrogéochimiques ................................................................... 55
3.9.5. Aménagement physiques préventifs autour des verses .......................... 56
3.9.6. Aménagements préventifs pour diminuer le transport particulaire........... 56
4. Volet Efficacité des couvertures vis-à-vis des vecteurs air et eau.................... 57
4.1. INTRODUCTION............................................................................................... 57
4.1.1. Présentation des sites de stockage de résidus miniers ........................... 57
4.1.2. Présentation des travaux de réaménagement ......................................... 57
4.1.3. Rappel des généralités sur les stériles .................................................... 61
6
4.2. ANALYSE DE L’IMPACT DES SITES SUR LA QUALITE RADIOLOGIQUE DE
L’AIR 61
4.2.1. Rayonnement gamma ..............................................................................61
4.2.2. Energies Alpha-Potentielles du radon 222 ...............................................62
4.3. ANALYSE DE LA STABILITE DES COUVERTURES .......................................63
4.3.1. Analyse des tassements...........................................................................63
4.3.2. Stabilité des digues ..................................................................................65
4.4. ANALYSE DES MATERIAUX DE COUVERTURE............................................66
4.4.1. Rappel des objectifs .................................................................................66
4.4.2. Etudes de faisabilité et planches d’essai ..................................................67
4.4.3. Avis sur la transposition de la planche d’essai au site réel.......................73
4.4.4. Evaluation de la durabilité des matériaux de couverture..........................74
4.5. CONCLUSION SUR L’EFFICACITE DES COUVERTURES ET
RECOMMANDATIONS......................................................................................77
4.5.1. Points de surveillance vis-à-vis de la stabilité géométrique......................77
4.5.2. Surveillance vis-à-vis de la durabilité des matériaux ................................78
5. Conclusions ............................................................................................................79
6. Bibliographie...........................................................................................................81
Liste des illustrations
Figure 1 – Moyenne annuelle avec minimum et maximum mensuels de la concentration
en radium soluble dans les eaux d’exhaure des différents sites miniers.....................................23
Figure 2 - Moyenne annuelle avec minimum et maximum mensuels de la concentration
en uranium soluble dans les eaux d’exhaure des différents sites miniers...................................24
Figure 3 – Evolution de la concentration mensuelle en radium et uranium solubles
avant et après traitement sur le site d’Augères............................................................................38
avant et après traitement sur le site de Bellezane.......................................................................39
avant et après traitement sur le site de Bessines. .......................................................................39
avant et après traitement sur le site du Fraisse...........................................................................39
avant et après traitement sur le site du Silord..............................................................................40
en radium soluble dans les eaux de rejet des différents sites miniers. .......................................40
7
en uranium soluble dans les eaux de rejet des différents sites miniers. ..................................... 41
Figure 10– Comp-araison des concentrations en amont et aval des venues afférentes
aux ruisseaux ou rivières : A) verse des Petites Magnelles ; B) Verses des Petites
Magnelles et des Sagnes, quartier Henriette, Gartempe 1 (quartier des Petites
Magnelles, Villard), Gartempe 2 (Site Industriel de Bessine). Clé : la taille du point
correspond au facteur de dilution apparent relevé entre la source et le mélange mesuré
en aval (compris entre 3 et 7). La zone pointillée correspond à la limite de potabilité en
émission alpha soit 0.1 Bq/l. A remarquer une certaine incohérence entre les facteurs
de dilutions apparents et les rapports de concentrations aux Petites Magnelles. ...................... 51
Figure 11 : Coupe type de la configuration du site du Brugeaud ................................................ 58
Figure 12 : Coupe type de la configuration du site du Brugeaud ................................................ 59
Figure 13 : Coupe type de la configuration du site de Bellezane................................................ 60
Figure 14 : Coupe type de la configuration du site de Montmassacrot ....................................... 61
Figure 15 – Courbes granulométriques des matériaux testés à Montmassacrot et
Bellezane, avec ou sans écrêtage à 500 mm. ............................................................................ 68
Figure 16 – Courbes granulométriques des matériaux testés à Montmassacrot et à
Lavaugrasse ................................................................................................................................ 72
Figure 17 – Distribution granulométrique < 1 mm des matériaux testés à
Mobntmassacrot et à Lavaugrasse ............................................................................................. 72
Figure 18 - Exemles de fuseaux des rapports de perméabilité par rapport à la
perméabilité à l’état initial obtenu sur 10 argiles nord-américaines et influence du
nombre de cycles gel-dégel sur la valeur de la perméabilité (d’après Othman et al.,
1994)............................................................................................................................................ 75
Tableau 1 – Historique des études menées soumises à la tierce-expertise sur les
différents sites miniers. ................................................................................................................ 20
Tableau 2 – Limites réglementaires des différents sites miniers. ............................................... 21
Tableau 3 – Moyenne annuelle minimale et maximale des analyses des eaux d’exhaure
des différents sites miniers d’après la note technique du BRGM................................................ 23
Tableau 4 – Etudes réalisées pour les différents traitements envisagés. ................................... 25
Tableau 5 – Objectifs des traitements des eaux d’exhaure des différents sites miniers
d’après les modes opératoires de 2005. ..................................................................................... 33
Tableau 6 – Conditions de fonctionnement du traitement des eaux d’exhaure des
différents sites miniers, d’après le bilan décennal de 2004......................................................... 33
Tableau 7 – Conditions de fonctionnement du traitement des eaux d’exhaure des
différents sites miniers actifs lors de la rédaction des modes opératoires de 2005.................... 33
Tableau 8 – Conditions de fonctionnement lors de la visite du 31/05/06 sur site du
traitement des eaux d’exhaure des différents sites miniers. ....................................................... 34
Tableau 9 – Récapitulatif des étapes possibles du traitement des eaux d’exhaure des
différents sites miniers d’après principalement les schémas du circuit des eaux de
chaque station de traitement. ...................................................................................................... 35
8
Tableau 10 – Analyse des eaux de rejet des différents sites miniers d’après le bilan
décennal.......................................................................................................................................37
Tableau 11 – Moyenne annuelle minimale et maximale des analyses des eaux de rejet
des différents sites miniers d’après la note technique du BRGM. ...............................................38
Tableau 12 – Liste des exutoires préseantant des rejets acides et ayant fait l’objet d’un
report de mesures dans les documents fournis. ..........................................................................50
Tableau 13 – Autres matériaux associés aux stériles. ................................................................52
Tableau 14 – Inventaire des venues d’eau, traitement ou ouvrage afférant. ..............................53
Tableau 15 – Bilan de la pertinence des réponses aux points soulevés lors de la
proposition de l’expertise. ............................................................................................................54
Tableau 16- Rappel des paramètres analysés sur les deux sites expérimentaux de la
couverture de Lavaugrasse..........................................................................................................71
Liste des annexes
Annexe 1 Techniques de traitement des effluents de mines d’uranium ......................................83
Annexe 2 METAL MINE ROCK AND WASTE CHARACTERIZATION TOOLS:AN
OVERVIEW ..................................................................................................................................95
9
1. Introduction
1.1. CONTEXTE ET OBJECTIFS DE LA TIERCE-EXPERTISE
1.1.1. Contexte de l’expertise
La Division Minière de la Crouzille a exploité de 1948 à 1995 un ensemble de
gisements uranifères granitiques qui a produit 23 324 tonnes d’uranium à partir de
12 870 406 tonnes de minerai d’une teneur moyenne de 1,81 ‰. L’exploitation du
minerai a été faite par mines à ciel ouvert (MCO) pour les gisements proches de la
surface et par travaux miniers souterrains (TMS) pour les gisements situés en
profondeur.
Ces sites miniers sont à présent arrêtés, réaménagés et surveillés selon les
prescriptions d’arrêtés préfectoraux pris dans le cadre de la réglementation minière et
ICPE.
Suite à la transmission du bilan de fonctionnement décennal (1994-2003) relatif aux
exploitations minières et industrielles de l’ancienne Division Minière, l’arrêté préfectoral
n° 2005-2111 en date du 12 décembre 2005 demande des expertises
complémentaires.
La présente expertise porte sur la « vérification que la totalité des possibilités de
réduction à la source de radioéléments a bien été explorée, tant vis-à-vis du vecteur
(air, eau) que du polluant radiologique ».
L’analyse critique porte sur trois volets qui sont les suivants :
−
Volet traitement des eaux d’exhaure minières,
−
Volet lixiviation des verses à stériles par les eaux météoriques,
−
Volet efficacité des couvertures vis-à-vis des vecteurs air et eau.
L’étude de référence soumise à l’expertise est constituée par Le Bilan Décennal
Environnemental (trois volumes) établi par AREVA NC. Une série d’études amont dans
les trois domaines précités a été mise à disposition et fait également partie de
l’expertise (voir liste des documents en 1.3).
1.1.2. Volet traitement des eaux d’exhaure minières
L’établissement de Bessines de AREVA NC (ex Division Minière de la Crouzille) est
actuellement en charge de la surveillance et du suivi d’anciens sites miniers
d’extraction d’uranium de la COGEMA. Cette surveillance comprend le contrôle des
11
eaux des exhaures minières rejetées dans le milieu naturel. Les polluants potentiels
sont l’uranium 238 et le radium 226 solubles ou particulaire.
Actuellement, 5 sites de l’ex Division Minière de la Crouzille nécessitent un traitement
des eaux d’exhaures : Bellezane, SIB, Silord, le Fraisse et Augères ; tandis que le
traitement a été arrêté sur 2 sites : Peny et Venechat.
Le traitement est réalisé par ajouts successifs de chlorure de baryum, de soude, de sel
d’aluminium ou sel ferrique et de floculant. Ces ajouts ont pour but de précipiter le
radium, puis de piéger l’uranium dans les hydroxydes de fer ou d’aluminium. Les
précipités floculés sont ensuite récupérés par décantation. Les boues sont curées
périodiquement et transportées vers une zone de stockage sur le site de Bessines.
L’expertise a consisté à évaluer les procédés mis en place pour le traitement des eaux
d’exhaures dans le but de s’assurer qu’ils répondent bien aux attentes réglementaires.
L’analyse du procédé a cherché à vérifier les points suivants :
−
abattement effectif de la pollution respectant la réglementation,
−
dimensionnement des stations en adéquation avec les conditions
opératoires (débit et concentration en radioéléments et matières en
suspension (MES)),
−
adéquation entre les principes actifs de traitement et la qualité du milieu
récepteur (utilisation du baryum).
Des recommandations pour l’optimisation du traitement sont faites en identifiant les
opportunités :
−
d’amélioration du système actuel (fonctionnement hydraulique, système
de décantation, type de floculants, gestion des situations de crises, ...),
−
de traitement par d’autres techniques disponibles à un coût raisonnable.
METEORIQUES
Partant sur le principe que le risque maximum concernant les verses à stériles se situe
dans la possibilité de transfert de pollution par le vecteur eau, l’analyse critique des
documents fournis par AREVA NC a porté sur les conditions hydrologiques de
stockage des stériles miniers (stériles francs et stériles de sélectivité), les transferts
possibles et les méthodes mises en œuvres pour évaluer le terme source et ses
incidences sur les réseaux hydrologiques afférents et les enjeux décrits.
L’expertise s'est attachée tout particulièrement aux données disponibles suivantes :
12
−
Origine des matériaux et nature des procédés mis en œuvre avant leur
stockage,
−
Nature intrinsèque des matériaux (chimie, minéralogie, détermination du
potentiel lixiviable,
−
Connaissance des processus de dégradation en cours,
−
Les pressions hydrologiques et environnementales impliquant les verses,
à travers l’évaluation de la variabilité chimique des eaux d’exhaures et
des quantités émises,
−
Dispositions déjà prises en vue de limiter l’instabilité des stocks, et
l’exposition aux aléas climatiques, susceptibles d’engendrer une activité
érosive,
−
Ouvrages permanents mis en œuvre pour limiter la dispersion des
particules issues des stocks.
−
Résultats des contrôles sur les eaux prélevées en pied de verse ou sur
des exutoires de mines à ciel ouvert remblayées
2.3 VOLET EFFICACITE DES COUVERTURES VIS-A-VIS DES VECTEURS
AIR ET EAU
L’analyse critique des documents s’est centrée sur les aspects méthodologiques des
études réalisées. Sur la base des documents fournis par la AREVA NC l’expertise a
veillé à :
−
vérifier que la démarche mise en œuvre dans les investigations
géotechniques est adaptée au contexte des sites étudiés,
−
préciser si les différentes étapes de la démarche et leur enchaînement
permettent d’identifier l’ensemble des risques potentiels et notamment
celui du vieillissement des structures de couvertures durant la période de
suivi de l'installation (300 ans minimum),
−
évaluer la pertinence et la représentativité des paramètres
géotechniques (portance, consolidation) et physiques (perméabilité, état
hydrique, flux d'émission, taux d'atténuation) retenus dans le cadre de
l’étude et du dimensionnement des structures de couvertures (coefficient
de perméabilité, méthodologie de compactage, paramètres du bilan
hydrique),
13
−
évaluer la transposition de la méthodologie de mise en œuvre des
matériaux de la planche d'essai au site réel, en termes de
représentativité et de faisabilité,
−
apprécier si les options de réaménagement mises en oeuvre sont stables
à long terme et capable de limiter les transferts vers la biosphère: retour
d'expérience sur les hypothèses de consolidation faites dans le cadre
des études en 1993, persistance de la performance d'étanchéité face à
la dégradation mécanique, structurale et biologique des matériaux,
−
évaluer la performance du programme de suivi du réaménagement et
des mesures compensatoires éventuellement proposées en cas
d'anomalie.
1.3. DOCUMENTS SOUMIS A L’EXPERTISE
1.3.1. Volet traitement des eaux d’exhaure minières
Bilan Décennal Environnemental 1994-2003 – Rapport COGEMA, 3 volumes,
Décembre 2004.
Clarification des eaux d’exhaures, rapport provisoire février 2006 - Rapport
COGEMA/SEPA LAB-BC/EG-2006/125 - Février 2006.
Optimisation du traitement sur la station d’Augeres. Bilan et études envisagées Rapport COGEMA/SEPA DIR-JM/EG-2002/325 - Mai 2002.
Proposition pour une amélioration de la qualité radiologique des eaux de l’étang de la
Crouzille et impact prévisible sur la rivière Vincou - CESAAM - Janvier 2005.
Traitement passif des effluents de sites réaménagés. Essais pilotes sur le ruisseau des
Sagnes - Rapport COGEMA/SEPA SPI-ND/CGN 2003-240 - octobre 2003.
Audit technique du traitement des eaux de Silord - Rapport COGEMA/SEPA LABJC/EG-2003/697 - Octobre 2003.
Audit technique du traitement des eaux du SIB- Rapport COGEMA/SEPA LAB-JC/EG2004/072 - Janvier 2004.
Audit technique du traitement des eaux de Bellezane- Rapport COGEMA/SEPA LABJC/EG-2003/328 - Mai 2003.
Audit technique du traitement des eaux du Fraisse- Rapport COGEMA/SEPA LABJC/EG-2003/510 - Juillet 2003.
Mode opératoire n°4-6. Site d’Augeres. Surveillance de la station de traitement et
contrôle physico-chimique des rejets liquides - AREVA/BUM/BES/CESAAM - Mai
2005.
14
Mode opératoire n°6-5. Site de Silord. Surveillance de la station de traitement et
2005.
Mode opératoire n°2-6. Site de Bellezane. Surveillance de la station de traitement et
2005.
Mode opératoire n°5-5. Site du Fraisse. Surveillance de la station de traitement et
2005.
Mode opératoire n°1-6. Site de Bessines. Surveillance de la station de traitement et
2005.
Compte rendu de la visite technique de la station de traitement d’Augeres. B. Barreau 22/09/04.
Compte rendu de la visite technique de la station de traitement de Silord. B. Barreau 09/06/04.
Compte rendu de la visite technique de la station de traitement de Bellezane. B.
Barreau - 10/02/04.
Compte rendu de la visite technique de la station de traitement du Fraisse. B. Barreau 07/04/04.
Compte rendu de la visite technique de la station de traitement de Bessines. B.
Barreau - 17/11/04.
METEORIQUES
Décembre 2004.
Cathelineau M., Ahamamdach N. et Cuney M. (1995) -Caractérisation minéralogique
et géochimique des stériles minier de COGEMA et SMJ. Rapport CREGU.
Cathelineau M., Gerci A., Peiffert C et Cuney M. (1997) – Evaluation des teneurs en
éléments des eaux en contact avec des stériles miniers. Rapport CREGU.
Proposition pour une amélioration de la qualité radiologique des eaux de l'étang de la
Crouzille et impact prévisible sur la rivière Vincou – Rapport COGEMA – Janvier 2005.
15
2.3 VOLET EFFICACITE DES COUVERTURES VIS-A-VIS DES VECTEURS
AIR ET EAU
COGEMA, 1993, Montmassacrot, projet de réaménagement
CEBTP, 1993, Etude de consolidation,
géotechnique, Dossier réf. 5222.2.161.4
Carrière
de
Montmassacrot,
Etude
CEBTP, 1993, Etude de consolidation, Carrière de Montmassacrot, Campagne de
Reconnaissance géotechnique, Dossier réf. 5222.2.161.3
ALGADE, 1993, Influence du recouvrement des résidus de traitement de l'usine SIMO
de Bessines par des stériles miniers, Site de Montmassacrot
CEBTP, 1993, Mise en œuvre de remblai, Carrière de Montmassacrot, Etude de
compactage, Dossier réf. 5222.3.308.1
CEBTP, 1993, Mise en œuvre de remblai, Carrière de Montmassacrot, Planches
d'essai, Dossier réf. 5222.3.308.3
A. Pacquet, Division de Crouzille, recouvrement de Montmassacrot, Produit de
Bellezane 105, Pétrographie, Etude réf. 8522.
COGEMA, 1994, Bellezane, projet de réaménagement
COGEMA, 1994, Site industriel de Bessines, projet de réaménagement
CEBTP, 1993, Etude de consolidation, Carrière de Brugeaud, Razes, Etude
géotechnique, Dossier réf. 5222.2.142.4
Brisser Veyrier, 2006, Suivi altimétrique du site du Brugeaud, 2006-TL06-03-08 Rev A
Brisser Veyrier, 2006, Suivi altimétrique du site de Montmassacrot, 2006-TL06-06-11
Rev A
Brisser Veyrier, 2006, Suivi altimétrique du site de La Lavaugrasse, 2006-TL06-03-07
Rev A
Brisser Veyrier, 2006, Suivi altimétrique du site de Bellezane, 2006-TL06-06-10 Rev A
Coyne et Bellier, 2006, Expertise de la stabilité de la digue de Montmassacrot, Rapport
11901 RP 03 rev. A
16
Coyne et Bellier, 2006, Expertise de la stabilité de la digue de Lavaugrasse, Rapport
11901 RP 02 rev. A
Coyne et Bellier, 2006, Expertise de la stabilité de la digue de Brugeaud, Rapport
11901 RP 01 rev. A
Y. Lebegue, Note sur le remodelage des digues des bassins principaux, Bessines Usine SIMO, 1/07/1993
Y. Lebegue, Commentaires de l'étude CEBTP sur le réaménagement du bassin du
Brugeaud, Bessines, 2/06/1993
Décembre 2004
1.5. REUNIONS, ORGANISATION
Les représentants du BRGM ont participé aux réunions suivantes :
−
Une réunion préparatoire le 23 février 2006 au BRGM à Orléans destinée
à présenter la démarche de tierce expertise ;
−
Une réunion destinée à établir le cahier des charges de la tierce
expertise s’est déroulée le 14 mars 2006 dans les bureaux d’AREVA à
Bessines sur Gartempe en présence de M. Andres (AREVA) et MM
Blanchard et Morin (BRGM).
−
une réunion de lancement le 31 mai 2006 dans les bureaux de AREVA à
Bessines sur Gartempe en présence de M. Andres (AREVA) et les
experts BRGM. Cette visite à consister à préciser les éléments du cahier
des charges et à visiter les sites.
−
une réunion d’avancement au BRGM à Orléans le 22 septembre 2006 en
présence de M. Andres (AREVA) et des experts BRGM. Cette réunion a
permis de compléter la documentation et de discuter des premières
analyses techniques.
17
2. Volet traitement des eaux d’exhaure minières
2.1. RAPPEL
Cette partie concerne la vérification de la réduction à la source des radioéléments visà-vis du traitement des eaux des exploitations minières et industrielles de l’ancienne
Division Minière de la Crouzille.
Ce complexe minier concerne uniquement l’extraction d’uranium. Les eaux d’exhaure
sont donc principalement contaminées en uranium et en radium (descendant radioactif
de l’uranium), solubles ou insolubles.
Sur le site de l’ancienne Division Minière de la Crouzille, seuls cinq sites nécessitent un
traitement des eaux d’exhaure : Augères, Bellezane, Bessines, Le Fraisse et Silord. Le
site de Bessines est parfois noté SIB pour Site Industriel de Bessines.
2.2. DOCUMENTS SOUMIS A LA TIERCE-EXPERTISE
Les éléments sur lesquels se base la tierce-expertise sont :
−
Une étude d’optimisation du traitement de la station d’Augères de 2002
(SEPA) ;
−
Des audits techniques de 2003 (SEPA) ;
−
Une étude sur le traitement passif des effluents de sites réaménagés de
2003 (SEPA) ;
−
Des comptes rendus de visites techniques de 2004 (CESAAM) ;
−
Le bilan décennal environnemental 1994-2003 de fin 2004 (CESAAM) ;
−
Une proposition pour une amélioration de la qualité radiologique des
eaux de l’étang de la Crouzille de 2005 (CESAAM) ;
−
Des modes opératoires de 2005 (CESAAM) ;
−
Une étude sur la clarification des eaux d’exhaure de début 2006 (SEPA).
Dans le Tableau 1 est repris l’historique de la majorité des documents soumis à la
tierce-expertise. Le BRGM a également rédigé une note technique, demandé par
GEODERIS, en mars 2004, sur les sites soumis à la tierce-expertise. Ce document a
été réalisé à partir de visites sur site.
19
Augères
Optimisation
du traitement
Audits
techniques
Visites
BRGM pour
note
technique
Comptes
rendus de
visites
techniques
Modes
opératoires
Clarification
des eaux
d’exhaure
Bellezane
Bessines
Le Fraisse
Silord
12/05/03
22/01/04
22/07/03
28/10/03
21/10/03
22/10/03
21/10/03
21/10/03
03/12/03
22/09/04
10/02/04
17/11/04
07/04/04
09/06/04
10/05/05
10/05/05
10/05/05
10/05/05
30/05/05
15/05/02
09/02/06
Tableau 1 – Historique des études menées soumises à la tierce-expertise sur les différents sites
miniers.
2.3. CONTRAINTES REGLEMENTAIRES
Les exigences réglementaires pour chaque site sont définies par des arrêtés
préfectoraux spécifiques ou, à défaut, par le décret n° 90/222 du 09/03/1990 (cf.
Tableau 2).
La circulaire du 09/03/1990 relative à l’application du décret 90-222 indique que les
effluents liquides radioactifs traités doivent répondre aux obligations suivantes, en
concentrations moyennes annuelles :
−
0,37 Bq/l pour le radium 226 soluble,
−
3,7 Bq/l pour le radium 226 insoluble,
−
1,8 mg/l pour l’uranium 238 soluble.
En l’absence de traitement, le seuil fixé par le décret est de 0,74 Bq/l pour le radium
226 soluble.
20
Arrêtés
préfectoraux
Augères
98-354 du
04/09/98
pH
MES
[226Ra]soluble
Bellezane
97-98 du
03/04/97
5,5 à 8,5
30 mg/l
Entre
3,70 Bq/l et
0,74 Bq/l,
rejet
possible si
dilution
supérieure
à 5 dans
milieu
récepteur.
Sinon
0,74 Bq/l
0,37 Bq/l
en cas de
traitement
[226Ra]insoluble
[238U]total
238
[ U]soluble
3,7 Bq/l
1,8 mg/l
[Ba]soluble
1 mg/l
[Mn2+]
[SO4]
DCO
1 g/l
30 mg/l
Hydrocarbures
20 mg/l
Bessines
95-523 du
13/12/95
reprenant
partiellement
celui du
02/08/90
5,5 à 8,5
30 mg/l ou
250 kg/j
0,37 Bq/l
10 pg/l
Le Fraisse
96-459 du
20/12/96
Silord
Entre
3,70 Bq/l et
0,74 Bq/l,
rejet
possible si
dilution
supérieure
à 5 dans
milieu
récepteur.
Sinon
0,74 Bq/l
Entre
3,70 Bq/l et
0,74 Bq/l,
rejet
possible si
dilution
supérieure
à 5 dans
milieu
récepteur.
Sinon
0,74 Bq/l
1,8 mg/l
22,2 Bq/l
1 mg/l ou
80 kg/j
30 mg/l ou
250 kg/j
4 g/l ou 23 t/j
30 mg/l ou
250 kg/j
5 mg/l
Tableau 2 – Limites réglementaires des différents sites miniers.
OBSERVATION N° 1 :
Les valeurs des seuils réglementaires présentées dans les modes opératoires se
référent à la circulaire du 09/03/1990 et, donc, sont parfois plus contraignantes
que celles mentionnées dans les arrêtés préfectoraux. L’objectif d’abaissement
des concentrations en radionucléides affiché par AREVA NC est donc plus
contraignant que celui imposé par les arrêtés préfectoraux.
Dans le bilan décennal, les seuils réglementaires en radionucléides repris
correspondent à ceux du décret 90-222 et de la circulaire du 09/03/1990. Les
21
autres éléments réglementés par des arrêtés préfectoraux ne sont pas
mentionnés.
Dans la majorité des documents soumis à la tierce-expertise, seules les limites
les plus faibles en radium sont mentionnées bien que, réglementairement, il soit
possible de rejeter des concentrations plus importantes si la dilution dans le
milieu récepteur est supérieure à 5 sous réserve de l’accord de la police des
eaux. AREVA NC a indiqué oralement que cette possibilité de dilution dans le
milieu naturel n’a jamais été envisagée et n’a jamais sollicité la police des eaux
pour appliquer une dilution.
D’ailleurs, seuls l’audit technique de Silord et le bilan décennal mentionnent une
dilution possible dans le milieu naturel. Cependant, le domaine de concentration
en radium qui peut être rejeté sans traitement en cas de dilution dans le milieu
naturel mentionné dans le bilan décennal est inférieur au domaine de
concentration réglementaire (entre 0,74 et 3,7 Bq/l), il est donc plus contraignant.
Les eaux de Montmassacrot sont acheminées vers la station de traitement de
Bellezane. D’après le mode opératoire de cette station, ces deux effluents ne
présentent pas les mêmes limites réglementaires. Il y est mentionné que les limites à
respecter concernant les rejets de la station de Bellezane, sont les valeurs les plus
contraignantes des deux limites réglementaires.
OBSERVATION N° 2 :
Après discussion avec le personnel technique d’AREVA, il est apparu que
l’arrêté préfectoral de Montmassacrot était un arrêté d’exploitation toujours en
vigueur mais il n’y a plus de rejet car les eaux sont acheminées vers Bellezane. Il
n’y a pas d’arrêté préfectoral concernant les eaux de rejet de Montmassacrot. Il
ne semble donc pas nécessaire de suivre les valeurs les plus contraignantes des
deux sites miniers mais uniquement celles de l’arrêté préfectoral de Bellezane.
2.4. ANALYSE DES EAUX D’EXHAURE
Les eaux d’exhaure sont les eaux issues du site minier recueillies avant traitement.
Des données d’analyses des eaux d’exhaure sont mentionnées dans les audits
techniques (synthèse des données de suivis au cours de l’année 2002 et analyses
ponctuelles réalisées en 2003 lors de ces audits). D’autres données sont présentées
dans le bilan décennal dont certaines sous forme graphique. Dans les cartes en
annexe du bilan décennal, la qualité radiologique des eaux d’exhaure est reprise sous
forme de graphiques. Les mêmes ordres de grandeurs sur les concentrations des
éléments étudiés sont observés entre les différentes séries de données.
En fait, les données présentées de l’analyse des eaux d’exhaure sont celles issues de
la note technique faite par le BRGM en mars 2004 (Tableau 3).
22
pH
[226Ra]soluble
[226Ra]insoluble
[238U]soluble
[238U]insoluble
[SO4]
Augères
(1997-2003)
6,1 – 7,9
Bellezane
(1997-2003)
5,9 – 7,5
0,71 Bq/l
1,19 Bq/l
0,09 Bq/l
0,20 Bq/l
< 0,10 mg/l
0,13 mg/l
< 0,05 mg/l
0,13 mg/l
84 mg/l
177 mg/l
0,63 Bq/l
1,05 Bq/l
0,04 Bq/l
0,13 Bq/l
0,87 mg/l
2,61 mg/l
< 0,05 mg/l
0,19 mg/l
387 mg/l
691 mg/l
Bessines
(1997-2003)
légèrement
acide
0,42 Bq/l
1,48 Bq/l
0,25 mg/l
1,00 mg/l
autour de
1300 mg/l
Le Fraisse
Silord
7,4 – 7,7
0,75 Bq/l
1,10 Bq/l
0,02 Bq/l
0,025 Bq/l
0,06 mg/l
< 0,10 mg/l
< 0,05 mg/l
légèrement
acide
0,71 Bq/l
0,93 Bq/l
0,03 Bq/l
0,08 Bq/l
0,10 mg/l
0,17 mg/l
< 0,10 mg/l
45 mg/l
66 mg/l
9 mg/l
20 mg/l
Tableau 3 – Moyenne annuelle minimale et maximale des analyses des eaux d’exhaure des
différents sites miniers d’après la note technique du BRGM.
La base de données environnementale complète, transmise par AREVA sur l’ensemble
des données radiologiques des différents sites miniers, permet de synthétiser les
résultats d’analyses des eaux d’exhaure de 1994 à 2005 (Figures 1 et 2).
3,5
Augères
Bellezane
Bessines
Le Fraisse
Silord
Réglementation
Evolution des concentration en Ra 226 soluble - Avant traitement
3
concentration en Bq/l
2,5
2
1,5
1
0,5
0
1994
1995
1996
1997
1998
1999
2000
2001
2002
2003
2004
2005
années
Figure 1 – Moyenne annuelle avec minimum et maximum mensuels de la concentration en
radium soluble dans les eaux d’exhaure des différents sites miniers.
23
6
Evolution de la concentration en U238 soluble - Avant traitement
Augères
Bellezane
Bessines
Le Fraisse
Silord
Réglementation
5
concentration en mg/l
4
3
2
1
0
1994
1995
1996
1997
1998
1999
2000
2001
2002
2003
2004
2005
années
Figure 2 - Moyenne annuelle avec minimum et maximum mensuels de la concentration en
uranium soluble dans les eaux d’exhaure des différents sites miniers.
La comparaison entre la qualité des eaux d’exhaure et les limites réglementaires
montre que les eaux d’exhaure nécessitent un traitement avant rejet. Conformément à
la réglementation, l’ensemble des sites étudiés a mis en place une station de
traitement des eaux d’exhaure. Les dépassements des valeurs limites réglementaires
sont surlignés en rouge dans le Tableau 3. La concentration en radium 226 soluble doit
être abaissée pour tous les sites miniers. Le site de Bellezane présente également des
concentrations en uranium 238 soluble supérieures à la limite réglementaire avant
1999.
2.5. TRAITEMENT DES EAUX D’EXHAURE
2.5.1. Définition des besoins
D’après les données précédentes, les eaux d’exhaure des cinq sites présentés doivent
avoir un traitement avant rejet dans les cours d’eau. Dans tous les cas, le traitement
doit réduire la quantité de radium 226 soluble de façon assez importante. Dans
certains cas, il doit également réduire la concentration en uranium 238.
2.5.2. Traitements envisagés
Dans les documents soumis à la tierce-expertise, seul le bilan décennal reprend
l’ensemble des techniques examinées pour le traitement des eaux d’exhaure. Un
24
document complémentaire sur l’étude du traitement passif des effluents de sites
réaménagés du 03/10/03 permet de mieux concevoir les recherches qu’AREVA NC a
menées dans le domaine des zones humides. La « proposition pour une amélioration
de la qualité radiologique des eaux de l’étang de la Crouzille et impact prévisible sur la
rivière du Vincou » reprend également les conclusions de l’étude sur la zone humide.
AREVA a étudié de façon plus ou moins approfondie six techniques de traitement des
effluents (Tableau 4) : cinq procédés actifs et un procédé passif. Dans certains cas, les
études ont été effectuées à l’échelle laboratoire voire même du pilote.
traitement
Résines échangeuses d’ions
Biosorption
Ultrafiltration / nanofiltration
Osmose inverse
Physico-chimique (précipitation
décantation)
Traitement passif de type zone
humide
Etudes
laboratoires
X
pilotes
X
X
X
X
X
X
X
X
bibliographiques
X
X
X
X
Tableau 4 – Etudes réalisées pour les différents traitements envisagés.
Le bilan décennal récapitule les études effectuées ainsi que les raisons de son choix :
−
Les résines échangeuses d’ions ont été écartées car la concentration en
uranium est trop faible dans les eaux d’exhaure pour que cette technique
soit satisfaisante. De plus, il n’existe pas de résine capable de traiter
simultanément le radium et l’uranium.
−
La biosorption semble n’avoir été étudiée que de façon théorique. Elle
nécessite un prétraitement pour fonctionner et des débits faibles et
réguliers. De plus, cette technique ne semble pas avoir été validée en
continu dans la littérature.
−
La technique d’ultrafiltration / nanofiltration nécessite un prétraitement qui
rend son utilisation presque inutile. De plus, un flux de concentrats non
négligeable doit ensuite être géré.
−
L’osmose inverse semble également n’avoir été étudiée que de façon
théorique. Elle nécessite une pré-filtration et génère également un flux de
concentrats important.
−
Le traitement physicochimique par précipitation décantation présente de
bonnes performances. Il a un rendement qui augmente avec la
concentration en radium à traiter. Ce traitement est utilisé depuis 1977.
25
−
Le traitement passif de type zone humide (wetland) semble adapté aux
eaux d’exhaure du fait de leur faible concentration en radionucléides.
Des performances satisfaisantes semblent atteintes, meilleures pour
l’uranium (qui est moins soluble dans le milieu réduit d’une zone humide)
que pour le radium (qui n’est pas sensible au potentiel redox). Il pose
toutefois un problème hydraulique du fait du colmatage des bassins.
Cependant, le document complémentaire sur le traitement passif indique
la possibilité de limiter le colmatage par l’utilisation de matériaux plus
adaptés.
OBSERVATION N° 3 :
Au vu des informations présentées dans le bilan décennal, le choix de la
technique de traitement utilisée paraît judicieux par rapport aux objectifs
réglementaires. La justification de ce choix n’est pas décrite dans le bilan
décennal. En effet, pour les techniques envisagées seuls les inconvénients sont
mentionnés. Enfin, le critère économique des traitements envisagés n’est pas
évoqué dans le bilan décennal.
D’après les documents soumis à la tierce-expertise, le traitement passif ne paraît
pas avoir été envisagé pour les installations de traitement étudiées mais
uniquement pour le cas particulier de l’étang de la Crouzille. Cependant, après
discussion avec le personnel technique d’AREVA, les zones humides auraient
été initialement étudiées en vue d’une substitution aux traitements chimiques
(bassin pilote avec roseraie).
D’après une succincte étude bibliographique (Annexe 1), le traitement retenu est
très couramment utilisé puisqu’il est simple, robuste et efficace. Les différentes
techniques de traitement envisagées présentent des potentialités dans le
traitement des eaux d’exhaure. La majorité d’entre elles sont des techniques de
hautes technologies nécessitant un investissement et un coût de
fonctionnement importants. Certaines de ces technologies ne sont pas les plus
robustes pour résister aux variations de débits et/ou de concentrations.
2.5.3. Traitement retenu
Le traitement retenu est donc le traitement physico-chimique par précipitation
décantation.
Le traitement du radium 226 se fait par l’ajout de chlorure de baryum en présence
d’ions sulfates de façon à précipiter un sel double : le sulfate de baryum et de radium
suivant la réaction ci-dessous. Les ions sulfates peuvent être naturellement présents
ou rajoutés.
Ra 2+ + BaCl 2 + SO 24- → (Ba, Ra)SO 4 + 2Cl −
26
Le traitement de l’uranium peut se faire par l’ajout de sulfate d’alumine ou de clarfer
(chlorure de fer qui n’est actuellement plus utilisé) de façon à former des hydroxydes
d’aluminium ou de fer qui ont la capacité de fixer l’uranium.
Le pH de la solution, légèrement acide, peut être ajusté par l’ajout de soude. Ceci
favorise également la précipitation d’hydroxyde de fer sur lequel l’uranium peut
s’adsorber.
Afin de limiter la quantité de matière en suspension, de radium et d’uranium insolubles
et des précipités formés, l’ajout d’un floculant peut dans certain cas faciliter la
clarification des effluents dans différents bassins de décantation.
2.5.4. Evolution du traitement des différents sites
a) Augères
• Optimisation du traitement (15/05/02)
L’étude de l’optimisation du traitement sur la station d’Augères du 15/05/02 indique une
meilleure rétention de l’uranium en arrêtant l’ajout de soude, suite à un test industriel
d’un an. La baisse du pH permet d’augmenter la proportion d’uranium lié aux particules
de taille supérieure à 0,45 µm et d’augmenter la rétention du fer. Cependant, cela
induit un dépôt de boues dans le lit du Ritord.
Afin de limiter ce dépôt de boues, il a été envisagé soit d’utiliser un autre floculant que
le PAX18, soit d’ajuster le pH avec de la soude entre les deux bassins de décantation.
La première solution n’a pas été testée. Les tests laboratoires concernant l’ajout de
soude montrent que cela ne remobilise pas significativement l’uranium. Cette solution
va être étudiée à l’échelle industrielle. Des études ont été prévues concernant
l’utilisation d’un autre floculant fonctionnant à un pH de 6,5.
En parallèle à la modification du traitement par voie chimique, des études sur des
méthodes physiques de rétention de particules ont été initiées : filtration (filtre à sable)
ou aménagement des bassins (barrage, chicane pour augmenter le temps de séjour).
Des essais de décantation ont montré que le temps de séjour nécessaire est d’environ
10 heures alors qu’il est mesuré à 30 minutes par des essais de traçage.
OBSERVATION N° 4 :
Les essais en laboratoire réalisés pour limiter le dépôt de boues dans la rivière
ont conclu que l’ajout de soude entre les deux bassins de décantation
améliorerait la qualité du traitement. Cependant, ces essais ne semblent pas
assez nombreux pour pouvoir garantir l’absence de remobilisation de l’uranium.
Un document postérieur (clarification des eaux d’exhaure du 09/02/06) indique
un relargage d’uranium soluble dans le second bassin qui a induit l’arrêt de
l’ajout de soude. Cependant, la concentration en uranium n’est pas le problème
27
majeur puisque les eaux d’exhaure respectent la limite réglementaire depuis
1995.
Il aurait été intéressant de tester l’hypothèse mentionnée d’un changement de
floculant. En effet, le dépôt de boues résulte d’une quantité de matières en
suspension résiduelles à la sortie du bassin de rejets. Or le traitement classique
des matières en suspension est l’utilisation de floculants. La nature et le dosage
de floculants doit être étudiés en fonction des caractéristiques du milieu à traiter
(pH, matières en suspension…). Les études ultérieures (clarification des eaux
d’exhaure du 09/02/06) ont d’ailleurs montré que le floculant a été modifié.
La forme des bassins de décantation n’est pas optimale pour obtenir une
décantation efficace du fait de l’existence de chemins préférentiels entre l’entrée
et la sortie des bassins.
• Compte rendu de la visite technique (22/09/04)
Le compte rendu de la visite technique de la station de traitement d’Augères du
22/09/04 indique qu’il y a une diminution du fer en période de basse eau, ce qui permet
de diminuer l’ajout de soude de façon à atteindre un pH de 7,5 au lieu de 8.
Il y est aussi indiqué qu’une surface de décantation plus importante serait peut-être
nécessaire lorsque deux ou trois pompes marchent. La capacité de traitement de la
station est un peu limitée en cas de grosses arrivées d’eau.
• Clarification des eaux d’exhaure (09/02/06)
L’étude sur la clarification des eaux d’exhaure (d’Augères) du 09/02/06 cherche à
minimiser la quantité de matières en suspension dans les eaux de rejet. Après un état
des lieux, le floculant PAX XL10 a été changé par un floculant à base de tanin qui est
plus efficace avec des concentrations nettement plus faibles. Un autre type de produit
va être testé en jar test (éprouvette).
L’ajout de soude entre les deux bassins de décantation induit un relargage d’uranium
soluble dans le second bassin. Il a alors été stoppé. Pour diminuer les teneurs en
uranium une injection de sulfate d’aluminium a été installée. Une diminution de la
concentration en uranium a été constatée immédiatement.
Dans le premier bassin de décantation, un chemin préférentiel est observé
visuellement. Le temps de séjour réel est d’environ 30 minutes tandis que le temps de
séjour théorique est de 20 heures. Une modification des bassins est proposée pour
augmenter le temps de séjour. Il est donc envisagé de mieux répartir le flux à l’entrée
des bassins et de procéder à une sortie avec une paroi siphoïde plutôt qu’avec un trop
plein.
Compléments d’information d’AREVA NC ne faisant pas partie de la documentation :
−
28
Partant du constat que la décantation maximale se fait dans le premier
bassin, il est envisagé pour 2007 de mettre les deux premiers bassins en
parallèle plutôt qu’en série. En outre un 4ème bassin est actuellement en
cours de réalisation
b) Bellezane
• Audit technique (12/05/03)
L’audit technique de Bellezane du 12/05/03 indique le souhait d’AREVA NC de bypasser partiellement le traitement de certains exhaures afin de limiter les coûts de
réactifs. La synthèse des résultats des études en jar tests indique que le mélange des
eaux est mieux traité vis-à-vis de l’uranium et qu’il n’y a pas d’influence pour le radium.
La conclusion de l’audit technique préconise le by-pass pour des raisons économiques.
Des jar tests ont également été réalisés pour comparer l’effet du clarfer et du sulfate
d’aluminium sur le traitement. Le clarfer apparaît plus efficace. Dans les conclusions, il
est toutefois préconisé le remplacement du clarfer par le sulfate d’aluminium au même
dosage et d’envisager ensuite une diminution du dosage. En effet, Il est indiqué que le
sulfate d’alumine est moins acide et donc devrait limiter la consommation de soude.
Par ailleurs, il est indiqué qu’il y a eu manifestement une surconsommation de chlorure
de baryum (130 %) et une sous-consommation de clarfer (74 %) au cours de l’année
malgré le fait que les contrôles instantanés soient conformes.
Le compte rendu de la visite technique de la station de traitement de Bellezane du
10/02/04 mentionne que les boues du bassin de décantation n° 1 n’ont pas été curées
en 2003 et doivent donc l’être en 2004.
Il y est également indiqué que le nouveau traitement au sulfate d’alumine donne de
bons résultats mais colore le bassin de rejet et le ruisseau. De plus, il augmente la
quantité de matières en suspension dans le rejet qui reste tout de même inférieure aux
limites de rejets.
OBSERVATION N° 5
Initialement, quatre origines différentes d’eaux d’exhaure sont traitées par la
station de Bellezane (Exhaure TMS, Montmassacrot, Exhaure B100 et pied de
verse 105). Les eaux d’exhaure des travaux miniers souterrains de Bellezane
sont les plus concentrées en radionucléides et représentent 75 % du débit
global.
Suite à l’audit technique du 12/05/03, il a été décidé de traiter chimiquement
uniquement les eaux d’exhaure des travaux miniers souterrains de Bellezane.
Les trois autres eaux d’exhaure sont introduites directement dans le premier
bassin de décantation. Le mélange des eaux en sortie de bassin de rejets
respecte la réglementation.
29
La conclusion de l’audit technique ne correspond pas à la synthèse des résultats
d’analyses. En effet, dans la conclusion, des critères économiques ont été pris
en considération pour expliquer les choix effectués. Après discussion avec le
personnel technique d’AREVA NC, ces choix auraient également pris en compte
l’impact environnemental global. En effet, cette solution permet d’introduire
moins de produits chimiques dans l’environnement tout en conservant des
concentrations en radionucléides inférieures aux limites réglementaires.
Les résultats d’analyses en jar test visant à juger de la qualité des différentes
conditions de traitement ne présentent pas toutes les concentrations après
traitement du radium et de l’uranium. L’impact global des conditions de
traitement sur les concentrations en radioéléments ne peut donc pas être évalué.
c) Bessines
L’audit technique de Bessines du 22/01/04 étudie l’impact de la modification du dosage
en chlorure de baryum sur la concentration du radium. Certains traitements sont fait
avec de la soude et du floculant (PAX XL 10) et d’autres sans aucun des deux. Les
tests montrent que le floculant n’apporte par d’amélioration visible et que la soude n’est
pas nécessaire. AREVA NC mentionne oralement que la soude était nécessaire
lorsque le traitement se faisait au Clarfer. Il y est donc préconisé d’utiliser uniquement
du chlorure de baryum au même dosage qu’avant et d’arrêter les ajouts de soude et de
floculant (le pH n’a pas d’effet sur la précipitation du RaSO4). L’ajout de soude devrait
être relancé en cas de pH inférieur à 6,5.
Le compte rendu de la visite technique de la station de traitement de Bessines du
17/11/04 indique que le traitement des eaux d’exhaure ne se fait qu’avec du chlorure
de baryum, ce qui induit les plus faibles coûts de traitement de l’ensemble du site
minier.
Les dimensions des bassins sont suffisantes pour avoir une décantation efficace avec
une marge de sécurité.
Des dépôts ferriques se forment dans le canal bord Gartempe. Une deuxième
décantation pourrait être envisagée ainsi qu’un premier traitement à la soude pour
diminuer le fer.
d) Le Fraisse
L’audit technique du Fraisse du 22/07/03 indique qu’un nouveau bassin de décantation
a été mis en service le 17/12/02.
30
Dans les bassins, des plaques de boues se décrochent du fond et flottent. Pour éviter
leur rejet, des coudes ont été installés le 29/04/03.
Ce document présente également l’impact de l’absence de floculant (PAX-XL 10) sur
les concentrations en sortie de radium soluble. L’ajout de floculant n’apporte pas
d’amélioration visible sur la décantation. AREVA NC mentionne oralement qu’il
favorisait le développement de flocs en surface de bassin sans agir sur le résultat du
traitement. Les préconisations sont alors de faire fonctionner la station uniquement
avec du sulfate d’alumine et du chlorure de baryum avec les mêmes dosages
qu’auparavant.
OBSERVATION N° 6
Il aurait été intéressant de tester en laboratoire, parmi la série de jar test
effectuée, les conditions de traitement préconisées en conclusion. En effet, la
concentration en sulfate d’alumine est toujours au moins deux fois plus
importante dans les tests sans floculant que celle préconisée. Or celle-ci doit
influencer les concentrations des eaux de rejet en radionucléides.
Le compte rendu de la visite technique de la station de traitement du Fraisse du
07/04/04 indique que l’ajout de floculants a été arrêté le 08/03/04.
Il est noté qu’il n’est pas utile de nettoyer le bassin de rejet en 2004.
Depuis la création du nouveau bassin de décantation et de la restauration des
chicanes, une meilleure décantation est constatée. L’arrêt de floculant n’induit pas la
formation de nouveaux flocs en suspension. La vérification de l’impact de l’arrêt du
floculant sur le traitement devra se poursuivre jusqu’à la fin de l’été.
Le débit de la pompe de relevage a été amélioré par la modification de la colonne de
relevage (de 60 à 75 m3/h)
e) Silord
L’audit technique de Silord du 28/10/03 indique que le bassin de décantation n’est pas
étanche puisqu’il n’arrive pas à se remplir. Par conséquent, le bassin de rejet est vide.
Ce document présente l’étude réalisée sur l’impact de la modification de la
concentration en chlorure de baryum sur la concentration en radium. Les conditions
antérieures de traitement sont toujours les plus intéressantes pour obtenir une bonne
efficacité sur la réduction du radium tout en limitant la teneur en baryum soluble.
OBSERVATION N° 7
31
Quatre études en jar test ont été réalisées pour obtenir ces conclusions.
Quelques essais supplémentaires aurait permis d’affiner le dosage de façon à
réduire suffisamment le radium tout en limitant la contamination en baryum. De
plus, dans les jar tests, le dosage en soude ne semble pas correspondre à celui
qui est utilisé industriellement.
La façon dont a été résolu le problème d’étanchéité du bassin de décantation
n’est pas indiquée dans les documents soumis à la tierce-expertise.
Le compte rendu de la visite technique de la station de traitement de Silord du
09/06/04 remarque que le bassin de réception fuit dans le bassin de rejet. Cette fuite
n’a aucune répercussion sur les eaux de rejet. Un vrai bassin de réception au lieu d’un
puisard permettait une sérénité plus importante et un gain de coût sur les pompages.
Il y est indiqué que le bassin de décantation n’a pas besoin d’être nettoyé en 2004.
En revanche, le mélangeur statique doit être refait avec une séparation de moins qu’à
l’initial (3 au lieu de 4). Le mélangeur étant à l’extérieur, il y a un risque de gel des
réactifs entre le local et le mélangeur. AREVA NC mentionne oralement que le
mélangeur a été refait à l’identique.
Il est indiqué également qu’un bassin de décantation plus important pourrait faire
diminuer le coût du traitement.
OBSERVATION N° 8
La fuite du bassin de réception est indiquée comme n’ayant pas de répercussion
sur les eaux de rejet. Il s’agit toutefois d’un débit d’eaux d’exhaure qui échappe
au traitement et qui subit ensuite un effet de dilution. La façon dont a été résolue
cette fuite n’est pas indiquée dans les documents soumis à la tierce-expertise.
−
On a également augmenté le dosage de sulfate d’alumine pour diminuer
la concentration en Ba le 21/01/04.
−
Un programme de réfection totale des bassins est budgété (300KEUR).
2.5.5. Situation actuelle
Les modes opératoires des différents sites miniers récapitulent les objectifs des
installations de traitement des eaux d’exhaure (Tableau 5). Dans tous les cas, le
traitement a pour objectif de réduire la quantité de radium 226 soluble et généralement
d’ajuster le pH (Tableau 5). Dans certains cas, il permet également de réduire la
concentration en uranium 238 et en matière en suspension.
32
[226Ra]
[238U]
MES
Ajuster pH
Augères
X
X
éventuellement
Bellezane
X
X
X
X
Bessines
X
X
X
X
Le Fraisse
X
Silord
X
X
X
Tableau 5 – Objectifs des traitements des eaux d’exhaure des différents sites miniers d’après
les modes opératoires de 2005.
−
L’uranium est à présent traité à Augères (ajout de sulfate d’aluminium)
mais ne l’est plus à Bessines.
L’évolution des conditions de fonctionnement entre le bilan décennal, les modes
opératoires et la visite sur sites du 31/05/06 est représentée sur les Tableaux 6 à 8.
BaCl2 (g/m3)
Al2SO4
(g/m3)
Contrôle pH
à
Floculant
(g/m3)
Augères
50
Bellezane
10
130
Bessines
7
8
6,8
7
40
40
60
Le Fraisse
40
25
Silord
25
170
[NaOH] =
57 g/m3
Tableau 6 – Conditions de fonctionnement du traitement des eaux d’exhaure des différents
sites miniers, d’après le bilan décennal de 2004.
BaCl2 (g/m3)
Al2SO4
(g/m3)
Contrôle pH
à
Floculant
(g/m3)
PAX XL 10
Augères
≈5
Bellezane
10
130
7-7,5
6,8
40
40
Bessines
7
Le Fraisse
40
75
Silord
25
283
7
Tableau 7 – Conditions de fonctionnement du traitement des eaux d’exhaure des différents
sites miniers actifs lors de la rédaction des modes opératoires de 2005.
33
BaCl2 (g/m3)
Al2SO4
(g/m3)
Contrôle pH
à
Klar Aid
(g/m3)
Augères
≈5
85
Bellezane
10
130
Bessines
7
Le Fraisse
40
75
6,8
Silord
25
283
7
2
Tableau 8 – Conditions de fonctionnement lors de la visite du 31/05/06 sur site du traitement
des eaux d’exhaure des différents sites miniers.
OBSERVATION N° 9
Bien que des objectifs de réduction globale du radium, de l’uranium, de la
matière en suspension et un ajustement du pH sur le site de Bessines sont
présenté dans le mode opératoire, seul du chlorure de baryum est ajouté.
Afin de limiter l’impact des sites miniers d’Augères, Silord et dans une moindre
mesure du Fraisse sur le lac de Saint Pardoux, du sulfate d’alumine est utilisé à
la place de la soude. En effet, ce produit permet d’augmenter le pH et améliore le
piégeage de l’uranium. Une des conséquences probables de cet ajout est
l’augmentation de la concentration en sulfate des eaux de rejet.
Actuellement, seul le site d’Augères fonctionne avec un floculant. AREVA NC
mentionne oralement que Bellezane aussi fonctionne ponctuellement avec un
floculant.
Il semblerait qu’il y ait une erreur de frappe dans le bilan décennal sur la
concentration en BaCl2 à Augères : il s’agirait de 5 mg/m3 et non de 50 mg/m3.
Le Tableau 9 récapitule les différentes étapes du traitement des effluents dans les
différents sites miniers.
Débit annuel
(m3/h)
Débit
mensuel
maximum
(m3/h)
Bassin de
réception
(m3)
Pompes
(m3/h)
Traitement
34
Augères
109,9 179,1
353
Bellezane
43,3 - 94,8
Bessines
73,3 – 110
Le Fraisse
13-26
Silord
7,9 - 22
215,5
239,2
60
41,5
1200
≈800
35000
716
1220
100 + 130 +
70
Al2SO4
210 + 105
160 + 135
95 + 50
40
BaCl2
Floculant
Al2SO4
Al2SO4
dans
chicane
(mélangeur
statique)
Bassin de
décantation
1 (m3)
Traitement
Bassin de
décantation
2 (m3)
Bassin de
rejet (m3)
Rejet milieu
naturel
Augères
BaCl2
Floculant
1800
Bellezane
NaOH
Al2SO4
NaOH
Al2SO4
Floculant
3300
Bessines
BaCl2
Le Fraisse
BaCl2
Floculant
Silord
NaOH
BaCl2
≈12500
2000
650
NaOH
2200
1200
3100
2800
12660
600
portionné
La Couze
360
Le Ritord
Petites
Magnelles
puis La
Gartempe
La
Gartempe
Le Ritord
Tableau 9 – Récapitulatif des étapes possibles du traitement des eaux d’exhaure des différents
sites miniers d’après principalement les schémas du circuit des eaux de chaque station de
traitement.
OBSERVATION N° 10
Le volume du bassin de réception de Bellezane n’est pas précisé dans les
documents soumis à la tierce-expertise.
D’après l’ensemble des volumes des bassins de décantation ainsi que du débit
maximum mensuel relevé, le temps de séjour théorique est d’au moins
20 heures. Toutefois, du fait de la présence de zones mortes, le temps de séjour
est plus court, ainsi que relevé dans les documents soumis à la tierce-expertise
concernant le site d’Augères. La capacité d’un bassin de décantation à retenir
les particules en suspension dépend surtout de la surface du bassin plutôt que
de son volume. Or, les données des surfaces des bassins ne sont que rarement
indiquées dans les documents soumis à la tierce-expertise, ce qui ne permet pas
de vérifier si leur dimensionnement est adapté au débit d’effluent.
En tenant compte du débit maximal mensuel relevé, les bassins de réception
d’Augères et de Bellezane se remplissent en moins de quatre heures. Ils ne sont
donc pas adaptés en cas de crue importante.
35
Sur les sites d’Augères et de Silord, la capacité des pompes de relevage entre le
bassin de réception et la station n’est pas suffisante au vu des débits d’exhaure
maximaux relevés. De plus, dans ce cas, ces stations de traitement
fonctionneraient en continu bien qu’elles aient été prévues pour un
fonctionnement en batch.
Enfin, le débit des pompes n’est pas identique dans les différents documents
soumis à la tierce-expertise du fait de la faible durée de vie des pompes par
rapport aux différentes périodes de rédaction des documents. Les changements
réguliers de pompes ne sont pas signalés dans les documents soumis à la
tierce-expertise et leur influence ne peut être évaluée.
−
Un contrôle du débit des pompes est fait trimestriellement et le dosage
des réactifs est ajusté en fonction des variations des débits mesurés.
La visite de certains sites du 31/05/06 pour la réalisation de cette tierce-expertise
permet d’indiquer les points mentionnés ci-dessous.
a) Augères
Il existe un dépôt blanchâtre dans le fossé reliant le bassin de rejet et le Ritord lié à
l’aluminium.
La forme des bassins de décantation n’est pas adaptée pour atteindre un temps de
séjour maximal.
Lors de la visite, le bassin de réception avait un niveau d’eau élevé. La date de cette
visite ne correspond pourtant pas à une période de fortes pluies. Le bassin de
réception est en fait asservi par des poires, ce qui fait que le niveau d’eau n’est pas
représentatif. Cependant, en cas de fortes pluies, le bassin de réception déborde, mais
du fait de la pluie, il y a un très grand effet de dilution des polluants.
Les deux premiers bassins de décantation sont bâchés. Ils doivent donc être étanches.
Cependant, le bassin de réception et le bassin de rejet ne sont pas bâchés. En fait,
AREVA NC a indiqué que le bassin de réception était situé en dessous du niveau du
Ritord, ce qui limite les risques de pollution du bassin vers le ruisseau.
b) Bellezane
Les bassins de décantation et de rejet sont recouverts d’une couche de matières
flottantes qui semblent issues du décollement de matière du fond du bassin. Une
protection particulière est en place pour éviter leur transfert dans le milieu naturel mais
son dimensionnement n’est pas proposé. AREVA NC a indiqué que ces matières
flottantes sont composées de matières organiques qui ne concentrent pas les
radionucléides.
36
Seul le bassin de collecte semble bâché pour assurer son étanchéité. Les autres
bassins ne sont pas étanchéifiés.
c) Bessines
Des traces blanches sont visibles sur les eaux de ruissellement vers le bassin de
collecte. L’ensemble des bassins de Bessines semble étanchéifié.
2.6. QUALITE DES EAUX DE REJET
Des données d’analyse des eaux de rejet ont été reprises du bilan décennal (Tableau
10). Certaines données sont présentes sous forme graphique : elles sont reprises dans
le Tableau 10 entre parenthèses. Dans les cartes en annexe du bilan décennal, la
qualité radiologique des eaux de rejet est également reprise sous forme de graphiques.
Augères
[
226
Ra] soluble
0,03 Bq/l
0,09 Bq/l
Bellezane
0,04 Bq/l
0,08 Bq/l
(≈ 0,05 Bq/l
≈ 0,10 Bq/l)
Bessines
0,03 Bq/l
0,07 Bq/l
(≈ 0,05 Bq/l
≈ 0,10 Bq/l)
[226Ra]
insoluble
238
[ U] soluble
0,23 mg/l
1,11 mg/l
0,28 mg/l
0,66 mg/l
Le Fraisse
0,04 Bq/l
0,21 Bq/l
Silord
0,08 Bq/l
0,15 Bq/l
(≈ 0,10 Bq/l
≈ 0,15 Bq/l)
(≈ 0,15 Bq/l
≈ 0,40 Bq/l)
< 0,01 mg/l
< 0,10 mg/l
Tableau 10 – Analyse des eaux de rejet des différents sites miniers d’après le bilan décennal.
Couleur verte : abattement conséquent de la concentration suite au traitement.
Couleur rose : concentration en sortie de traitement plus importante que celle en
entrée.
Couleur violet : concentration en sortie de traitement beaucoup plus importante que
celle en entrée.
OBSERVATION N° 11
Les données des concentrations des eaux de rejet des différents sites miniers
sont éparpillées au sein du bilan décennal. L’inclusion des données
synthétiques dans le corps du texte aurait facilité la compréhension.
Certaines données des eaux de rejet du site de Bellezane qui devraient être
identiques ne sont pas les mêmes dans le bilan décennal, bien que du même
ordre de grandeur (p 94 et p 177). En fait, AREVA NC a indiqué que deux
méthodes de calcul des moyennes peuvent été utilisées : une moyenne
arithmétique et une moyenne pondérée par le volume d’eau traitée.
37
Les données issues de la note technique faite par le BRGM en mars 2004 sont
présentées dans le Tableau 11.
pH
[ Ra]
226
soluble
[226Ra]
insoluble
238
[
U]
soluble
238
[
U]
Augères
(1997-2003)
7,3 – 8,0
0,05 Bq/l
0,09 Bq/l
0,12 Bq/l
0,23 Bq/l
0,05 mg/l
0,11 mg/l
< 0,10 mg/l
insoluble
Bellezane
(1997-2003)
7,2 – 7,6
0,04Bq/l
0,07 Bq/l
0,04 Bq/l
0,16 Bq/l
0,30 mg/l
1,04 mg/l
< 0,05 mg/l
0,10 mg/l
Bessines
(1997-2003)
7,0 – 7,4
0,03 Bq/l
0,07 Bq/l
0,28 mg/l
0,66 mg/l
Le Fraisse
(1998-2003)
7,4 – 7,8
0,07 Bq/l
0,21 Bq/l
0,14 Bq/l
0,37 Bq/l
< 0,10 mg/l
Silord
(1997-2003)
6,9 – 7,3
0,08 Bq/l
0,12 Bq/l
0,12 Bq/l
0,23 Bq/l
0,05 mg/l
< 0,10 mg/l
< 0,10 mg/l
< 0,10 mg/l
[Ba]
0,19 mg/l
0,46 mg/l
[SO4]
373 mg/l
636 mg/l
1000 mg/l
1300 mg/l
Tableau 11 – Moyenne annuelle minimale et maximale des analyses des eaux de rejet des
différents sites miniers d’après la note technique du BRGM.
La base de données environnementale, transmise par AREVA par la suite sur
l’ensemble des données radiologiques des différents sites miniers, permet de
visualiser, depuis environ 1993, l’évolution des concentrations en radium et uranium
solubles (Figures 3 à 9). Les limites de rejet mentionnées sur les graphiques sont
celles les plus restrictives de la circulaire d’application du décret 90-222 du 09/03/1990.
[226 Ra] soluble (Bq/l)
3
avant traitement
2
après traitement
1,8
6
avant traitement
limite de rejet
1,6
5
après traitement
limite de rejet
2,5
2
1,5
1
0,5
1,4
1,2
1
0,8
0,6
Augères - U 238 soluble
[238 U] soluble (mg/l)
Augères - Ra 226 soluble
3,5
4
3
2
1
0
janv-93 janv-95 janv-97 janv-99 janv-01 janv-03 janv-05
date
0,4
0,2
0
date
0
date
Figure 3 – Evolution de la concentration mensuelle en radium et uranium solubles avant et
après traitement sur le site d’Augères.
38
Bellezane - Ra 226 soluble
3
7
avant traitement
après traitement
limite de rejet
2,5
2
1,5
1
Bellezane - U 238 soluble
avant traitement
après traitement
6
3,5
limite de rejet
5
4
3
2
1
0,5
0
0
date
date
après traitement sur le site de Bellezane.
Bessines - Ra 226 soluble
2
avant traitement
2
après traitement
1,8
avant traitement
après traitement
limite de rejet
1,6
limite de rejet
1,5
1
0,5
2,5
Bessines - U 238 soluble
1,4
1,2
1
0,8
0,6
0,4
0,2
0
0
date
date
après traitement sur le site de Bessines.
Le Fraisse - Ra 226 soluble
1,8
1,6
avant traitement
après traitement
limite de rejet
1,4
1,2
1
0,8
0,6
2
2
après traitement
limite de rejet
1,4
1,2
1
0,8
0,6
0,4
0,2
0,2
date
avant traitement
1,6
0,4
0
Le Fraisse - U 238 soluble
1,8
0
date
après traitement sur le site du Fraisse.
39
avant traitement
après traitement
limite de rejet
Silord - Ra 226 soluble
1,40
1,20
1,00
0,80
0,60
0,40
2,0
Silord - U 238 soluble
1,8
1,60
1,6
avant traitement
après traitement
limite de rejet
1,4
1,2
1,0
0,8
0,6
0,4
0,20
0,2
0,00
0,0
date
date
après traitement sur le site du Silord.
0,5
Augères
Bellezane
Bessines
Le Fraisse
Silord
Réglementation
Evolution moyenne annuelle de la concentration en Ra 226 soluble
0,45
0,4
Concentration en Bq/l
0,35
0,3
0,25
0,2
0,15
0,1
0,05
0
1994
1995
1996
1997
1998
1999
2000
2001
2002
2003
2004
2005
Années
radium soluble dans les eaux de rejet des différents sites miniers.
40
6
Augères
Bellezane
Bessines
Le Fraisse
Silord
Réglementation
Evolution de la concentration moyenne annuelle en U 238 soluble
Concentration en mg/l
5
4
3
2
1
0
1994
1995
1996
1997
1998
1999
2000
2001
2002
2003
2004
2005
Années
uranium soluble dans les eaux de rejet des différents sites miniers.
2.6.1. Comparaison aux limites réglementaires
Pour le radium, les moyennes annuelles respectent les valeurs limites dans tous les
cas. Toutefois, le seuil réglementaire a été dépassé ponctuellement sur les sites du
Fraisse et de Silord de 22 % et 10 % respectivement en décembre 2002 et en
février 1998. Ce dépassement est calculé par rapport à la circulaire d’application du
décret. Les figures (Figures 3 à 7) montrent plus en détail les quelques dépassements
des limites de rejets.
Pour l’uranium, les moyennes annuelles respectent les valeurs limites dans tous les
cas. Seuls les sites d’Augères et de Bellezane ont eu des périodes ponctuelles de
dépassement des seuils réglementaires. Pour Augères, il y a un dépassement très
important (5,25 mg/l qui correspond à l’ennoiement de la mine) en février 1994. Pour
Bellezane, les dépassements ont eu lieu en janvier et février 1993, juillet et août 1993,
et en juillet 1996 avec des valeurs respectivement de 2,56 mg/l, 2,74 mg/l, 1,94 mg/l,
3,89 mg/l et 2,04 mg/l (limite de rejet de 1,8 mg/l).
Les obligations réglementaires concernent uniquement les moyennes annuelles.
OBSERVATION N° 12
Les moyennes annuelles en radionucléides sont conformes aux exigences
réglementaires. Peu de dépassements ponctuels mensuels sont relevés.
41
Pour les eaux de rejet des stations de Bellezane et de Bessines, d’autres
paramètres que les radionucléides sont soumis à une limite réglementaire et ne
sont pas présentés dans les documents soumis à la tierce-expertise. AREVA NC
mentionne oralement qu’ils sont toutefois transmis à l’administration dans les
rapports périodiques de transmission dont la fréquence est fixée par les arrêtés
préfectoraux.
Le bilan décennal reprend sous forme de tableau (p 173) le flux annuel de radium
soluble en sortie ainsi que le volume annuel d’eaux à traiter. A partir de ces
données il est théoriquement possible de déterminer la concentration en radium
soluble. Cependant, il y a une erreur d’unité dans le tableau, car en faisant ce
calcul, la limite de la circulaire serait dépassée pour tous les sites miniers alors
que ce n’est pas le cas.
Il y a une erreur d’unité dans un tableau du bilan décennal (p 173) (hm3 au lieu de
km3), cependant, les limites de la circulaire sont bien respectées.
Un nouvel arrêté préfectoral (2006-1485 du 18/08/06), permettant la mise en place
d’un quatrième bassin de décantation avant le 31/12/06, doit s’appliquer pour le
site d’Augères avec des limites annuelles de 0,25 Bq/l pour le radium soluble et
0,1 mg/l pour l’uranium soluble. En fait, ces limites sont respectées depuis 1994
pour le radium soluble et depuis 2000 pour l’uranium soluble (Tableau 11).
Le site de Bellezane a également un nouvel arrêté préfectoral (2006-1566 du
31/08/06) qui indique des limites annuelles de 0,5 Bq/l pour le radium soluble,
2,5 Bq/l pour le radium insoluble et 1 mg pour l’uranium soluble (certainement
par litre). Pour ce site, ces nouvelles limites de rejets sont également respectées
depuis 1994.
2.6.2. Efficacité du traitement
Dans les tableaux 10 et 11, les données surlignées en vert correspondent à une nette
réduction de la concentration par le traitement. Les données surlignées en rose ou
violet indiquent que la concentration en sortie de traitement est, respectivement, plus
importante ou beaucoup plus importante que celle en entrée. Les autres données non
surlignées indiquent que le traitement n’a que peu d’effet sur les concentrations. Les
figures 3 à 7 permettent une bonne représentation de l’efficacité du traitement vis-à-vis
du radium soluble et de l’uranium soluble. Les limites de rejet mentionnées sont les
plus contraignantes de la circulaire du 09/03/90.
L’objectif de réduction de la concentration en radium soluble de l’ensemble des
traitements des eaux d’exhaure est bien atteint. Cependant, la concentration en radium
insoluble augmente avec le traitement.
OBSERVATION N° 13
Les concentrations en radium insoluble rejeté sont généralement 10 à 30 fois
plus faibles que le seuil réglementaire. Toutefois, le fait que la concentration en
42
radium insoluble augmente lors du traitement indique qu’il y a un déplacement
de la pollution de la phase soluble vers la phase insoluble. Le traitement
précipite le radium soluble et une partie de ces précipités est rejetée dans le
milieu naturel. Ces données mettent en évidence, qu’en règle générale, la
clarification de l’eau n’est pas totale avant leur rejet dans le milieu naturel. Il faut
augmenter le temps de décantation, une solution peut être de passer sur un filtre
à sable.
Du point de vue de l’uranium, la diminution de la concentration est visible mais
pas significative. Toutefois, l’uranium n’est pas le problème majeur puisque la
majorité des eaux d’exhaure respecte déjà la réglementation. Cependant,
actuellement, un traitement au sulfate d’aluminium est effectué dans la majorité
des stations de traitement.
Le traitement est efficace pour le radium et la concentration en uranium diminue
légèrement principalement grâce à la décantation.
2.7. COMMENTAIRES SUR L’ARRET DES STATIONS DE PENY ET
VENACHAT
Parmi les documents soumis à la tierce-expertise, seul le bilan décennal mentionne les
anciennes stations de traitement des effluents miniers de Peny et de Venachat. Ces
deux stations de traitement ont été arrêtées, respectivement, fin 2001 et fin 1999.
Les moyennes annuelles de la concentration en radium des eaux d’exhaure sont
inférieures à 0,74 Bq/l depuis au moins 1995. Elles sont mêmes inférieures à 0,37 Bq/l
depuis 1999. Lorsque ces eaux d’exhaure étaient traitées, elles respectaient les
valeurs réglementaires. Cependant, le traitement est d’autant moins efficace que les
eaux sont peu polluées. De plus, celui-ci induit une pollution non négligeable au
baryum des eaux de rejet, issues du baryum non consommé par le traitement (manque
de Al2SO4 permettant le précipiter le baryum sous forme BaSO4).
Les deux stations ont été arrêtées puisque les normes de rejets étaient respectées, le
traitement n’était plus assez efficace et que le milieu récepteur était capable de diluer
le rejet.
OBSERVATION N° 14
L’arrêt des deux stations de traitement est justifié du fait que les eaux d’exhaure
respectent la réglementation. La concentration en uranium de ces sites est très
faible et donc largement inférieure au seuil réglementaire. Cependant, l’uranium,
qui ne pose pas de problème, n’est pas mentionné dans le corps du texte du
bilan décennal pour ces deux sites : l’information se trouve uniquement dans les
plans en annexe.
Dans le bilan décennal, il est mentionné qu’un des critères d’arrêt des stations
de traitement est que le milieu naturel soit capable de diluer le rejet. Sur ces
deux sites, la faible concentration en radium des eaux d’exhaure ne nécessite
43
pas de dilution pour respecter les seuils réglementaires. Toutefois, pour le site
de Vénachat, il est mentionné préalablement dans le bilan décennal qu’il y a un
très faible rapport de dilution des eaux de rejet dans le milieu naturel. Cette
information peut porter à confusion car la dilution n’est en fait pas nécessaire.
−
Le ruisseau récepteur de Venachat (affluent rive droite du Ritord) est
quasi exclusivement alimenté par le rejet
2.8. RECOMMANDATIONS
Les recommandations de cette tierce-expertise sont similaires pour l’ensemble des
stations de traitement des effluents miniers du site de la Crouzille. Elles sont donc
présentées de façon générale même si certaines ne concernent pas toujours
l’ensemble des sites.
Le traitement utilisé est simple, robuste et efficace. Cependant, il pourrait être optimisé,
par exemple d’un point de vue hydrodynamique, par des études complémentaires. Les
pistes d’études proposées ont été envisagées d’après les informations mentionnées
dans les documents soumis à la tierce-expertise. Certaines études non documentées
ont peut-être déjà été effectuées mais il n’en est pas fait mention dans les documents
soumis à la tierce-expertise.
D’après l’analyse des données sur les capacités des bassins de réception, des débits
des pompes et des débits maximum des eaux d’exhaure, il apparaît un risque de
débordement du bassin de réception sur certains sites en cas de crue. Pour pallier ce
problème, la capacité du bassin de réception et/ou celle des pompes pourraient être
augmentées.
Dans le cas où le débit des eaux d’exhaure serait similaire au débit maximum des
pompes, la station de traitement fonctionnerait en continu. Or les différentes stations
de traitement ont été prévues pour un fonctionnement en batch. Dans le cas d’un
fonctionnement en continu, il faut s’assurer de la conservation de l’efficacité du
traitement. Après discussion avec le personnel technique d’AREVA, il semblerait qu’un
fonctionnement en continu des stations de traitement ne diminue pas l’efficacité du
traitement.
Lors de l’ajout des réactifs chimiques, des études plus poussées pourraient être
réalisées pour optimiser le procédé. En effet, seules des études en jar test ont été
réalisées pour définir les dosages. Une étude en condition réelle sur Augères est en
cours pour évaluer le potentiel d’un nouveau floculant : le tanin. AREVA NC mentionne
oralement que le même processus est engagé sur Bellezane. Les documents soumis à
la tierce-expertise ne mentionnent pas d’étude des conditions de mélanges des réactifs
ainsi que le nombre de points d’ajout. Or, ce sont des paramètres qui peuvent avoir
une influence sur le dosage. Après une étude de la distribution du temps de séjour
dans le mélangeur statique, une simulation avec un logiciel de mécanique des fluides
44
numérique comme COMSOL MULTIPHYSICS™ permettrait de visualiser si les
conditions de mélange sont optimum et, si ce n’est pas le cas, cela permettrait de
proposer des améliorations.
De même, la nature des réactifs est un paramètre important qui a déjà bien été étudié.
Cependant, d’après les documents soumis à la tierce-expertise, les études sont
toujours menées autour des mêmes réactifs, notamment du point de vue des floculants
(PAX-XL10, PAX18 et tanin). Les documents soumis à la tierce-expertise ne
permettent pas de visualiser la démarche utilisée pour le choix des floculants. En effet,
pour choisir un floculant, il est nécessaire de connaître la caractérisation des
constituants majeurs de l’eau à traiter ainsi que la caractérisation de la matière en
suspension du point de vue chimique, minéralogique et morphologique. Après cette
caractérisation précise des eaux d’exhaure, il pourrait être alors judicieux de tester en
laboratoire de nouveaux types de floculants.
Enfin, le point le plus important concerne les bassins de décantation. Il faudrait pouvoir
garantir un temps de séjour proche de celui escompté. Si la forme des bassins ne peut
pas être modifiée, quelques adaptations pourraient toutefois être apportées, comme
par exemple l’ajout de cloisons ou la mise en place d’une rampe de dispersion du flux
d’entrée. Des études sur l’hydrodynamique des bassins de décantation pourraient
mettre en évidence des zones de remobilisation de la matière qu’il faudrait alors limiter.
Sur ces différents points, plusieurs scénarios peuvent être élaborés puis testés par la
simulation de l’écoulement et de la décantation afin d’appliquer le scénario optimal.
Par ailleurs, il est important également de s’assurer de l’étanchéité de l’ensemble des
bassins de réception, de décantation et de rejet. En effet, un problème d’étanchéité de
certains bassins est mentionné dans quelques documents mais les travaux de
réparation des fuites ne sont pas documentés. AREVA NC mentionne oralement
qu’une réflexion est en cours sur Silord pour régler ce problème.
Lors du procédé de traitement, l’ajout de BaCl2 permet la formation de BaSO4 par
réaction avec les sulfates présents dans les eaux à traiter. La formation de BaSO4
permet l’élimination du radium par co-précipitation de type Ba1-xRaxSO4 (pour x < 1).
Cependant, l’usage du BaCl2 peut induire des pollutions au baryum en cas de
surdosage. Cette pollution est probablement due à un excès d’ajout de chlorure de
baryum par rapport à la teneur en sulfates des eaux traitées, les sulfates pouvant avoir
deux origines, soit le sulfate naturel (lié au drainage minier acide), soit par ajout de
sulfate d’aluminium. Pour limiter la pollution au baryum, on peut préconiser que les
dosages en BaCl2 soient réalisés au plus prêt des concentrations en sulfates présents
dans les eaux à traiter.
D’autres types de traitement pourraient être envisagés (cf. Annexe 1), en utilisant par
exemple d’adsorption sur des minéraux de type smectite ou zéolite. Cependant, dans
tous les cas, des sous-produits concentrés en radioéléments seront à évacuer. Une
étude bibliographique plus poussée permettrait également de mettre en évidence
d’autres procédés potentiellement prometteurs.
45
2.9. CONCLUSION
L’ensemble des eaux de rejets des stations de traitement du site minier de la Crouzille
respecte les limites réglementaires en moyenne annuelle pour les radionucléides. A
part un dépassement ponctuel de la concentration en radium fin 2002, les moyennes
mensuelles respectent également les seuils de rejet en radionucléides depuis
mars 1998. Les seuils respectés sont, dans tous les cas, ceux les plus restrictifs de la
circulaire d’application du décret 90-222. Afin de réduire au maximum l’impact
environnemental concernant l’uranium, du sulfate d’aluminium est actuellement ajouté
dans quelques stations (Augères et Bellezane). Le traitement utilisé permet bien
d’abattre la contamination en radionucléides des eaux de rejet dans le milieu naturel.
Pour ce qui est du dimensionnement des stations de traitement, les capacités des
bassins de réception et des pompes sont parfois à ajuster. De plus, un temps de
séjours minimum dans les bassins de décantation de certains sites doit être garanti. Le
traitement est efficace mais les autres paramètres opératoires (débit et nature des
réactifs, ordre des ajouts…) pourraient être optimisés.
Du point de vue de l’adéquation entre les principes actifs de traitement et la qualité du
milieu récepteur, les informations présentes dans les documents soumis à la tierceexpertise ne sont pas suffisamment importantes pour pouvoir donner un avis étayé.
Toutefois, il est parfois fait mention d’un rejet significatif en baryum, un meilleur
ajustement des ajouts de BaCl2 par rapport aux teneurs en sulfates présents dans les
eaux à traiter permettrait d’éliminer totalement cette pollution.
46
3. VOLET LIXIVIATION DES VERSES A STERILES
PAR LES EAUX METEORIQUES
3.1. RAPPEL DES OBJECTIFS
Partant sur le principe que le risque maximum concernant les verses à stériles se situe
dans la possibilité de transfert de pollution par "le vecteur" eau, l’analyse critique des
documents fournis par AREVA portera sur les conditions hydrologiques de stockage
des stériles miniers (stériles francs et stériles de sélectivité), les transferts possibles et
les méthodes mises en œuvres pour évaluer le terme source et ses incidences sur les
réseaux hydrologiques afférents.
Elle devait s’intéresser tout particulièrement à :
−
L’origine des matériaux et la nature des procédés mis en œuvre avant
leur stockage,
−
La nature intrinsèque des matériaux (chimie, minéralogie, la mesure du
potentiel lixiviable),
−
La connaissance des processus de dégradation en cours,
−
La variabilité intrinsèque des stocks, origine, nature,
−
Les pressions hydrologiques et environnementales impliquant les verses,
à travers l’évaluation de la variabilité chimique des eaux d’exhaures et
des quantités émises,
−
Les connaissances acquises sur l’hydrologie de l’environnement des
stocks et la prise en compte de leur impact sur un fonctionnement non
perturbé du milieu naturel,
−
Les dispositions déjà prises en vue de limiter l’instabilité des stocks, et
l’exposition aux aléas climatiques, susceptibles d’engendrer une activité
érosive,
−
Les ouvrages permanents mis en œuvre pour limiter la dispersion des
particules issues des stocks,
47
3.2. MATERIAUX D’ORIGINE
3.2.1. Matériaux dominants
Les matériaux mis en verse sont essentiellement constitués par le granite à deux
micas de St Sylvestre dont le fond géochimique moyen en uranium est élevé, 17 à 24
ppm pour un fond géologique moyen mondial compris entre 0,04 et 19,7 (éclogite à
roches alcalines ; Wedepohl, 1978).
Les stériles qui contiennent localement des minéralisations sous forme de placages
dans des fissures, ou localement diffuses, montrent des teneurs en uranium
(comprises entre 50 et 108 ppm) nettement supérieures au fond géochimique local. Ils
sont représentés par les roches appartenant au cortège du système granitique de St
Sylvestre et aux systèmes séquents ultrabasique de nature Lamprophyrique.
Le granite de St Sylvestre qui constitue la majorité des verses est essentiellement
composé de quartz, feldspaths potassiques et sodiques, de phyllosilicates (muscovite,
biotite ± chloritisée) accompagné de minéraux accessoires (apatite, zircon, monazite).
Les minéralisations relevées sur les verses sont représentées par la coffinite, des
oxydes mal cristallisés (Montmasacrot, Cathelineau et al., 1995), de l’autunite (Areva,
2004). Localement des sulfures comme la pyrite, ou de la marcassite peuvent être
présents. La blende et la galène sont plus rares.
3.2.2. Autres matériaux
Signalées sur trois gîtes minéralisées (Champour, Margnac-Peny, Bonnac la Côte), les
épisyenites sont liées à une dissolution du quartz par des solutions de haute
température, vers 300-350°C, 0,3 à 1,5 Kb, salines (10% eq. NaCl), ce qui correspond
au faciès schiste vert, dans la zone de solubilité maximale du quartz (Margnac et
Cuney, 1999).
Les fluides riches en uranium peuvent être largement postérieurs à la formation de
cette porosité, et associés à des circulations connectées aux bassins sédimentaires
voisins. Les principales minéralisations sont la pechblende, la coffinite et des minéraux
secondaires d’uranium. On rencontre également de la fluorine, de la dolomite et de
l’adulaire.
Dans les zones exploitées, sont aussi présents, des microgranites et des lamprophyres
génétiquement liés. Ils sont contenus dans des systèmes séquents au granite de St
Sylvestre. Ils peuvent être minéralisés s’ils sont associés à un réseau de faille
exemple : Gorces, Montmassacrot ou Bellezane 68.
Les microgranites ont une matrice à texture fine composition de quartz, feldspath,
biotite, à phénocristaux de biotites et plagioclases. Les lamprophyres ont une texture
microgrenue et sont constitués de feldspaths, biotites, augites et d’anciens péridots. La
quantité de ces matériaux non minéralisés est mineure.
48
3.2.3. Définition de la fraction stérile
Cette définition est duale. Elle est avant tout basée sur une teneur de coupure qui est
calquée sur le cours du minerai. Ce qui veut dire qu’en réalité il existe deux types
stériles :
−
Les stériles francs qui voient leur teneur de coupure comprise entre le
bruit de fond du granite de St Sylvestre et 100 ppm d’uranium,
−
les stériles de sélectivité qui verront leur teneur de coupure varier en
fonction du rapport entre le cours de l’uranium et le coût global de
l’extraction de la substance valorisée.
Ainsi les teneurs des stériles de sélectivité peuvent voir leur teneur varier entre 100
ppm et 400 ppm. Les stériles de sélectivité ayant des valeurs comprises entre 300 et
400 ppm sont stockés en remplissage de mines a ciel ouvert (conformément au décret
n°90-222 du 9 mars 1990).
3.3. GRANULOMETRIE
Les stériles miniers sont hétérogènes ils se présentent sous forme de blocs
décimétriques à centimétriques disposés dans une matrice fine sableuse ou en chaos
sans matrice.
3.4. CONNAISSANCE DES PROCESSUS DE DEGRADATION EN COURS
En milieu tempéré, l’altération supergène demeure faible en intensité, sauf en cas de
drainage minier acide (DMA). Dans ce cas, l’acidification et la sulfatation issue de la
dégradation des sulfures peuvent amplifier l’argilisation des blocs et accélérer leur
délitage. Elles peuvent avoir en outre comme effet secondaire, d’une part, la mise en
solution les métaux à cause de la baisse de baisse de pH (désorption et dissolution
des phases minérales stables pour des pH proches de la neutralité), et d’autre part, la
précipitation de sulfates complexe [alumino-sulfates, ferri-sulfates, sulfates de
métaux,…] plus solubles que les phases initiales. Une concentration de métaux lourds
et d’actinides peut être aussi impliquée par l’effet du drainage acide impliquant une
précipitation de minéraux secondaires fins des les espaces inter-blocs. Ces précipités
peuvent lors d’événements météorologiques brutaux, après des périodes sèches
longues, être libérés par la dissolution entraînée par les effets de chasse. Dans ce cas
des impacts sont à envisager dans les exutoires.
OBSERVATION N° 15 :
Sur cette thématique, l’analyse des documents fournis montrent la relative
faiblesse de l’analyse. Les seules données rassemblées viennent d’un rapport
fait par Cathelineau et al (1995) sur le Brugeaud et Montmassacrot : sur ou entre
les blocs, une paragénèse d’altération supergène liée au stockage en surface
(verses) est observée (sulfates (U, Fe, Ca, Al), oxydes et hydroxydes (Fe, Mn)).
L’altération supergène pourrait être responsable de la reconcentration de
l’uranium constatée au Brugeaud 100 à 150 ppm et à Montmassacrot plus de
49
2000 ppm dans la fraction fine, alors que la fraction grossière ne contient que
150 ppm. Les argiles répertoriées dans les fractions fines <2µm, illite, smectite
gonflante et chlorite peuvent être pour partie le produit de l’altération supergène
mais aussi de l’altération hydrothermale.
Des documents complémentaires fournis par AREVA montrent à partir d’essais
de lixiviation en milieu oxygéné et agité la possibilité de l’acidification du milieu
par oxydation de la pyrite, et ceci aussi bien pour les granites que pour les
lamprophyres (Bellec et al., 2003).
3.5. LIXIVIATION
Les seules données pour le moment possédées autour du lessivage des verses sont
disponibles pour le site de Bessines, de Bellezane (Tableau 12). Les pH mesurés
compris entre 3.32 et 5.57 démontrent Drainage Minier Acide potentiel (Cathelineau et
al., 1997 ; Audit Technique du traitement des eaux de Bellezane ; Bellec et al., 2003).
Localisation
pH
Bessines/ Pompage Aupuybertrot (PAB)
3,32
Bessines/Galerie GEA (GEA Gal)
3,84
Bessines/Drain Vieux Moulin (DVM 2)
5,57
Bellezane/BZN MCO 105 (Verse)
4,40
Bellezane/BZN -TB
5.30
Verse Bellezane /BZN 201
4.70 – 5.40
Tableau 12 – Liste des exutoires préseantant des rejets
de mesures dans les documents fournis.
Réf.
(Cathelineau et al 1997)
Audit technique trait eaux Bellezane
Audit technique trait eaux Bellezane
(Bellec et al., 2003)
acides et ayant fait l’objet d’un report
Les données des index de saturation calculés à partir des analyses d’eaux donnant
des valeurs proche de 1 pour le gypse [CaSO4] et légèrement supérieures à 1 pour la
jarosite [KFe3+3(SO4)2(OH)6 ] confirment ces suppositions (Cathelineau et al., 1997). La
présence fréquente d’oxy-hydroxydes de fer dans les venues d’eau issues des verses
peut être considérée comme un indice de DMA. A noter, pour compléter
l’argumentation, que la dissolution de sulfate seule n’aura qu’une très faible incidence
sur le pH de l’eau, moins d’une valeur pH.
Concernant le transport des radioéléments que nous considérerons qu’à travers1 le
Radium 226 [émetteur alpha], les analyses des effluents des verses démontrent pour
certains cas, verse des Sagnes, et quartier Henriette, une influence de leur drainage
sur le milieu (Figure 10, A et B). Mais à cause de la dilution, comme illustré par les
mesures faites dans la Gartempe, ces concentrations dans l’eau passent très
rapidement au dessous du seuil de la potabilité de l’eau qui est de 0.1 Bq/l pour un
émetteur alpha. Là où les concentrations posaient problèmes elles sont dirigées vers
des bassins de traitement et les substances nocives sont abattues par précipitation.
1
A tort car l’émission devrait être prise dans la globalité, alpha et bêta.
50
A
B
Figure 10– Comparaison des
concentrations en
amont et aval des
venues afférentes
aux ruisseaux ou
rivières : A) verse
des Petites
Magnelles ; B)
Verses des
Petites Magnelles
et des Sagnes,
quartier Henriette,
Gartempe 1
(quartier des
Petites
Magnelles,
Villard), Gartempe
2 (Site Industriel
de Bessine). Clé :
la taille du point
correspond au
facteur de dilution
apparent relevé
entre la source et
le mélange
mesuré en aval
(compris entre 3
et 7). La zone
pointillée
correspond à la
limite de potabilité
en émission alpha
soit 0.1 Bq/l. A
remarquer une
certaine
incohérence entre
les facteurs de
dilutions
apparents et les
rapports de
concentrations
aux Petites
Magnelles.
De nombreux points de prélèvements sont réalisés en pied de verses ou en sortie des
MCO remblayées avec des stériles (cf le Tableau 14 ci-dessous) et permettent de
vérifier dans la configuration hydrologique actuelle à partir des analyses Ra, U, le faible
impact de ces eaux dans le réseau hydrographique. Ceci est cohérent avec les
observations faites ci-dessus. Malheureusement on doit regretter l’absence de
données sur le pH ainsi que des analyses d’eau non limitées aux radioéléments.
51
3.6. MATERIAUX ASSOCIES AUX STERILES
L’analyse des matériaux autres que les stériles, et associés à ces derniers, montre la
présence de résidus de traitement, de fûts compactés, de déchets technologiques de
faible activité, boues de curage (Tableau 13).
Les données présentées dans le rapport montrent que tous ces matériaux ont été
déposés dans des mines à ciel ouvert. Pour les autres sites seules la MCO de
Bellezane et la MCO de Montmassacrot et Site Industriel de Bessines font l’objet de
d’aménagements spécifiques drains, géotextiles, digues permettant de contrôler les
exhaures.
Site
Type de déchets
Aménagement connu
MCO Bellezane
Stockage résidus de traitement
MCO sécurisée avec lit drainant
Margnac
MCO 1 et MCO 2
Ou 4 226 tonnes de fûts compactés
ayant contenus de l’uranothioranite
MCO Margnac 334
En provenance de Margnac verse, des
aires de lixiviation et de la verse de
Margnac 2.
MCO Margnac 7
MCO Fanay B
MCO Brugeaud
MCO Petites Magnelles
MCO Puy de l’Age
MCO Montmassacrot
MCO Augères
400 m3 de fûts compactés ayant
contenus de l’uranothioranite
Déchets technologiques de très faible
activité
Produits à gérer dans le remblayage de
la MCO (teneur), apparemment non
la MCO (teneur) (500 à 800 ppm)
la MCO (teneur) : Résidus (ICPE)
Dans le remblayage de la MCO : boues
de curage de l'étang de Gouillet
MCO sécurisée avec lit et digue
drainants.
Tableau 13 – Autres matériaux associés aux stériles.
3.7. INSTABILITE DES STOCKS, EXPOSITION AUX ALEAS CLIMATIQUES,
ACTIVITE EROSIVE
En général, d’après le rapport décennal les verses sont réaménagées : profilage pour
une meilleure intégration paysagère, atténuation des pentes pour augmenter la
stabilité, assainissement radiologique par un apport terrigène et une revégétalisation.
Aucune des verses n’a fait l’objet à notre connaissance d’opérations d’étanchéités. De
ce fait elles restent exposées aux aléas climatiques avec des protections peu
imperméables ou sans.
52
Nom de lieu
Bessines
Bellezane
Le Fraisse
Augères
Silord
Bonnac
Henriette
La Betoulle
Puy Garnoux
La Goutte
Les Sagnes Sud
Vielles Sagnes
Fanay Est
Fanay Ouest
Margnac Nord
Margnac Sud
PT 132
Chatenet Maussan
Maussavas
La Vauzelle 127
Peny 348
Peny Nord
Daumart
Saignedresse
Gorces/Saignedresse
Grammont 17
Les Tenelles
St Sylvestre
Le Fraisse Est
Le Fraisse Ouest
Venachat
Bachellerie
Santrop
Champour
Roudet
Chanteloube
Montmassacrot
Puy de l'Age
Point 117
Le Puy Teigneux
Petites Magnelles
Villard
La Traverse
Montulat
Dognon
Venues d’eau
Eaux TMS+ verses et
essorage
résidus(1)+ruissellem
ent(2)
TMS + Verses
Eaux TMS
Eaux TMS
Eaux TMS
Eaux TMS
Non identifié
Non identifié
Non identifié
Non identifié
Non identifié
Non identifié
Oui (Verses dans ru
des Sagnes)
Non identifié
Non identifié
Non identifié
Non identifié
Oui intermittente
Non identifié
Non identifié
Oui intermittente
TMS
Non identifié
Non identifié
TMS
Non identifié
Oui
Oui
Non identifié
Non identifié
Oui
Non identifié
Non identifié
MCO
Non identifié
MCO
Oui
MCO
Ruissellement
Oui
Oui
Non identifié
Oui intermittente
MCO
Non identifié
Traitement des eaux
Station (1) + rejet direct (2) = RG6
Station pour la plupart des eaux = RG2
Station = RC2
Station = RR2
Station = RR4
Rejet direct = RM1
TMS rattaché à STE Augères+rejat direct (RR3 )
TMS rattaché à STE Augères (idem Betoulle)
TMS rattaché à STE Augères(idem Betolle)
TMS rattaché à STE Augères
Rattaché à STE Augères
Rejet direct
Rejet direct = RV4
Rejet direct = RV3
Dérivation et- rejet direct = RC1
Station d’Augères (dérivation
Station d’Augère (dérivation) = RR1
Plus de traitement + RR5
Rejet direct = RC3
Surverse collectée dans un bassin
Station de Bellezane
Rejet direct = RG1
Bassin désensableur = RG5
Rejet direct = RG4
Rejet direct = RG3
Rejet direct = RS1
Rejet direct = RB1
Tableau 14 – Inventaire des venues d’eau, traitement ou ouvrage afférant.
Concernant l’instabilité des stocks, les seules zones où il a été possible de voir des
verses à stériles aménagées sont, le site Bessines (Lavaugrasse et Brugeaud) et la
carrière de Bellezane. Ces dernières sont, suivant les lieux, plus ou moins aménagées
en fonction des usages ultérieurs : parfaitement reprofilées, avec pistes drainantes à
53
Bessines, et la mise en place de digues avec système de récupération des eaux
(stockage de résidus de traitement de minerai) ; verses ayant un aspect plus chaotique
mais revégétalisée à la carrière de Bellezane. Les observations faites n’ont pas permis
de mettre en évidence des indices d’érosion ou d’instabilité. Les seuls indices ont été
relevés dans le rapport décennal pour Margnac 5, où sur la verse située dans l'axe de
la MCO, malgré la terre et un début de revégétalisation avec des genêts: une érosion
est visible. Cette érosion serait due au fait que la pente est trop raide, mais ceci
demeurerait à notre connaissance très anecdotique.
3.8. DISPERSION DES PARTICULES ET OUVRAGES PERMANENTS
Hormis les stations de traitement des eaux, peu d’ouvrages permanents pour piéger et
diminuer la dispersion des particules sont présents (Tableau 14). Dans deux cas, une
zone humide est prévues pour d’une part diminuer la dispersion des particules et
d’autre part, piéger une partie des radionucléides et/ou radioéléments (Henriette et
ruisseau des Sagnes).
3.9. RESULTAT DE L’EXPERTISE
3.9.1. Constats
A travers les rapports remis, il est difficile de répondre de manière satisfaisante à tous
les points d’intérêts soulevés. Le bilan de la pertinence des réponses est donné
Tableau 15.
Point d’intérêt
Origine des matériaux et nature des procédés mis
en œuvre avant stockage
Nature intrinsèque des matériaux
Connaissance des processus de dégradation en
cours
Variabilité intrinsèque des stocks, origine nature
Pression
hydrologique
et
environnementale
impliquant les verses
Connaissance acquise sur l’hydrologie de
l’environnement des stocks et prise en compte de
leur impact sur un milieu non perturbé
Dispositions déjà prise en vue de limiter l’instabilité
des stocks, l’exposition aux aléas climatiques,
susceptibles d’engendrer une activité érosive
Ouvrages permanents mis en œuvre pour limiter la
dispersion des particules
Qualité de la réponse a priori à la seule lecture des
documents
Réponse partielle et question sans fondement si on
s’adresse au stérile s.l.
Réponse très partielle à travers les dossiers proposés,
pas de représentativité, nombre trop restreint
d’échantillons
Réponse très partielle à travers les dossiers proposés,
pas de représentativité, nombre trop restreint
d’échantillons
Réponse partielle mais probablement suffisante si les
autres points sont complétés
Réponse insatisfaisante à travers les documents
soumis, mériterait un approfondissement
Avis difficile à matérialiser à partir des documents
remis, mériterait une réflexion de font sur l’état de
l’existant, et des compléments à apporter pour statuer
Réponse très partielle, mériterait une revue de tous les
sites à partir de photographies aériennes des sites au
jour d’aujourd’hui, et une enquête sur le terrain
Réponse partielle, situation actuelle relativement
maîtrisées qui doit se projeter sur un moyen et long
terme
Tableau 15 – Bilan de la pertinence des réponses aux points soulevés lors de la proposition de
l’expertise.
54
3.9.2. Points mis en exergue et recommandations
Dans le contexte climatique actuel où la pression sur quantité et la qualité de l’eau sera
de plus en plus forte il est nécessaire de revoir le dossier des verses dans l’objectif de
faire :
−
une évaluation de ce qu’il est raisonnablement possible de mettre en
œuvre pour diminuer leur pression potentielle sur l’environnement ;
−
dans le cadre d’études de sensibilité, une évaluation de l’influence des
stockages pour des scénarios climatique potentiels (i.e., raréfaction de la
ressource en eau) par l’utilisation de modèles hydrogéochimiques
globaux (terme source, terme de transfert, et cible -pompage EP,
barrage de rétention d’eau,…);
−
des aménagements physiques préventifs, autour des verses et des
stockages donnant lieu à exutoires, pour diminuer les entrées d’eaux;
−
des dossiers sur les possibilités d’aménagements durables permettant
d’une part de diminuer le transport particulaire et d’autre part épurer les
eaux.
Les réponses aux points relevés ci-dessus passent, d’une part, par une meilleure
connaissance physico-chimique du matériau stocké et sa variabilité, et d’autre part, par
une meilleure définition des contextes hydrologiques autour des verses.
3.9.3. Drainage Minier Acide
Malgré une faible probabilité globale sur le district minier du Limousin, ce point semble
avoir été sous évalué. En raison de la forte pluviosité actuelle sur cette région, ce
phénomène est probablement masqué par les quantités d’eau en entrée des systèmes.
Une évaluation plus élargie du potentiel de drainage minier acide nous paraît
indispensable dans le cadre des changements climatiques possible et de la pression
sur la ressource en eau (Une annexe bibliographique est fournie à cet effet : annexe
2). D’une part pour mieux "sécuriser" les zones où ce dernier apparaîtrait comme
potentiel et d’autre part évacuer cette hypothèse qui dans le cadre de la Directive
Européenne Déchets de l’Industrie Extractive est largement évoquée.
3.9.4. Modèles hydrogéochimiques
Ce point important pourrait être mis en perspective de l’étude déjà initiée par le
CREGU, mais trop large au point de vue des sites abordés pour avoir une pertinence
non contestable pour les sites du Limousin. La définition d’un programme pour faire
des études de sensibilité et des modèles hydrogéochimiques prédictifs prenant en
compte le terme source (verses, dépôts, ….), les termes de transfert, l’impact sur la
ressource, selon des scénarios de crise nous paraît essentiel.
55
3.9.5. Aménagement physiques préventifs autour des verses
Un constat autour des systèmes hydrologiques impliqués dans les exutoires des
verses (dépôts) et la recherche de solution simples qui restent à déterminer
(détournement de bassin versants, barrières étanches sur les points critique) pour
diminuer les influences externes aux systèmes. Cette approche peut être un des
moyens pérennes pour limiter l’impact dans l’environnement.
3.9.6. Aménagements préventifs pour diminuer le transport particulaire
La réflexion sur l’aménagement de systèmes préventifs comme des zones humides
artificielles pour diminuer le transport particulaire et épurer les eaux et déjà proposé
pour deux sites (Henriette et ruisseau des Sagnes) devrait être étendue dans la
mesure du possible à tous les sites montrant des venues d’eaux. Ceci constitue dans
le cas d’un développement durable, une solution très acceptable, même si on
considère l’immobilisation locale de particules et de ce fait la remontée du fond
radiométrique local.
56
4. Volet Efficacité des couvertures vis-à-vis des
vecteurs air et eau
4.1. INTRODUCTION
4.1.1. Présentation des sites de stockage de résidus miniers
Le volet efficacité des couvertures vis-à-vis des vecteurs air et eau concerne les sites
du Brugeaud, Lavaugrasse, Bellezane et Montmassacrot. Ces sites ont reçu des
résidus solides de traitement. Ces résidus de traitement étaient, pour partie, repulpés
et cyclonés. Les sables étaient utilisés en partie pour le remblayage des travaux
miniers souterrains et la construction de digues. Les produits fins étaient stockés par
lagune derrière une digue (Lavaugrasse), ou dans des mines à ciel ouvert (Brugeaud,
Montmassacrot, Bellezane).
Le Bassin de Lavaugrasse a été créé par édification d’une digue en travers d’une
dépression (5 678 000 tonnes, de 1958 à 1978 pour une surface de 33 ha, périmètre
de 1800 m). La digue présente un linéaire en crête d’environ 1400 m et une hauteur
maximale de 36 m. La mine à ciel ouvert du Brugeaud a été comblée par les résidus 5
776 000 tonnes de 1978 à 1987 pour une surface de 15 ha) et son volume de stockage
a été optimisé avec édification d’une digue (400 m de long pour 23 m de hauteur).
Le site de Bellezane a été exploité par mines à ciel ouvert de tailles diverses (7 MCO)
et travaux souterrains (400 m de profondeur pour emprise au sol d’environ 1 km²) de
1975 à 1992. L’activité a également compris, de 1989 à 1993, le stockage de
1 513 591 tonnes de résidus de traitement dans la mine à ciel ouvert Bellezane 105/68.
Le site du Brugeaud et le bassin de Lavaugrasse ont également reçu des déchets
technologiques de très faible activité provenant de l’usine du Bouchet d’une part, du
centre de Pierrelatte d’autre part, entre 1973-1978.
L’exploitation du site de Montmassacrot a conduit à l’ouverture de travaux souterrains
(de 1976 à 1981) d’ampleurs limitée et d’une mine à ciel ouvert (1977 à 1979). La mine
à ciel ouvert a été comblée (avec digue de rehausse) par 737 000 tonnes de résidus
de traitement de minerais de 1987 à 1990.
4.1.2. Présentation des travaux de réaménagement
Les travaux de réaménagement ont consisté en :
−
le recouvrement des résidus de traitement statique et dynamique sur les
bassins avec des produits tout venant issus des verses à stériles,
−
le renforcement des digues du BRUGEAUD, de LAVAUGRASSE et de
MONTMASSACROT,
57
−
le remodelage des verses résiduelles.
Ils sont présentés pour chacun des sites dans les paragraphes suivants.
Le Brugeaud
La digue de retenue de 23 m de haut est constituée de sables cyclonés.
−
recouvrement en décembre 1992 par 2 m de résidus de lixiviation
statique (200 000 m3)
−
entreposage des produits de démantèlement de l’usine SIMO en juillet
1995
−
contrôle des digues et mise en place de bornes topographiques en
décembre 1995
−
Mise en place d’un barrage d’argile en pied de digue en juin 1998
−
Pose de drains de captage des eaux en pied de digue en août 1998
−
Mise en place de stériles issus des verses 3,4 et 6 sur le bassin de
stockage et reprofilage des verses 3 et 4 de décembre 1998 à mars 1999
L’épaisseur de la couverture en stérile est d’environ 2 à 4 m.
23 m
Figure 11 : Coupe type de la configuration du site du Brugeaud
Bassin de Lavaugrasse
La digue de retenue de 52 m de haut est constituée de sables cyclonés (0,15-0,5 mm)
sur remblais stériles (0-1000 mm). Le recouvrement a eu lieu de janvier 1994 à juillet
1997 avec :
58
−
Remodelage de la verse de mars à octobre 1997 et renforcement de la
digue.
−
Fin du recouvrement du bassin avec les produits de terrassement des
plates-formes en juillet 1997,
−
La réalisation de pistes drainantes de septembre à décembre 1997,
−
La réalisation d’un canal d’exhaure des eaux de Lavaugrasse et
l’entreposage d’U3O8 en juin 1998,
−
La revégétalisation en octobre 1998.
L’épaisseur de la couverture en stérile est d’environ 1,5 à 3 m.
52 m
Figure 12 : Coupe type de la configuration du site du Brugeaud
Bellezane
Le réaménagement du site a été réalisé conformément au dossier ICPE présenté à
l’Administration, et acté par arrêté préfectoral en date du 2 avril 1997 avec, entre
autres :
−
le recouvrement des résidus par une couche de 2 à 15 m de stériles
compactés,
−
La mise en place d’une couche de terre végétale,
−
collecte des eaux de ruissellement par les travaux souterrains (galerie
niv. 360).
Un effondrement a eu lieu le 8/04/98, après réaménagement, à la hauteur de la digue
de séparation entre les deux anciennes MCO (105 et 68). Le trou de 4 m de diamètre
et 2 m de profondeur a été comblé de stériles.
59
Galerie collectant les
eaux de ruissellement
60 m
maximum
Figure 13 : Coupe type de la configuration du site de Bellezane
Montmassacrot
Le réaménagement du site a été réalisé conformément au dossier présenté au titre des
ICPE en juin 1993, avec recouvrement des résidus et renforcement de la digue. Les
travaux de réaménagement se sont déroulés de 1993 à 1995 avec :
−
réalisation d’un bouchon dans la descenderie,
−
couverture du bassin par un tout venant de stériles miniers,
−
adoucissement de la pente aval du parement dans sa moitié inférieure
par ajout de stériles miniers,
−
amélioration du système de récolte des eaux de ruissellement (pistes
drainantes).
La digue présente un linéaire en crête d’environ 200 m et une hauteur maximale de 20
m. Une risberme de 3 m de large est située sur le parement aval au niveau de la
rupture de pente.
Des planches d’essais ont été réalisées avec apport de stériles provenant de la MCO
105.
L’épaisseur de la couverture en stérile est d’environ 2 à 6 m.
60
23 m
Figure 14 : Coupe type de la configuration du site de Montmassacrot
4.1.3. Rappel des généralités sur les stériles
On distingue plusieurs types de stériles :
−
Les stériles francs qui correspondent exclusivement à la roche
encaissante du gisement (les granites uranifères du Limousin) dont les
teneurs en uranium varient entre 10 et 100 ppm (moyenne 17 à 24 ppm)
−
Les stériles de sélectivité dont les teneurs en uranium, variables en
fonction des conditions économiques, sont situées entre 100 et 400 ppm
(moyenne inférieure à 150 ppm).
Activité radiologique
Des campagnes de mesures sur les stériles ont donné une valeur moyenne de
concentration en uranium de 58 ppm (560 à 700 chocs/s mesurés au SSP2).
4.2. ANALYSE DE L’IMPACT DES SITES SUR LA QUALITE
RADIOLOGIQUE DE L’AIR
4.2.1. Rayonnement gamma
Le fond radiologique naturel est compris entre 120 et 250 nGy/h environ selon les
sites.
On note l’importance du rôle de la couverture de stérile sur les résidus de traitement,
notamment au niveau du site de Bellezane. En effet avant couverture (1994-1995), les
débits de dose mesurés étaient d’environ 5 000 nGy/h au point de contrôle 56 et 500
61
nGy/h au point 78 pour passer respectivement à 230 nGy/h et 300 nGy/h après
travaux.
Au niveau des autres sites, les valeurs de débits de dose sont :
−
Montmassacrot : 200 à 300 nGy/h ;
−
Brugeaud : 200 à 300 nGy/h au point 17 (pour 600 à 700 nGy/h avant
travaux), 600 à 1200 nGy/h au point 64 (pour 1000 à 1500 nGy/h avant
travaux), 100 à 400 nGy/h au point 74 (situé hors zone de stockage des
résidus) ;
−
Lavaugrasse : 200 à 400 nGy/h au point 68, 160 à 280 nGy/h au point
70.
On observe au niveau des zones de stockage (notamment le point 64, en raison de la
présence de déchets de démolition d’usine, non recouverts jusqu’en 2004) des valeurs
de débits de dose légèrement supérieures à celles mesurées dans le milieu naturel
(valeur moyenne de 375 nGy/h contre 200 nGy/h dans le milieu naturel).
Sur les 8 ans de mesures environ, on n’observe pas de dérive des valeurs
mesurées au niveau des sites qui pourrait témoigner d’une dégradation de la
couverture.
4.2.2. Energies Alpha-Potentielles du radon 222
Les valeurs d’Energies Alpha-Potentielles du radon 222 présentent des variations
importantes tant spatiales que temporelles. Elles sont influencées, aussi bien sur les
sites, dans leur environnement et dans le milieu naturel par :
−
la position topographique des stations de mesures (le radon stagne en
point topographique bas et est dispersé en point topographique haut) ;
−
la période de mesure (faibles en hiver en raison de la forte humidité des
sols et forts en été en raison de l’assèchement des sols et de la
présence de fissures qui facilitent la fuite du 222Rn).
Les valeurs des EAP 222Rn obtenues pour les villages situées dans l’environnement
des sites varient autour de 98 nJ/m3 en moyenne pour la période 1994-2003 (valeur
maximale 226 nJ/m3, valeur minimale 35 nJ/m3).
Au niveau des sites, les valeurs des EAP 222Rn sont :
62
−
Montmassacrot : entre 10 et 50 nJ/m3 (point de mesure situé en position
sommitale),
−
Brugeaud : entre 20 et 300 nJ/m3,
−
Lavaugrasse : entre 20 et 800 nJ/m3,
−
Bellezane : entre 20 et 1200 nJ/m3 (point situé en fond de fosse).
Des fortes valeurs sont notamment mesurées durant les étés 2001, 2002 et 2003.
Ces valeurs permettent de mettre en évidence l’importance de l’état hydrique de
la couverture par rapport au flux du radon et donc l’importance de sa nature et
de son épaisseur. En revanche, elles ne permettent pas de tirer des conclusions
sur l’efficacité réelles des couvertures car elles sont trop influencées par la
situation géographique des points de mesure.
4.3. ANALYSE DE LA STABILITE DES COUVERTURES
4.3.1. Analyse des tassements
Les sites de Bellezane, Brugeaud, Montmassacrot et Lavaugrasse sont équipés de
repères permettant de suivre l’évolution de la topographie. Ils font l’objet d’un suivi au
moins annuel. Les chapitres suivants présentent pour chaque site l’analyse des
tassements décrits dans les rapports :
−
2006-TL06-03-08 Rev A : Suivi altimétrique du site du Brugeaud,
−
2006-TL06-06-11 Rev A : Suivi altimétrique du site de Montmassacrot,
−
2006-TL06-03-07 Rev A : Suivi altimétrique du site de La Lavaugrasse,
−
2006-TL06-06-10 Rev A : Suivi altimétrique du site de Bellezane.
Bellezane
Le site de Bellezane est équipé de 4 repères topographiques notés O, P, R et S.
Le tassement maximum cumulé observé est de 2,5 m au niveau de l’entrée de galerie
(point bas du site). Les 4 points de contrôle présentent une vitesse de tassement de
l’ordre de 1 cm/an (moyenne de 2003 à 2006). Le secteur présentant encore le plus de
tassement est le point S situé à l’extrémité Nord du site avec une vitesse de 2 cm/an.
Du point de vue cinétique, on peut considérer que l’essentiel des tassements
des dépôts du site de Bellezane (résidus + inertes) a eu lieu et que les cinétiques
des tassements résiduels ne présentent pas de risques par rapport à la durabilité
de la couverture.
63
Brugeaud
Le site du Brugeaud est équipé de 8 repères de suivi altimétrique et 8 repères de suivi
planimétrique et altimétrique.
Les tassements mesurés de 1992-96 à 2006 varient de 0 à 10 m, avec un tassement
de l’ordre de 6 m au centre du bassin et de 1 à 4 m en crête de digue.
On observe un net ralentissement du tassement de 1999 à 2006 : entre 0,5 et 1 cm/an
en crête et entre 4 et 15 cm/an sur le bassin.
Les études du CEBTP réalisées en 1993 indiquaient :
−
Un tassement prévisionnel de l’ordre de 5 m pour une hauteur de remblai
de 5 m, une profondeur de dépôts de 50 à 125 m et une nappe à -50 m ;
−
Un temps de consolidation (à 90%) de 2 à 10 ans pour une hauteur de
dépôt variant de 50 à 125 m.
Les tassements réels mesurés, pour des cas de charge moins contraignants
(nappe plus haute, hauteur de remblais plus faible), sont plus importants que
ceux estimés (jusqu’à 2 fois). Le temps de consolidation réel est également plus
important que celui qui avait été estimé.
La consolidation des résidus (par drainage et cimentation chimique) peut être
considérée comme presque terminée et les tassements résiduels, selon
l’expertise du Bureau d’Ingénieurs Conseils Coyne et Bellier, devraient être
inférieurs à 50 cm sur le bassin et quelques centimètres en crête.
Lavaugrasse
Le site de Lavaugrasse est équipé de 11 repères de suivi altimétriques.
De 1996 à 2006, les tassements en crête de digues n’ont pas dépassé 5 cm. Ils sont
stables depuis 2002. Sur la même période, les tassements observés sur le bassin
varient entre 2,1 et 4,1 m. Ils se stabilisent depuis 2000 (de l’ordre de 2 cm/an). Les
tassements résiduels devraient être donc limités à une dizaine de centimètres. Les
tassements importants ont conduit à l’apparition d’une légère dépression de quelques
milliers de m² sur lequel une végétation hydrophile s’est mise en place. Cette
dépression a une influence notable sur la teneur en eau des matériaux de couverture ;
le flux de radon se trouve donc réduit dans ce secteur.
Montmassacrot
Le site de Montmassacrot est équipé de 5 repères de suivi altimétriques et
planimétriques.
64
Des déplacements planimétriques cumulés en crête de 11 et 13 cm vers le Sud ou Sud
Ouest sont observés depuis 1991. Les tassements en crête et sur le parement aval
depuis l’origine (janvier 91 ou décembre 2002) sont de l’ordre de 10 cm. Sur le bassin,
on observe un tassement de 60 cm sur le repère B8 et de 25 cm sur le repère B9.
L’ensemble de ces repères sont stables depuis 2003 avec des tassements de l’ordre
de 0 à 0,6 cm/an.
4.3.2. Stabilité des digues
D’après les fiches techniques COGEMA (cf. annexe 1 du Rapport BRGM 51068 2001),
les digues retenant les résidus présentent les coefficients de sécurité de stabilité
suivants :
−
Digue du Brugeaud : coefficient de sécurité de 2,36 (1,38 avec matériaux
saturés en eau et 1,6 avec séisme)
−
Digue de Montmassacrot : coefficient de sécurité de 1,87 (1,43 avec
matériaux saturés au 4/5)
−
Digue de Lavaugrasse : coefficient de sécurité de 4,2 (2,2 avec
matériaux saturés en eau et 3,1 avec séisme)
D’après les calculs de Coyne et Bellier, les digues présentent les coefficients de
sécurité suivants :
−
Digue du Brugeaud : coefficient de sécurité de 2,07 (1,53 avec nappe
affleurant la surface, 1 avec séisme)
−
Digue de Montmassacrot : coefficient de sécurité de 1,69 (1,5 avec
nappe affleurant la surface, 1 à 1,02 avec séisme)
−
Digue de Lavaugrasse : coefficient de sécurité de 2,76 (1,94 avec
matériaux saturés en eau et 1 à 1,35 avec séisme)
D’après les expertises réalisées par ANTEA en 2003 et Coyne et Bellier en 2006,
les digues de Montmassacrot, Lavaugrasse et Brugeaud ne présentent pas
actuellement de risque d’instabilité mécanique en masse. Elles sont largement
surdimensionnées (notamment celle de Montmassacrot), les seuls risques
concernant Lavaugrasse et Brugeaud sont liés aux écoulements d’eau qui
pourraient entamer l’intégrité des ouvrages à long terme.
Le système de surveillance préconisé est le suivant :
−
Visite trimestrielle (personnel du site) :
−
Relevé des niveaux piézométriques,
65
−
−
−
Contrôle des volumes d’eaux collectés,
−
Vérification de l’absence d’embâcle sur le réseau de collecte
des eaux périphériques,
Visite annuelle (géomètre expert + personnel du site) :
−
Lever topographique
déplacement),
−
Inspection de la couverture,
des
plots
de
mesure
(tassement,
Visite pluriannuelle (expert extérieur). Un examen d’ensemble du dossier
et une visite des sites seront prévus une fois tous les 5 ans par un expert
extérieur.
4.4. ANALYSE DES MATERIAUX DE COUVERTURE
Le Bilan Décennal rappelle que la couverture solide a été mise en place sur les résidus
pour assurer une barrière de protection géomécanique et radiologique faiblement
perméable. Elle doit permettre de limiter les risques d’intrusion, d’érosion, de
dispersion des produits stockés et ainsi que ceux liés à l’exposition externe et interne
(radon) des populations alentour.
4.4.1. Rappel des objectifs
66
−
vérifier que la démarche mise en œuvre dans les investigations
géotechniques est adaptée au contexte des sites étudiés,
−
préciser si les différentes étapes de la démarche et leur enchaînement
permettent d’identifier l’ensemble des risques potentiels et notamment
celui du vieillissement des structures de couvertures durant la période de
suivi de l'installation (300 ans minimum),
−
évaluer la pertinence et la représentativité des paramètres
géotechniques et physiques (perméabilité, état hydrique, flux d'émission,
taux d'atténuation) retenus dans le cadre de l’étude et du
dimensionnement des structures de couvertures (coefficient de
perméabilité, méthodologie de compactage, paramètres du bilan
hydrique),
−
évaluer la transposition de la méthodologie de mise en œuvre des
matériaux de la planche d'essai au site réel, en termes de
représentativité et de faisabilité.
4.4.2. Etudes de faisabilité et planches d’essai
L’analyse s’est portée sur les documents relatifs aux planches d’essais et des projets
de réaménagement de Montmassacrot et Bellezane, préparés respectivement par le
CEBTP et la COGEMA. Compte tenu de l’absence d’études géotechniques spécifiques
sur le site de Bessines, le BRGM a été proposé pour évaluer la performance de la
couverture à partir de l’expérimentation réalisée sur le site de Lavaugrasse dans le
cadre de la thèse de Cécile Ferry. Ce document n’est pas référencé dans le Bilan
Décennal.
On rappellera en préambule que les atomes de radon migrent dans la zone non
saturée essentiellement par convection induite par des gradients de pression et de
température, et par diffusion moléculaire dans les pores remplies d’eau et d’air. Les
vitesses d’écoulement d’eau dans la zone non saturée est en général très faible et la
convection de radon via l’eau est considérée comme étant négligeable. Le radon peut
également être adsorbé sur les grains du sol, notamment dans les argiles.
Le transport convectif par les gaz du sol, la diffusion et l’adsorption dépendent de la
teneur en eau du sol et de sa perméabilité. La pression atmosphérique influence
également le flux de radon vers la surface du sol. La température et le vent ont une
influence plus limitées.
Le matériau de couverture obtient ses caractéristiques d’étanchéité par compactage
qui a une forte influence sur sa perméabilité et aussi sur sa redistribution de teneur en
eau.
Etudes CEBTP
Afin de confirmer et d’affiner la validité du principe de couverture retenu, des planches
d’essai de recouvrement sur les stockages du BRUGEAUD et de MONTMASSACROT
ont été réalisés.
La réalisation de planches d’essai avec plusieurs étapes de recouvrement et de
compactage a été accompagnée de mesures radiométriques et géotechniques mises
en œuvre pour évaluer la performance telles que :
−
l’aptitude au compactage des matériaux mis en œuvre,
−
l’atténuation du flux d’émission du radon 222,
−
l’évolution de la perméabilité superficielle,
−
l’atténuation du débit de photons (rayonnement gamma),
• Caractérisation des matériaux
Pour cette couverture, des matériaux tout-venant des verses voisines ont été utilisés.
Leur granulométrie comprend des éléments de 0 à 700 mm. Les matériaux ont été
classés en D4 selon la RTR74 (Classé D3 selon la nouvelle édition GTR 92). Leur
67
mise en œuvre devrait impliquer, selon le même guide, un écrêtage à 500 mm. Ce
traitement permettrait de classer le matériau en C3 (C2Bi selon la nouvelle édition).
Pourcentage de passant (%)
Les deux matériaux caractérisés à Montmassacrot et Bellezane sont très proches en
termes granulométriques (Figure 15) ce qui permet d’envisager le même mode de mise
en œuvre sur site. Ce type de matériau peut être considéré comme très favorable pour
la réalisation de ce type d’application compte tenu de sa courbe granulométrique
étalée et de la perméabilité modérée que l’on peut obtenir après compactage. Il
apparaît clairement que l’écrêtage à 500 mm améliore l’étalement de la courbe.
100
90
80
70
60
Bellezanne brut
Bellezanne < 500
Montmassacrot brut
Montmassacrot <500
50
40
30
20
10
0
0,001
0,01
0,1
1
10
100
1000
Diamètre des particules (mm)
Figure 15 – Courbes granulométriques des matériaux testés à Montmassacrot et Bellezane,
avec ou sans écrêtage à 500 mm.
• Efficacité vis-à-vis du transfert du Radon
Les analyses ont été réalisées par ALGADE par mesure des flux. Avec 1,5 m de
stériles compactés, les flux d’émission de radon 222 (environ 5 x 104 at/m²/s soit 0,1
Bq/m²/s) sont proches des flux naturels mesurés dans l’environnement des sites
miniers (environ 6 x 104 at/m²/s). Sur résidu brut, le flux ayant été mesuré entre 6 à
7.106 at/m²/s, le rabattement est de l’ordre de 200.
Le débit de photons (débit de dose gamma) émanant des résidus stockés sur
Montmassacrot dans l’emprise des planches d’essais était de 5200 c/s SPP2. Cette
valeur chute très rapidement avec un recouvrement de 1 m de stériles (650 c/s SPP2).
Le rajout de 0,5 m supplémentaire n’a pas modifié pas de manière significative le débit
gamma (600 c/s SPP2).
68
• Efficacité du compactage
Le bilan décennal indique que les essais de perméabilité réalisés à l’issue des
opérations de compactage ont mis en évidence des coefficients de perméabilité
superficielle de l’ordre de 10-8 m/s (0,6.10-8 à 2,8.10-8 m/s pour les résidus), limitant
l’émanation de radon et l’infiltration des eaux météoriques. Ces valeurs sont assez
différentes de celles annoncées dans les rapports d’essai du CEBTP qui sont
comprises entre 3.10-7 et 1.10-6 m/s, a priori plus conformes avec la granulométrie du
matériau. L’origine des valeurs annoncées dans le rapport devra être précisée.
Pour ce qui concerne les opérations de compactage, les planches d’essai ont été
conduites avec un compacteur vibrant de type V3. L’amélioration de la masse
volumique due au compactage sur les matériaux de recouvrement est d’environ 9 %
(1,80 à 1,95 t/m3). Cette procédure, ayant conduit aux objectifs de rabattement de
l’émission de radon telle que présentée précédemment, a été réalisé avec 4 passes.
Le dossier ne précise pas l’épaisseur des couches et si le matériau a été compacté en
une ou plusieurs couches.
On doit rappeler que pour ce type de matériau, il est recommandé que la taille des plus
gros éléments soit inférieure au 2/3 de l’épaisseur de la couche afin d’assurer un bon
« enrobage » des blocs dans la matrice. Pour un compactage faible, le GTR92
préconise une épaisseur maximale de 50 cm avec 6 passes pour ce type de
compacteur.
Les essais à la plaque réalisés par le CEBTP sur les planches d’essais appellent
plusieurs commentaires :
−
les modules de Westergaard obtenus indiquent un état de surface
dégradé par la remontée de fine et d’eau due au compactage. Ce
phénomène est probablement dû à une fréquence et une amplitude de
vibration trop élevées,
−
l’efficacité du compactage en profondeur avec un compacteur de type V3
est limitée et il est probable que la profondeur d’influence ne dépasse
pas 50 cm,
−
Malgré les modules corrects obtenus et un rapport de compactage
satisfaisant, l’utilisation d’une plaque de 60 cm de diamètre ne permet
d’évaluer le compactage au-delà de 50-60 cm.
Compte tenu de cette analyse et des matériels employés, le compactage des
matériaux de couverture ne peut être efficace au-delà de 50 cm de profondeur. En
conséquence, toute couche d’épaisseur supérieure compactée selon cette procédure,
ne peut pas avoir une homogénéité de perméabilité et de densité sur toute sa hauteur.
Ce point est confirmé par le fait que l’addition de 0,5 m supplémentaire n’ait pas
modifié de manière significative le débit gamma sur les planches. La fermeture de la
surface du matériau conduit obtenir un débit de dose qui est celui du stérile. Cette
analyse indique par conséquent que l’épaisseur de la couche compactée est une des
paramètres prépondérants pour l’homogénéité des performances de la couverture vis-
69
à-vis de la réduction du flux de radon, au même titre que la perméabilité et la teneur en
eau.
Au terme de cette analyse, il apparaît important qu’AREVA NC précise le mode
de compactage qui a été effectivement appliqué sur les couvertures. En effet, si
les épaisseurs annoncées en fonction des sites (de 1 à 5 mètres) ont été mise en
œuvre par déversement, régalage et compactage de finition, le flux de radon est
vraisemblablement piloté uniquement par la couche de surface sur une
épaisseur de 30 à 40 cm environ (là où le compactage a été le plus efficace) voir
sur une épaisseur plus réduite qui fait effet de peau par remontée des fines et de
l’eau produisant une cimentation (interprétation des modules de Westergaard).
Au-delà de cette profondeur, le matériau est susceptible de présenter des vides
francs notamment autour des blocs pluri-décimétriques.
Etudes Cécile FERRY – Site de Lavaugrasse
• Présentation de l’expérimentation
L'instrumentation mise en place sur la couverture de Lavaugrasse a eu pour but de
valider des modèles physiques de transfert du Radon dans les milieux poreux (TRACI).
Elle a été réalisée dans le cadre d'un Programme d'Intérêt Commun établi entre l'IPSN
et la COGEMA.
Les conditions limites à la surface de la zone étudiée sont données par les conditions
météorologiques locales. Une station météorologique située à proximité du site a fourni
les mesures des précipitations, de l'ensoleillement, de la pression atmosphérique, de
l'humidité de l'air, des vitesses et direction du vent, paramètres susceptibles
d’influencer la migration du Radon.
L'instrumentation a porté sur deux sites expérimentaux (site 1 et site 2) situés sur la
couverture du stockage de Lavaugrasse, le premier au centre et le second en bordure.
La localisation exacte n’est pas renseignée dans le mémoire. D'après les coupes
fournies par la COGEMA, l'épaisseur de la couverture a été estimée à 5 m au droit des
deux sites.
Les matériaux de couverture ont été instrumentés entre janvier 1998 et l’été 1999. Au
cours de l’expérimentation de nombreux paramètres physiques qui ont été suivis ; ils
sont rappelés dans le Tableau 16.
70
Site
expérimental
Hauteur
totale de
couverture
Mesures

Site 1
5 m env.

Site 2
5 m env.

Date de mise
en place
Précipitations, ensoleillement,
humidité, l'air, température de
l'air, pression atmosphérique,
vitesse et direction du vent
Teneurs en eau et températures
à 15, 50, 100 et 130 cm de
profondeur
Pressions capillaires à 15, 50,
100 et 130 cm de profondeur
Concentrations de radon dans la
phase gazeuse à 25, 50 et 100
cm d e profondeur
Flux de radon à la surface
Niveau piézométrique
Septembre 1997
Teneurs en eau et températures
à 15, 50, 100 et 130 cm de
profondeur
Pressions capillaires à 15, 50,
100 et 130 cm de profondeur
Concentrations de ra don dans
la phase gazeuse à 25, 50 et
100 cm de profondeur
Flux de radon à la surface
Niveau piézométrique
Décembre 1997
Septembre 1997
Septembre 1997
Septembre 1997
Janvier 1998
Juin 1999
Décembre 1997
Décembre 1997
Janvier 1998
Juin 1999
Tableau 16- Rappel des paramètres analysés sur les deux sites expérimentaux de la couverture
de Lavaugrasse
• Caractéristiques des matériaux
Sur chaque site, la couverture est formée de stériles de granulométrie très étendue,
compactés. Les sables et graviers (particules supérieures à 2 mm) et des blocs
avoisinant un mètre y sont très nombreux et occupent plus de 50 % du volume du
matériau. Cette description visuelle des matériaux corroborent les observations faites
sur le site au cours de la visite du 30 mai 2006 et les essais de CEBTP (Figure 16).
Les matériaux de Lavaugrasse sont légèrement plus fins mais la fraction qui pilote la
perméabilité (<100µm) est assez comparable (Figure 17).
Une évaluation de la teneur en radium naturelle moyenne du matériau de couverture a
été déterminée par spectrométrie gamma sur une dizaine d'échantillons prélevés entre
5 et 10 cm de profondeur autour de chaque site. Les teneurs en radium 226 sont de
1750 Bq/kg (± 894) sur le site 1 et 275 Bq/kg (± 160) sur le site 2.
71
100
90
80
Bellezanne brut
70
60
50
Montmassacrot <500
Bellezanne < 500
Montmassacrot brut
Lavaugrasse Site 1
Lavaugrasse Site 2
40
30
20
10
0
0,001
0,01
0,1
1
10
100
1000
Figure 16 – Courbes granulométriques des matériaux testés à Montmassacrot et à Lavaugrasse
40
35
30
Bellezanne brut
Bellezanne < 500
Montmassacrot brut
Montmassacrot <500
25
20
Lavaugrasse Site 1
Lavaugrasse Site 2
15
10
5
0
0,001
0,01
0,1
1
10
Figure 17 – Distribution granulométrique < 1 mm des matériaux testés à Mobntmassacrot et à
Lavaugrasse
72
La concentration de radon dans la phase gazeuse du matériau de couverture calculée
à 25 cm de profondeur est, en valeur moyenne, peu éloignée de celle mesurée.
L'analyse de ses variations montre qu'elle est assez fortement anti-corrélée à la
pression atmosphérique, dont l'influence est aussi forte que les pluies de faible
intensité.
Pour ce qui concerne l’humidité, l'écart entre les teneurs en eau calculées et mesurées
sur le site 1, est, en moyenne sur la période de temps étudiée, +5 % ou -5 % selon la
profondeur. A 1 mètre de profondeur, la variation de teneur en eau varie peu au cours
de la période d’observation (18 mois), entre 19 et 21%. A 15 cm de profondeur,
l’amplitude des variations est importante, entre 10 et 20%, et logique compte tenu des
fluctuations saisonnières et des cycles de dessiccation-humidification.
Le moteur de variation est dominé par un flux advectif généré par les changements de
la pression atmosphérique alors que cet effet n’apparait pas sur les concentrations
mesurées, ces dernières ne réagissant qu'aux précipitations. La perméabilité introduite
dans le modèle est de 1,2.10-5 m/s, valeur très supérieure aux perméabilités mesurées
lors des planches d’essai et dans le rapport de bilan décennal.
La concentration de radon mesurée à 50 cm de profondeur affiche des variations très
marquées pendant les périodes de pluie au regard de celle mesurée à 25 cm de
profondeur. Ceci peut être le signe d’une différence notable du matériau vers cette
profondeur. Ces variations restent importantes à 1 m.
Ces écarts constatés sont attribués à la perturbation induite dans le milieu lors de la
mise en place des sondes et à la nature très grossière et hétérogène du matériau avec
possible existence de cavités dans le volume de mesure. Ce point est important et
corroborent les commentaires émis plus hauts quant à la compacité des matériaux audelà de 50 cm de profondeur et la possible présence de vides francs autour des blocs
pluri-décimétriques.
L’auteur conclut que les divergences apparues au cours de l'analyse, entre les
concentrations de radon calculées et mesurées, peuvent s’avérer importantes car elles
dépendent plus particulièrement des propriétés de la couverture en profondeur, mal
connues. Il est précisé que ce point n'est pas vrai pour les écoulements de l'eau qui
viennent de la surface. On peut effectivement indiquer que ces écoulements sont
immédiatement pilotés par la couche de surface. L’auteur indique également que la
migration du radon s'effectue sur plusieurs mètres et est généralement ascendante
notamment si il y a un transfert par advection de gaz. Les incertitudes existant sur les
propriétés du matériau en profondeur ont peu affecté les concentrations de radon
observées en moyenne mais plus fortement les régimes transitoires. L’attention est
attiré sur l'interprétation des flux qui met en effet en valeur l'existence d'artefacts de
mesure liés soit à la perturbation du milieu induite par l'implantation des sondes soit à
l'existence de cavités dans le volume de mesure.
4.4.3. Avis sur la transposition de la planche d’essai au site réel
Malgré un excellent potentiel du matériau sélectionné pour la réalisation des
couvertures, des éléments de taille supérieure à 1 mètre ont été intégrés dans la
couverture de Lavaugrasse. L’écrêtage, tel que préconisé dans les rapports du
73
CEBTP, ne semble pas avoir été respecté sur toutes les zones. La méthodologie de
compactage adoptée au cours des planches d’essais ne permet pas une efficacité audelà de 40-50 cm de profondeur. Sans informations sur l’épaisseur des couches
compactées et sur la méthodologie réellement appliquée en cours de chantier, il est
impossible de conclure sur l’homogénéité des performances de la couverture.
D’autre part, aucun dossier de récolement (DOE, rapport de contrôle, etc.) n’est
disponible sur les travaux de réaménagement réalisés sur l’ensemble des sites. Il
apparaît judicieux, à l’issue de 10 années de service, de mettre un place un audit de la
couverture fin d’évaluer physiquement la structure et de pouvoir infirmer ou confirmer
les hypothèses émises sur les limites de la méthodologie de compactage définie à
l’issue des planches d’essais.
Des mesures de flux de radon sur des sites judicieusement sélectionnés à la surface
des couvertures doivent être entreprises car elles constituent le contrôle qualité le plus
adapté.
4.4.4. Evaluation de la durabilité des matériaux de couverture
Déformations d’origine mécanique
Il existe des situations où la couverture est soumise à des tensions, des flexions ou
des cisaillements dus aux déformations du matériau qui la supporte. Ces flexions
peuvent entraîner des modifications de la perméabilité des sols recompactés. Dans
ces conditions, la perméabilité est affectée par la création d’un réseau de fissures
d’origine mécanique qui imposent des chemins préférentiels à l’écoulement. Dans le
cas des couvertures analysées, les tassements se font à l’échelle des bassins couverts
et les tassements différentiels, relativement limités, ne semblent par avoir affecté
mécaniquement la couverture.
En revanche, des effondrements localisés (de galerie par exemple) pourraient conduire
à l’apparition de fontis particulièrement dommageable pour la couverture.
Le suivi, visuel comme topographique, doit donc être poursuivi.
Influence des cycles dessiccation humidification
Les alternances de dessiccation et d’humidification saisonnières provoquent dans la
masse de sol des tensions qui fissurent le sol en tous sens et de plus en plus finement.
Lorsque le sol humide se dessèche, l’eau s’évapore et les colloïdes se contractent
créant dans la matrice soit des fissures apparentes, soit des zones de moindre
résistance : le sol se délite, se brise facilement. C’est l’effet de retrait qui est
généralement progressif. En profondeur, la dessiccation estivale des sols argileux fait
apparaître une fissuration verticale, leur donnant une structure prismatique
caractéristique.
74
Les matériaux utilisés sur les sites analysés ont une granulométrie très étalée,
comme indiqué préalablement, avec une fraction grossière (1-500 mm) très
importante. Cette fraction confère au matériau, une fois compacté, un squelette
qui reprend en grande partie les contraintes à l’origine des fissures de
dessiccation. En conséquence, le matériau utilisé est beaucoup plus résistant
qu’un matériau argileux ou limoneux et l’épaisseur sur laquelle il a été mis en
œuvre permet de s’affranchir de la profondeur d’influence du phénomène (40-50
cm dans la région). En revanche, si des vides sont présents dans la couverture
au-delà de l’efficacité du compactage (comme évoqué plus haut), des
communications préférentielles pour les gaz peuvent se produire après des
périodes d’intense sécheresse.
Influence des cycles gel-dégel
Les effets des cycles de gel-dégel sont comparables à ceux de dessiccationhumidification. Ils peuvent entraîner une augmentation de la perméabilité des sols de
plusieurs puissances de 10 dans en raison de la modification de la structure du
matériau par fissuration. Dans les sols compactés initialement humides, la formation
des cristaux de glace est importante et soulève le sol. L’influence du phénomène est
plus importante pour les matériaux présentant une perméabilité initiale très faible
(Figure 18). L’augmentation de la perméabilité est plus significative dans les premiers
cycles en raison de la modification radicale de la structure du matériau à ce stade
(Figure 18). Les fissures créées par les cycles suivants sont secondaires et ont moins
d’effet sur la perméabilité.
1.E-08
10000
perméabilité (m/s)
rapport de perméabilité
1000
100
10
1.E-09
1.E-10
1
0
1E-11
1.E-11
1E-10
1E-09
1E-08
1E-07
perméabilité avant cycles (m/s)
1E-06
0
2
4
6
nombre de cycles gel-dégel
Figure 18 - Exemles de fuseaux des rapports de perméabilité par rapport à la perméabilité à
l’état initial obtenu sur 10 argiles nord-américaines et influence du nombre de cycles gel-dégel
sur la valeur de la perméabilité (d’après Othman et al., 1994)
75
Le matériau mis en œuvre sur les sites est peu gélif et compte tenu du retour
d’expérience (10 ans), l’altération due au phénomène de gel-dégel peut être
considérée comme pratiquement achevée. Néanmoins, à l’échelle de 300 ans,
peut se produire un évènement de gel exceptionnel qui pourrait altérer plus en
profondeur la structure. L’épaisseur de matériau mise en œuvre reste pour ce
phénomène un gage de sécurité.
Influence de l’activité biologique
Les êtres vivants granulent le sol en le divisant et en le cimentant par les matières
organiques qu’ils produisent. Parmi les animaux, les vers de terre jouent un rôle
important ; leurs galeries, qui cheminent dans tous les sens accélèrent les flux et en
même temps l’aération. Les micro-organismes, quant à eux, contribuent également à la
granulation des couches de surface du sol. Les racines, qui sont inévitables,
fragmentent les sols quelle que soit leur résistance mécanique en s’introduisant dans
les moindres fissures qu’elles agrandissent. Pendant toute leur durée de vie, les
racines n’ont pas d’effet particulièrement négatif sur la perméabilité des sols. En
revanche, lorsqu’elles meurent, elles laissent des conduits tubulaires, généralement
remplis d’humus, qui constituent des chemins de circulation privilégiés.
Le matériau mis en œuvre sur les sites n’est pas naturellement fertile. La
végétation qui s’y est développée est une végétation herbacée à faible
développement racinaire. De plus, le squelette grossier et compacté du matériau
limite la pénétration racinaire. Un entretien régulier doit être mis en place afin
d’éviter le développement d’espèces plus pénétrantes qui à terme sont
susceptibles d’atteindre les stériles et de péricliter.
Résistance à l’érosion
Les phénomènes décrits précédemment montrent que le matériau utilisé présente des
caractéristiques favorables à la réalisation durable en comparaison avec une
couverture argileuse classique. Ses capacités de drainage intrinsèques (perméabilité
modérée), son squelette grossier, la géométrie des ouvrages ainsi que la couverture
végétale permettent de considérer que les couvertures ont un potentiel d’érosion
réduit.
On admet que la tolérance de perte par érosion ne doit pas dépasser 0,5 kg/m²/an. Ce
taux représente une perte de 8 cm sur 300 ans largement sécuritaire par rapport à
l’épaisseur des structures rencontrées. L’exploitant pourra mettre en place des témoins
d’érosion sur les plus fortes pentes dans le cadre du suivi des sites afin d‘évaluer la
cinétique de ce phénomène.
76
4.5. CONCLUSION SUR L’EFFICACITE DES COUVERTURES ET
RECOMMANDATIONS
4.5.1. Points de surveillance vis-à-vis de la stabilité géométrique
Brugeaud
Le site ne présente pas de risque d’instabilité vis-à-vis d’une crue milléniale de la
Gartempe. L’absence d’embâcle et de dépôts importants d’alluvions modifiant la
section courante de la rivière restera à surveiller dans l’avenir.
Etant donné la distance entre le toit des galeries et le fond de la MCO et de la digue
ainsi que de la nature du terrain (granite), le risque de remontée d’une cloche
d’effondrement est très faible. De plus, compte tenu de la hauteur des résidus stockés,
l’impact en surface resterait de toute manière très réduit.
Montmassacrot
D’après Coyne et Bellier, un risque de dégradation à long terme du bouchon (coulé
dans la descenderie et la recoupe 1 d’accès au dépilage 142) et de la dalle béton suivi
d’un remplissage progressif de la mine à ciel ouvert par les résidus de stockage
subsiste bien que peu probable. Cependant la dépression qui se formerait en surface
serait réduite à quelques dizaines de centimètres et ne présenterait pas de risque
majeur d’instabilité de la digue.
Il a été constaté que le fossé périphérique est localement envahi par la végétation, ce
qui réduit sa capacité d’évacuation. Il convient de limiter la prolifération des végétaux.
Dans le cas de digues à stériles associées à une mine souterraine, un autre facteur de
risque est la présence fréquente de galeries d’exploration ou de chambres
d’exploitation à l’aplomb des digues et bassins; lorsque ces galeries sont peu
profondes et que leur soutènement s’altère, leur effondrement – plus ou moins
inéluctable à terme – peut provoquer des fontis qui remontent en surface et risquent
d’affecter l’intégrité des digues et bassins.
Il faut savoir cependant que les bassins de type (a) ne sont pas totalement à l’abri de
certains désordres géotechniques, pouvant affecter à terme l’intégrité de leur système
de couverture, tels que :
−
tassements différentiels de résidus compressibles à l’aplomb des flancs
de la MCO, pouvant conduire à la fissuration de la couche de couverture
si cette dernière est mise en œuvre trop précocement (les tassements
atteignent couramment 10 % de l’épaisseur de résidus fins stockés) ;
−
glissement ou éboulement d’un flanc de la MCO situé au-dessus du
niveau de remplissage par les résidus uranifères ;
77
−
soutirage de résidus fins à travers des fractures naturelles ou artificielles
débouchant en fond de fosse ;
−
effondrement d’anciennes galeries d’exploitation situées sous la fosse,
pouvant déboucher en surface sous forme de fontis.
Lavaugrasse
Un reprofilage de la dépression située au Sud du bassin de stockage de boues et due
aux tassements différentiels des résidus apparaît nécessaire.
4.5.2. Surveillance vis-à-vis de la durabilité des matériaux
L’analyse des documents a mis en évidence les qualités intrinsèques du matériau de
couverture qui possèdent des caractéristiques compatibles avec la durabilité à 300 ans
attendue. Il s’agit en effet d’un matériau naturel mis en œuvre sur des épaisseurs
importantes (plusieurs mètres) qui possède une granulométrie qui lui confère une
excellente résistance à l’altération et à l’érosion.
La performance en termes de rabattement du flux de radon est satisfaisante au regard
des résultats des planches d’essais et sites pilotes. En revanche, aucune vérification
n’a été réalisée lors des travaux de couvertures des différents sites ce qui rend difficile
la validation de la méthodologie de mise en œuvre. Des anomalies ont pu être
constatées avec l’analyse des planches d’essais ce qui justifie la réalisation d’un audit
technique des ouvrages afin d’évaluer l’homogénéité de ses caractéristiques sur son
épaisseur. Il est en effet possible que le flux de radon ne soit contrôlé que par une
couche de faible épaisseur et très superficielle très sujette à l’altération et à la variation
saisonnière de ses paramètres (teneur en eau).
La mission de contrôle devra comprendre au minimum :
78
−
une
cartographie
géophysique
de
surface
(électrique
ou
électromagnétique) qui permettra, à défaut de donner des indications sur
l’épaisseur, de mettre en évidence des hétérogénéités de teneur en eau,
de granularité, la présence de zones décomprimées, susceptibles
d’affecter la réduction du flux de radon ;
−
la sélection, à partir de la cartographie précédente (secteurs de forts
surveillance sur lesquelles seront réalisés :
des essais de perméabilité in situ en surface et en forage,
des analyses granulométriques,
un suivi du flux de radon (au moyen de chambres à flux) et de la
teneur en eau sur au moins un an,
un sondage à la pelle mécanique pour visualisation de la
compacité des matériaux, accompagné éventuellement d’essais
pénétrométriques (risque de refus rapide en raison de la
présence de blocs).
5. Conclusions
La présente tierce-expertise a porté sur la « vérification que la totalité des possibilités
de réduction à la source de radioéléments a bien été explorée, tant vis-à-vis du vecteur
(air, eau) que du polluant radiologique ». Elle s’est attachée plus particulièrement à
évaluer le volet traitement des eaux d’exhaure minières, le volet lixiviation des verses à
stériles par les eaux météoriques et le volet efficacité des couvertures vis-à-vis des
vecteurs air et eau.
On ne relève pas globalement d’impact significatif sur le milieu naturel. Les stations de
traitement du site minier de la Crouzille respectent les limites réglementaires en
moyenne annuelle pour les radionucléides. De nombreux points de prélèvements sont
réalisés en pied de verses ou en sortie des MCO remblayées avec des stériles et
permettent de vérifier dans la configuration hydrologique actuelle à partir des analyses
Ra, U, le faible impact de ces eaux dans le réseau hydrographique. L’analyse des
documents a mis en évidence les qualités intrinsèques des matériaux de couvertures
mises en place sur les résidus miniers, elles possèdent des caractéristiques
compatibles avec la durabilité à 300 ans attendue.
Toutefois, les stations de traitement, les capacités des bassins de réception et les
pompes nécessitent des ajustements en termes de dimensionnement. Le type de
traitement est efficace mais certains paramètres opératoires (débit et nature des
réactifs, ordre des ajouts…) pourraient être optimisés. Les documents disponibles ne
permettent pas de faire une analyse approfondie des processus de dégradation liés à
la lixiviation des verses à stériles par les eaux météoriques. Une meilleure
connaissance physico-chimique du matériau stocké et sa variabilité, et une meilleure
définition des contextes hydrologiques autour des verses sont nécessaires pour
évaluer le risque de transfert de pollution des verses à stériles par le vecteur eau. Des
planches d’essais de couverture ont permit de vérifier la performance en termes de
rabattement du flux de radon. En revanche, aucune vérification n’a été réalisée lors
des travaux de couvertures des différents sites ce qui rend difficile la validation de la
méthodologie de mise en œuvre. Des anomalies ont pu être constatées avec l’analyse
des planches d’essais ce qui justifie la réalisation d’un audit technique des ouvrages
afin d’évaluer l’homogénéité de ses caractéristiques sur son épaisseur. Il est en effet
possible que le flux de radon ne soit contrôlé que par une couche de faible épaisseur
et très superficielle très sujette à l’altération et à la variation saisonnière de ses
paramètres (teneur en eau).
Les recommandations proposées sont les suivantes :
•
Concernant le traitement des effluents :
o
Une augmentation de la capacité du bassin de réception et/ou celles
des pompes pour écarter tout risque débordement,
79
•
•
80
o
L’étude à l’aide d’un modèle numérique de mécanique des fluides des
conditions de mélange pour optimiser le dosage des floculants utilisés,
o
Une caractérisation des constituants majeurs de l’eau à traiter ainsi que
la caractérisation de la matière en suspension du point de vue chimique,
minéralogique et morphologique et les tests en laboratoire de nouveaux
types de floculants,
o
L’évaluation des autres pollutions métalliques dans les eaux
susceptibles d’être entraînées par la présence de drainage minier acide,
o
Un redimensionnement des bassins de décantation,
o
Ajustement du chlorure de baryum et du sulfate d’aluminium ;
Concernant les effets de la lixiviation des verses à stériles
o
une évaluation plus précise du potentiel minier acide,
o
la définition d’un programme pour faire des études de sensibilité et des
modèles hydrogéochimiques rédictifs prenant en compte le terme
source (verses, dépôts, ….), les termes de transfert, l’impact sur la
ressource, selon des scénarios de crise nous paraît essentiel,
o
des aménagements physiques préventifs autour des verses pour limiter
l’impact dans l’environnement de manière pérenne et pour diminuer le
transport particulaire ;
Concernant le milieu air et la durabilité des couvertures, une mission
comprenant au minimum :
o
une cartographie géophysique de surface qui permettra, à défaut de
donner des indications sur l’épaisseur, de mettre en évidence des
hétérogénéités de teneur en eau, de granularité, la présence de zone
décomprimées, susceptibles d’affecter la réduction du flux de radon,
o
la sélection, à partir de la cartographie précédente (secteurs de forts
surveillance sur lesquelles seront réalisés :
• des essais de perméabilité in situ en surface et en forage,
• des analyses granulométriques,
• un suivi du flux de radon et de la teneur en eau sur au moins un
an,
• un sondage à la pelle mécanique pour visualisation de la
compacité des matériaux, accompagné éventuellement d’essais
pénétrométriques.
6. Bibliographie
Bellec C., Enard D., Gandin C., Abesse C. (2003) - Acidification des eaux météoriques
au contact de la pyrite dans une verse et conséquences environnementales. Travaux
d’initiative personnelle encadrée.
Cathelineau M., Guerci A., Peiffert C, Cuney M. (1997) – Evaluation des teneurs en
élément des eaux mises en contact avec les stériles miners. Rapport de synthèse des
travaux 95-96. Rapport Cregu 1997.
Cathelineau M., Ahamdach N., Cuney M. (1995) – Caractéristiques minéralogiques et
géochimiques des stériles miniers de Cogema et SMJ. Rapport Cregu 1995.
Ferry, C., 2000, La migration du radon 222 dans un sol, Application aux stockages de
résidus issus du traitement des minerais d’uranium. Thèse de Doctorat UNIVERSITE
DE PARIS-SUD - U.F.R. SCIENTIFIQUE D'ORSAY.
Guide technique SETRA : Réalisation des remblais et couches de formes, Fascicule II,
annexes Techniques, Edition de juillet 2000, 2ème édition.
Koch-Mathian J.Y. (2001) - Méthodologie d’évaluation de la stabilité des digues à
stériles uranifères. Application à deux sites pilotes. BRGM/RP-51068-FR, 99 p., 6 fig.,
2 tabl. 3 ann
Marignac C., Cuney M. (1999) - Ore deposits of the French Massif Central: insight into
the metallogenesis of the Variscan collision belt. Mineralium Deposita, 34, 472-504.
Othman, M. A., Benson, C. H., Chamberlain, E. J. and Zimmie, T. F., Laboratory
Testing to evaluate Changes in Hydraulic Conductivity of Compacted Clays Caused by
Freeze-thaw : State-of-the-Art, Hydraulic Conductivity and Waste Contaminant
Transport in soil, David E. Daniel and Stephen J. Trautwein, Eds., Philadelphia,1994,
American Society for Testing and Materials, pp 227-254, ASTM STP 1142.
Wedepohl, K.H., 1978, Handbook of geochemistry: Berlin, Springer Verlag, volumes II1 to II-5, chapter paginated
81
Annexe 1
Techniques de traitement des effluents de mines
d’uranium
83
Contexte
Cette étude bibliographique non exhaustive a permis de relever différentes techniques
de traitement des effluents de mines d’uranium.
Les traitements des effluents peuvent se regrouper en deux familles :
−
Les traitements actifs : résines échangeuses d’ions, nanofiltration,
osmose inverse, précipitation, adsorption ;
−
Les traitements passifs : zones humides, barrière perméable réactive,
l’utilisation de micro-organismes et atténuation géochimique naturelle.
Lors de la production d’uranium, les traitements actifs d’effluents sont majoritaires.
Ensuite, lors de la réhabilitation des sites et leur gestion à long terme, l’utilisation des
technologies passives augmente.
Résines échangeuses d’ions
La technique des résines échangeuses d’ions est utilisée avec succès en Chine dans
l’industrie de l’uranium depuis la fin des années 1970 afin de récupérer l’uranium des
eaux de mines (Zhang et al., 2004a). Différents paramètres ont été étudiés pour la
récupération de l’uranium avec différentes résines. Un site minier en Chine utilise ce
type de traitement d’effluents de mines d’uranium (Zhang et al., 2004c).
En Allemagne, les eaux du bassin d’Helmsdorf sont traitées dans un premier temps par
des résines échangeuses d’ions afin de récupérer l’uranium qu’elles contiennent
(Kiessig et al., 2004). Les résines sont régénérées ensuite en utilisant la technique de
la nanofiltration.
En Argentine, afin de traiter des effluents liquides qui ont été accumulés dans un
bassin, les résines échangeuses d’ions (cationique ou cationique-anionique) ont été
envisagées (Asenjo, 1999). Elles permettent de réduire les quantités de contaminant
dont les radionucléides. Cependant, cette méthode génère une quantité importante de
solutions de régénération (25 % du volume traité pour les cationiques et 50 % pour les
cationique-anioniques) qu’il faut ensuite gérer.
En Hongrie, afin de réduire la concentration en radium, l’utilisation d’une résine
échangeuse d’ions spécifique a été envisagée (Csövari et al., 2004). Cette résine
présente une très bonne efficacité. Cependant, il se pose le problème de la
régénération de la résine.
Lors d’une étude d’un procédé alternatif du traitement du radium en Inde, l’uranium est
préalablement éliminé de l’effluent par des résines échangeuses d’ions (Mathur et
Murthy, 2004).
85
Les résines échangeuses d’ions semblent être utilisées uniquement dans des cas
possibles de valorisation de l’uranium. Pour le traitement des effluents, la régénération
des résines semble très problématique.
Nanofiltration
En Australie, la nanofiltration des effluents miniers a été étudiée à l’échelle laboratoire
(Macnaughton et al., 1999). La nanofiltration est une technique de séparation par
membrane entre l’ultrafiltration et l’osmose inverse. Ces effluents sont plus concentrés
en radioéléments que ceux du site de la Crouzille (en moyenne entre 2 et 10 fois plus
concentrés). Différents types de membranes ont été testés. Celles-ci permettent de
retenir la majorité de l’uranium. Cependant, la séparation du radium est beaucoup plus
dépendante du type de membrane. D’autres études plus récentes montrent de bonnes
performances de séparation de sulfate, manganèse, uranium et radium (Ring et al.,
2004).
En Allemagne, après le traitement des eaux du bassin d’Helmsdorf par des résines
échangeuses d’ions, l’uranium est récupéré par l’utilisation de la technique de la
nanofiltration afin de régénérer les résines (Kiessig et al., 2004).
Osmose inverse
L’osmose inverse est la technique la plus communément utilisée pour traiter des eaux
souterraines contaminées suite au lessivage in-situ du minerai d’uranium (Davis et
Curtis, 2005).
Au Canada, depuis 1996, une installation d’osmose inverse permet de traiter des
effluents miniers de Key Lake (Jarrell, 2004). Initialement prévue surtout pour traiter le
nickel, elle permet également de réduire les concentrations des radionucléides à plus
de 95 %. Les concentrations en radionucléides des effluents canadiens sont
légèrement moins importantes que celles du site de la Crouzille. Un prétraitement est
toutefois nécessaire pour éliminer les ions ferriques.
Précipitation
• Neutralisation
Afin de traiter les effluents des mines d’uranium, des études ont été réalisées en
Australie pour un traitement à la chaux ou à la dolomite chauffée (Ring et al., 2004). De
plus, une modification du procédé permet de densifier les boues de décantation. Ce
procédé montre une bonne rétention des polluants dont les radionucléides. Bien que
les concentrations initiales en radionucléides soit légèrement supérieures à celles des
effluents des mines de la Crouzille, après traitement de neutralisation, les seuils de
rejet français sont respectés. Toutefois, le radium n’est pas aussi bien piégé que les
autres polluants. Il est alors envisagé un traitement secondaire avec, par exemple, une
addition de chlorure de baryum pour atteindre 0,1 Bq/l.
86
• Chlorure de baryum
La neutralisation induit la précipitation de la majorité des polluants sauf le radium. La
majorité des procédés utilise alors du chlorure de baryum.
En Ukraine, le traitement des effluents miniers de Ingulskaya et de Smolino utilise un
procédé standard par ajout de réactifs chimiques (chlorure de baryum, chaux et
polyacrylamide comme floculant) avant coagulation et décantation (Molchanov et al.,
2004). Les produits sont ensuite filtrés avant recyclage ou évacuation dans le milieu
naturel ou dans le minerai.
En Hongrie, après avoir envisagé de traiter le radium par une résine échangeuse
d’ions spécifique qui pose des soucis de régénération, la technique conventionnelle de
précipitation avec du chlorure de baryum a été retenue (Csövari et al., 2004).
Au Canada, le traitement des effluents de la mine de Key Lake se fait en différentes
étapes : réduction du radium par du chlorure de baryum, neutralisation à la chaux et
floculation avant décantation (Jarrell, 2004).
Toujours au Canada, le traitement d’effluents de la mine de Cigar Lake est effectué par
différents ajouts : acide sulfurique, sulfate de fer, chlorure de baryum, chaux et à
nouveau du chlorure de baryum après un bassin de décantation (Edwards, 1999). Les
effluents ont été préalablement neutralisés et clarifiés. La méthode standard pour
éliminer le radium soluble est l’addition de chlorure de baryum. Cependant, ce procédé
est efficace seulement pour les solutions claires : il est inefficace pour les boues.
Néanmoins, l’ajout de chlorure de baryum a été testé sur les boues de résidus de
lessivage acides préalablement à la neutralisation. Cette opération a permis de réduire
la concentration en radium soluble sous les seuils d’acceptabilité.
Le traitement du radium avec du chlorure de baryum donne de bon résultats mais
seulement lorsque du sulfate est présent dans l’effluent (Zhang et al., 1999).
Cependant, le sulfate de baryum formé a des médiocres propriétés de sédimentation,
ce qui induit des grands bassins de décantation (Zhang et al., 1999 ; Zhang et al.,
2004c). De plus, les sédiments formés contiennent une grande quantité d’eau, ce qui
induit des difficultés à les compresser (Zhang et al., 2004b). Afin de densifier la boue
de sédimentation, une adaptation du procédé de traitement est envisagée : recycler la
boue lors de l’ajustement du pH à 11. Ceci permet également de réduire la
consommation de réactifs.
En Allemagne, après la récupération de l’uranium des eaux du bassin d’Helmsdorf par
résines échangeuses d’ions et nanofiltration, les autres polluants sont traités par
précipitation avec du chlorure de baryum et du chlorure de fer (Kiessig et al., 2004). Un
agent floculant est ajouté pour faciliter la filtration. Les eaux du bassin de SchlemaAlberoda sont traitées par une précipitation sélective et floculation dans différents
réacteurs (Kiessig et al., 2004). D’abord, de l’acide chlorhydrique et de l’air sont
ajoutés pour éliminer les carbonates. Le radium est alors traité par l’ajout de chlorure
de baryum. Un polymère est ensuite ajouté pour floculer l’uranium. Du chlorure de fer
est ajouté pour précipiter les hydroxydes de fer et y adsorber l’arsenic. Enfin, le
87
manganèse est séparé par l’ajout de KMnO4 et de soude avant la floculation et
filtration.
En Argentine, des effluents liquides ont été accumulés dans un bassin (Asenjo, 1999).
Différents traitements ont alors été développés à l’échelle laboratoire et une installation
pilote a été mise en place. Les études laboratoires concernent des traitements à la
chaux (froid ou chaud) et des traitements par résines échangeuses d’ions (cationique
ou cationique-anionique). La contamination en radionucléides de cet effluent est très
proche de celle des effluents du site de la Crouzille. Cependant, l’effluent est
également concentré en NH4+ et en Mn. Le traitement à la chaux à froid avec du
chlorure de baryum réduit les concentrations des contaminants sous les limites.
Cependant, sans la présence de chlorure de baryum, la concentration en radium est
toujours assez importante. Le coût de ce traitement est faible. Le traitement à la chaux
chauffée à 97 °C avec du chlorure de baryum, réduit également la concentration en
polluants. Le chauffage des effluents augmente le coût de ce traitement. Comme à
froid, l’absence de chlorure de baryum ne permet pas de réduire correctement la
concentration en radium. Cependant, le traitement à la chaux (froid ou chaud) ne
permet pas de réduire la concentration en sulfate et en matières en suspension. Les
résines échangeuses d’ions testées posent un problème de gestion des solutions de
régénération. Finalement, c’est le traitement à la chaux à froid avec du chlorure de
baryum qui a été testé à l’échelle pilote confirmant les résultats des études
laboratoires.
• Hydroxyde de magnésium
En Ukraine, un procédé simple et fiable a été développé pour purifier les effluents
miniers (Bezrodny et al., 1999). Cette technologie est basée sur la co-précipitation de
l’uranium, les radioéléments naturels, le béryllium et les métaux lourds par de
l’hydroxyde de magnésium et du carbonate de calcium. Les sédiments formés peuvent
alors servir de minerai secondaire pour extraire l’uranium. Cette technologie a été
testée sur la mine de Vostgok en montrant des résultats satisfaisants les contraintes
réglementaires. Du fait de la composition des effluents de cette mine, seuls l’ajout de
calcium et d’acide sulfurique sont nécessaires. Les différentes étapes du procédé sont
les suivantes : co-précipitation des éléments par l’ajout de chaux à un pH de 10,5-11
suivi d’une décantation et d’une filtration avant une neutralisation à un pH de 8-8,5.
Cette technique semble convenir dans le cas étudié. Cependant, la composition de
l’effluent avant et après traitement n’étant pas précisée, il n’est pas possible de savoir
si c’est applicable à d’autres effluents miniers.
• Hydroxyde de manganèse
La précipitation d’hydroxyde de manganèse pour le traitement des effluents miniers a
été étudiée en Chine à l’échelle laboratoire (Zhang et al., 1999 ; Zhang et al., 2004d).
Les effluents contiennent déjà la quantité de manganèse adéquate pour le traiter. Les
effluents acides sont neutralisés avec de la chaux pour atteindre un pH de 11. Ainsi, la
plupart des contaminants (U, Th, Mn, SO42-…) sont précipités mais le radium est
toujours présent en solution. Toutefois, l’hydroxyde de manganèse (Mn(OH)2) est
facilement oxydable par une aération à l’air pour former un complexe d’hydroxyde de
88
manganèse hydraté (MnO(OH)2). Celui-ci peut adsorber le radium de façon plus
efficace que la pyrolusite naturelle (MnO2). Il n’y a pas ensuite de largage du radium
adsorbé dans le sédiment. La présence d’Al, Si ou Mg à des concentrations
importantes nécessite alors un aménagement du procédé : soit le temps de
décantation doit être plus important soit le procédé doit être réparti en deux étapes.
L’efficacité du traitement du radium augmente avec l’augmentation du pH, de la
concentration en manganèse, du temps d’aération, du temps de clarification et de la
diminution de la quantité d’impuretés. L’effluent traité se neutralise alors naturellement
avec le CO2 de l’air. Ce type de traitement nécessite ensuite un peu plus de temps
pour la décantation (Zhang et al., 2004d).
• Phosphate
Une étude canadienne a montré que l’ajout de phosphate associé à du carbonate de
calcium induisait la formation d’apatite qui a une grande capacité de rétention de
l’uranium et de ses descendants (Murray et al., 1983). Les niveaux de concentration en
radium obtenus dans les lixiviats sont comparables à la qualité des eaux de grande
qualité.
Adsorption minérale
• Traitement actif
Parmi les méthodes classiques du traitement du radium figure l’adsorption sur de la
barite (BaSO4) ou sur de la pyrolusite (MnO2) (Zhang et al., 1999). L’adsorption sur de
la barite permet de traiter le radium mais il n’y a pas de méthode pour traiter le produit
formé : la barite avec du radium adsorbé. L’utilisation de pyrolusite pour traiter le
radium est une méthode économique d’autant que le produit formé peut être recyclé
dans des procédés de lessivage en qualité qu’oxydant. Cependant, une sélection
attentive de pyrolusite est nécessaire du fait des propriétés d’adsorption variables en
fonction du type de pyrolusite. Un cas concret d’utilisation de pyrolusite dans le
traitement d’effluents uranifère existe en Chine (Zhang et al., 2004c).
En Ukraine, afin de réduire la concentration en radionucléide naturel dans l’eau, des
études ont été menées pour traiter l’eau avec des minéraux naturels adsorbants
(Molchanov et al., 2004). Des argiles (montmorillonite et kaolinite) ainsi que de la
glaise ont été testées. La montmorillonite donne les meilleures efficacités de traitement
mais nécessite des temps importants de sédimentation. Afin d’accélérer le traitement,
l’addition de chaux et de polyacrylamide (floculant) à la montmorillonite permet
d’augmenter l’efficacité et la rapidité du traitement. Les minéraux naturels peuvent être
utilisés comme adsorbant avec succès, voire même remplacer le réactif comme le
chlorure de baryum.
Le traitement du radium des effluents uranifères peut être également effectué par de la
sciure de bois activé ou de la zéolite de synthèse (Zhang et al., 1999).
• Traitement passif
89
Au Kazakhstan, la capacité de sorption de roches à été étudiée en vue de dépolluer les
eaux souterraines (Berikbolov et al., 2004). Deux types de roches ont été observées :
un sable non-oxydé et des zéolites. Ces produits peuvent être utilisés pour dépolluer
des eaux souterraines contentant des grandes concentrations de radionucléides. Les
zéolites sont 10 fois plus efficaces que le sable.
Au Kazakhstan, l’uranium a été extrait du minerai par un lessivage in situ avec de
l’acide sulfurique (Berikbolov et al., 2004). Cette technique a été utilisée après la
démonstration du concept d’auto-restauration des sites. Cependant, ce concept a
nécessité des études supplémentaires de propriétés de sorption-désorption du sable
provenant du minerai, d’études minéralogiques et hydrogéologiques. Les études de
sorptions ont été réalisées à partir de deux sables (gris et jaune) provenant du minerai.
Le minerai d’uranium a de grandes propriétés de sorption du fait de la présence de
minéraux adsorbant. Les minéraux adsorbant réagissent plus efficacement lorsque la
concentration en acide sulfurique est grande. L’influence de celui-ci peut être
minimisée en prenant compte les trois phases du lessivage de l’uranium.
Traitement Biologique
• Traitement actif
Après avoir éliminé l’uranium par des résines échangeuses d’ions et neutralisé la
solution, le traitement du radium est envisagé en utilisant différentes bactéries et
champignons (Mathur et Murthy, 2004). La biosorption du radium est notamment
assurée par un champignon sélectif (Pencillium chrysogenum). La biosorption est de
l’ordre de 50 à 68 % avec de la biomasse naturelle et elle peut être améliorée par un
traitement chimique de la biomasse à l’acrylamide. Ce procédé peut remplacer ou se
substituer au traitement au chlorure de baryum.
• Traitement passif
Le concept de l’utilisation de micro-organismes autochtones est de transformer
l’uranium soluble en uraninite et les métaux toxiques en sulfures métalliques (Kiessig
et al., 2004). L’étude est juste à l’échelle laboratoire mais présente des résultats
prometteurs.
Zone humide
L’expérience internationale de l’utilisation de zones humides indique que cette
technique peut réduire nettement les coûts de construction, de contrôle et d’opération
annuelle pour le traitement des effluents (Kiessig et al., 2004). Afin de réduire les coûts
à long terme du traitement des effluents, la faisabilité de cette technique a été évaluée
en Allemagne. Il s’agit d’un traitement passif/biologique qui a été testé à l’échelle pilote.
Après deux ans d’étude, cette technique s’avère efficace pour décontaminer les
effluents.
90
Le traitement d’effluents minier contenant des métaux lourds et des sulfates par des
zones humides artificielles est une technologie qui est utilisée depuis plus de 20 ans
avec des efficacités variables (Ring et al., 2004). Les mécanismes de remédiation des
métaux et du sulfate passent par les plantes. Il est reconnu que les bactéries sulfatoréductrice sont un point clé dans le traitement. Afin de réduire le sulfate, des études ont
été menées en utilisant de la biomasse.
Les eaux de drainage du dépôt d’uranium de Curilo, à l’ouest de la Bulgarie, sont
traitées par une zone humide. Initialement les eaux sont acides (pH 2,7-4,1) et
polluées principalement en arsenic et en sulfate mais également en uranium, radium et
métaux lourds (Groudev et al., 2001). Ces eaux sont plutôt moins concentrées en
radium et plus concentrées en uranium que les eaux d’exhaure de l’ancien site minier
de la Crouzille, tout en restant dans le même ordre de grandeur. Cependant, les débits
des eaux sont nettement plus faibles que ceux rencontrés sur les sites miniers étudiés.
Les taux de récupération des radionucléides est très satisfaisant : l’uranium est
précipité et la majeur partie du radium est adsorbée sur la matière organique et sur des
argiles. Aucun effet négatif sur les plantes et la microbiologie n’est observé.
En Slovénie, la possibilité d’un traitement passif in-situ des effluents des mines
d’uranium a été analysée (Veselic et al., 2002). Ce type de traitement passif semble
prometteur pour la remédiation de l’uranium des effluents miniers. Les zones humides
naturelles ou formées spontanément semblent fonctionner très bien. Les zones
humides fabriquées n’ont pas résisté sur le long terme, ce qui nécessite de plus
amples études.
En Ukraine, des effluents miniers ont été rejetés dans un environnement de marécages
cultivés comportant différents barrages depuis 1974 (Molchanov et al., 2004). Des
analyses de ce site ont été réalisées. La concentration en radionucléides décroit avec
l’éloignement du site minier du fait du traitement passif biologique, ceux-ci sont
principalement accumulés dans la vase. Le radium est plus accumulé par la végétation
que l’uranium en termes d’activité. Un traitement passif biologique utilisant des zones
marécageuses construites permet de réduire effectivement la concentration en
radionucléides des effluents miniers.
Barrières perméables réactives
En Allemagne, l’utilisation de barrières perméables réactives a été envisagée pour
traiter des eaux d’infiltration polluées en uranium, radium et arsenic (Kiessig et al.,
2004). Deux produits ont alors été développés. Le développement d’un prototype est
alors envisagé.
En Hongrie, l’utilisation de barrières réactives est également envisagée pour réduire la
concentration en uranium des effluents (Csövari et al., 2004). Les barrières testées
sont à base de chaux ou de fer zero-valent. Les deux types de barrières réactives
présentent de bons résultats d’atténuation de la concentration en uranium.
91
Atténuation naturelle
L’utilisation des propriétés géochimiques des sols est envisagée pour traiter des eaux
concentrées en magnésium en Hongrie (Csövari et al., 2004).
Conclusion
Cette rapide recherche bibliographique concernant les différents traitements d’effluents
de mines d’uranium a permis de constater que les traitements sont aussi variés qu’il y
a de sources d’effluents. Cependant, ces études se sont focalisées principalement sur
un critère d’efficacité du traitement envisagé. Les coûts des traitements ne sont que
rarement mentionnés.
Dans le cas des traitements passifs, il n’est jamais fait mention du devenir à long terme
des zones où la pollution en radionucléides a été concentrée. En effet, il faut pouvoir
garantir les conditions de fonctionnement des techniques sur le très long terme de
façon à éviter toute transformation ultérieure du fait de modification des conditions
physico-chimiques. Un curage des zones contaminées devrait être envisagé avant une
stabilisation pérenne et un stockage de façon à garantir, à terme, l’innocuité de ces
zones.
D’après la discussion avec le personnel technique d’AREVA, différentes techniques,
relevées dans la littérature, auraient été déjà envisagées mais les informations
correspondantes ne sont pas incluses dans les documents soumis à la tierceexpertise. Une étude bibliographique plus approfondie pourrait peut-être mettre en
évidence d’autres procédés existants. L’ensemble des techniques de traitements actifs
a été globalement envisagé. Cependant, en approfondissant l’étude, il s’avère que
d’autres réactifs dans le cas de la précipitation ainsi que d’autres produits pouvaient
servir d’adsorbant que ceux présentés dans le bilan décennal. Pour ce qui est des
traitements passifs, il semble n’avoir été envisagé que la technique de la zone humide
dans le cas du site minier de la Crouzille. L’utilisation de barrières perméables
réactives, de micro-organismes ainsi que de l’atténuation géochimique naturelle, afin
de remédier sur le long terme aux polluants des effluents miniers, n’est pas
documentée.
Références bibliographiques spécifiques
Asenjo A.R. (1999) – Technical treatment options for the mill effluents of the los
gigantes complex. In : Technical Committee meeting, 1-4 November 1999, Vienna,
Austria. Technologies for the treatment of effluents form uranium mines, mills and
tailings. IAEA-TECDOC-1296, June 2002.
Berikbolov B.R., Kayukov P.G., Vyatchennikova et al. (2004) – Radiochemical
characterization of groundwater in Kazakhstan uranium province, prediction of
influence of uranium ISL well fields on groundwater and environment. In : Treatment of
liquid effluent from uranium mines and mills – Report of a co-ordinated research project
(1996-2000). IAEA-TECDOC-1419, October 2004.
92
Bezrodny S., Bakarzhiyev Y. et Pesmenny B. (1999) – Purification of waste effluents
from uranium mines and mills in Ukraine. In : Technical Committee meeting, 1-4
November 1999, Vienna, Austria. Technologies for the treatment of effluents form
uranium mines, mills and tailings. IAEA-TECDOC-1296, June 2002.
Csövari M., Benkovics I., Berta Z. et al. (2004) – Treatment of liquid effluents from
uranium mines and mills during and after operation. In : Treatment of liquid effluent
from uranium mines and mills – Report of a co-ordinated research project (1996-2000).
IAEA-TECDOC-1419, October 2004.
Davis J.A. et Curtis G.P. (2005) – Consideration of Geochemical Issues in
Groundwater Restoration at Uranium In-Situ Leach Mining Facilities. Draft Report for
Comment. NUREG/CR-6870.
Edwards C.R. (1999) – Methods of evaluating ore processing and effluent treatment
for Cigar Lake ore at the Rabbit Lake mill. In : Technical Committee meeting, 1-4
November 1999, Vienna, Austria. Technologies for the treatment of effluents form
uranium mines, mills and tailings. IAEA-TECDOC-1296, June 2002.
Groudev S.N., Nicolova M.V., Spasova I.I. et al. (2001) – Treatment of acid mine
drainage from an uranium deposit by means of a natural wetland. In : ISEB2001
Phytoremediation conference, 15-17 may 2001, Leipzig, Germany.
Jarrell J.P. (2004) – Liquid effluent treatment initiatives at the Key Lake uranium mine,
Saskatchewan, Canada, 1996-2000. In : Treatment of liquid effluent from uranium
mines and mills – Report of a co-ordinated research project (1996-2000). IAEATECDOC-1419, October 2004.
Kiessig G., Gatzweiler R. et Jakubick A.T. (2004) – Remediation options and the
importante of water treatment at former uranium production sites in eastern Germany.
In : Treatment of liquid effluent from uranium mines and mills – Report of a coordinated research project (1996-2000). IAEA-TECDOC-1419, October 2004.
Macnaughton S.J., McCulloch J.K., Marshall K. et Ring R.J. (1999) – Application of
nanofiltration to the treatment of uranium mill effluents. In : Technical Committee
meeting, 1-4 November 1999, Vienna, Austria. Technologies for the treatment of
effluents form uranium mines, mills and tailings. IAEA-TECDOC-1296, June 2002.
Mathur A.K. et Murthy V.K. (2004) – Biogenic treatment of uranium mill effluents. In :
Treatment of liquid effluent from uranium mines and mills – Report of a co-ordinated
research project (1996-2000). IAEA-TECDOC-1419, October 2004.
Molchanov A., Soroka Y. et Isayeva N. (2004) – Treatment of liquid effluent from
uranium enterprises in Ukraine. In : Treatment of liquid effluent from uranium mines
and mills – Report of a co-ordinated research project (1996-2000). IAEA-TECDOC1419, October 2004.
93
Murray F.H., Brown J.R., FYFE W.S. et Kronberg B.I. (1983) – Immobilization of UTh-Ra in mine wastes by phosphate mineralization. Canadian Mineralogist, 21, 607610.
Ring R.J., Holden P., McCulloch et al. (2004) – Treatment of liquid effluent from
uranium mines and mills during and after operation. In : Treatment of liquid effluent
Veselic M., Gantar I., Karahodzic et Galicic B. (2002) – Towards passive treatment
of uranium mine waters. Umweltbundesamt/Federal Environment Agency – Austria,
116-128.
Zhang J., Shaoqing C. et Jing Q. (1999) – Research on the removal of radium from
uranium effluent by air-aeration hydrated manganese hydroxide adsorption. In :
Technical Committee meeting, 1-4 November 1999, Vienna, Austria. Technologies for
the treatment of effluents form uranium mines, mills and tailings. IAEA-TECDOC-1296,
June 2002.
Zhang J., Shaoqiang C., Jing Q. et Song R. (2004) – Study on the technology for the
development of macroporous resin adsorption for high purification of uranium effluent.
In : Treatment of liquid effluent from uranium mines and mills – Report of a coordinated research project (1996-2000). IAEA-TECDOC-1419, October 2004.
Zhang J., Shaoqing C., Sun R. et Jing Q. (2004) – Barium chloride precipitationsludge recycle to treat acidic uranium industrial effluent. In : Treatment of liquid effluent
Zhang J., Shaoqing C., Sun R. et Jing Q. (2004) – Analysis and evaluation of water
coming from several uranium processing areas. In : Treatment of liquid effluent from
uranium mines and mills – Report of a co-ordinated research project (1996-2000).
Zhang J., Shaoqing C. et Jing Q. (2004) – Research on the removal of radium from
uranium effluent by air-aeration hydrated manganese hydroxide adsorption. In :
Treatment of liquid effluent from uranium mines and mills – Report of a co-ordinated
research project (1996-2000). IAEA-TECDOC-1419, October 2004.
94
Annexe 2
METAL MINE ROCK AND WASTE
CHARACTERIZATION TOOLS:AN OVERVIEW
95
METAL MINE ROCK AND WASTE CHARACTERIZATION TOOLS:
AN OVERVIEW
Posted on the Acid Drainage Technology Initiative - Metal Mining Sector web page at
www.mackay.unr.edu/adti
Kim Lapakko, ADTI-MMS
Minnesota Department of Natural Resources
Division of Lands and Minerals
500 Lafayette Road, St. Paul, MN 55155-4045
[email protected]
1.
INTRODUCTION
Effective and efficient remediation of abandoned metal mine wastes requires tailoring remedial
designs to the quality (and quantity) of drainage from the mine waste. Mine wastes that generate
problematic drainages may require robust measures, whereas mine wastes that generate
environmentally benign drainage may require no remediation whatsoever. The quality of drainage
from mine wastes is a function of mine waste composition, which is variable even within a mine site.
Furthermore, mine waste drainage quality is variable with time and drainages that appear innocuous
today may acidify in the future. Therefore, to remediate abandoned mine wastes effectively and
efficiently, the present drainage from mine wastes must be determined and the future quality must
be predicted.
The objectives of this presentation are to identify categories of tools available for characterizing
mine wastes and predicting drainage quality, and to enumerate some of the specific tools within
these categories. The analytical focus of these tools ranges from screening large areas of abandoned
mine wastes to determining compositions of individual mineral grains. The presentation which
follows is not intended to provide a complete catalogue of tools or to describe those tools presented
in detail. A list of references is provided to identify more detailed information on topics of interest.
A brief summary of mine waste drainage chemistry is provided to assist the subsequent discussion.
2.
MINE WASTE DISSOLUTION
2.1.
Acid Generation
The following discussion focuses on mineral dissolution reactions that influence mine waste
drainage quality. The reactions presented result in acid production, acid neutralization, and trace
metal release. Within the discussion, some of the solid phases of interest in mine waste
characterization are identified. Detailed discussion of aqueous geochemistry fundamentals and
geochemistry of acid mine drainage is presented by Nordstrom (1999), Nordstrom and Alpers
(1999), Smith (1999) and Smith and Huyck (1999).
There are three general types of acid release from mine wastes: iron sulfide oxidation, dissolution
of soluble iron sulfate minerals, and the dissolution of less soluble sulfate minerals of the
alunite/jarosite series. The oxidation of iron sulfide minerals such as pyrite (FeS2) and pyrrhotite
(Fe1-xS, 0.7 < x < 1.0) is responsible for the majority of acid production by mine wastes (Stumm and
Morgan 1981). Equations 1 and 2 represent pyrite and pyrrhotite oxidation by oxygen (after Stumm
and Morgan 1981; Nelson 1978). In addition to acid (H+), sulfate is also released to solution, and
its presence in mine waste drainage is typically the first indicator of sulfide mineral oxidation. The
iron product presented is ferric hydroxide, although formation of intermediate aqueous ferric
hydroxyl species (e.g. Fe(OH)2+(aq), Fe(OH)3(aq)) will also result in acid production.
FeS2(s) + (15/4)O2(aq) + (7/2)H2O = Fe(OH)3(s) +2SO42!(aq) + 4H+(aq)
(1)
Fe1-xS(s) + [(9-3x)/4]O2(aq) + [(5-3x)/2]H2O = (1-x)Fe(OH)3(s) +SO42!(aq) + 2H+(aq) (2)
Ferric iron can also oxidize sulfide minerals (reactions 3, 4). The amount of acid generated as a
result of the iron sulfide oxidation is the same as that for oxidation by oxygen. The additional acid
generated is due to precipitation of the aqueous ferric iron (left side of equation) as ferric hydroxide
(equation 5).
FeS2(s) + 14Fe3+(aq) + (19/2)H2O + 15/4O2(aq) =
15Fe(OH)3(s) + 2SO42-(aq) + 46H+(aq)
(3)
Fe1-xS(s) + (8-2x)Fe3+(aq) + [(9-3x)/4]O2(aq) + [(53-15x)/2]H2O =
(9-3x)Fe(OH)3(s) +SO42!(aq) + (26-6x)H+(aq)
Fe3+(aq) + 3H2O = Fe(OH)3(s) + 3H+(aq)
(4)
(5)
The rate of iron sulfide oxidation and attendant acid production is dependent on solid-phase
compositional variables and microbial activity, as well as the availability of oxygen and water.
Oxidation rates vary among sulfide minerals, and it is often reported that reactivity decreases in the
order marcasite > pyrrhotite > pyrite (e.g. Kwong and Ferguson 1990). However, different reactivity
rankings have been reported by other authors and may be a function of reaction conditions, trace
element concentrations of the minerals, and crystal-morphology characteristics, among other factors
(Jambor 1994; Plumlee 1999). For a given sulfide mineral, the oxidation rate increases with the
available surface area. For example, the oxidation of framboidal pyrite, with a high associated
surface area, is reported to be much more rapid than that of euhedral pyrite (Pugh et al. 1984; White
and Jeffers 1994).
Whereas the abiotic rate of pyrite oxidation by oxygen decreases slightly as pH decreases, the
overall abiotic rate increases as pH decreases into a range where ferric iron becomes the dominant
oxidant (Williamson and Rimstidt 1995). Nordstrom (1982) reported that as “pH decreases to 4.5,
ferric iron becomes more soluble and begins to act as an oxidizing agent.” As pH further decreases,
bacterial oxidation of ferrous iron becomes the rate limiting step in the oxidation of pyrite by ferric
iron (Singer and Stumm 1970), which is the only significant oxidizing agent in this pH range
(Nordstrom 1982; Singer and Stumm 1970; Kleinmann et al. 1981). In laboratory tests the
2
pyrrhotite oxidation rate in the pH range of 3.5 to 4.05 was roughly six to seven times that in the
range of 5.35 to 6.1, and the higher rate was attributed to bacterially mediated oxidation (Lapakko
and Antonson 1994). Data presented by Nordstrom and Alpers (1999) suggest that the bacterially
mediated rate of pyrite oxidation by ferric iron is roughly two to three orders of magnitude faster
than the abiotic oxidation by oxygen at pH 2.
These weathering reactions produce acidic, iron- and sulfate-rich waters which can 1) react with
sulfide minerals and accelerate their oxidation, 2) evaporate partially or totally to precipitate
hydrated iron-sulfates and other minerals, and/or 3) contact host rock minerals, which react to
neutralize some or all of the acid. Acidic flow which is not neutralized within the mine waste will
exit as acid rock drainage (ARD).
Hydrated iron-sulfate and trace-metal sulfate minerals (Table 1) precipitate during the evaporation
of acidic, metal- and sulfate-rich water within mine-waste materials and store acid and metals
released by sulfide mineral oxidation. The stored acid and metals can be subsequently released by
additional flow through the mine waste (e.g. rain events, snow melt). The more common hydrated
iron-sulfate minerals that occur as efflorescent salts on the surfaces of weathering pyrite include
melanterite, rozenite, szomolnokite, romerite and copiapite (FeSO4@7H2O, FeSO4@4H2O, FeSO4@H2O,
Fe2+(Fe3+)2(SO4)4@14H2O, and Fe2+(Fe3+)4(SO4)6(OH)2@20H2O, respectively; Alpers et al., 1994).
According to Nordstrom (1982) and Cravotta (1994), these efflorescent salts are highly soluble and
provide an instantaneous source of acidic water upon dissolution and hydrolysis. They are partially
responsible for increased acidity and metals loadings in the receiving environment during rain
events. Their cumulative storage and incremental release may help explain the lag from mine-waste
placement to AMD-formation, particularly in arid climates.
As an example, equations 6, 7 and 8 summarize the step-wise dissolution of melanterite. The net
result of equations 6 through 8 is summarized in equation 9, which shows a net production of two
moles of acid for each mole of melanterite dissolved. Cravotta (1994) showed that a similar aqueous
dissolution of romerite produced six moles of acid for each mole of romerite dissolved.
FeSO4C7H2O(s) = Fe2+(aq) + SO42!(aq) + 7H2O(aq)
(6)
Fe2+(aq) + (1/4)O2(g) + H+(aq) = Fe3+(aq) + (½)H2O(aq)
(7)
Fe3+(aq) + 3H2O(aq) = Fe(OH)3(s) + 3H+(aq)
(8)
FeSO4C7H2O(s) + (1/4)O2(g) = Fe(OH)3(s) + SO42!(aq) + (9/2)H2O + 2H+(aq)
(9)
The alunite-jarosite mineral group consists of sulfate minerals which are less soluble than the
efflorescent sulfate salts (Table 1). According to Nordstrom (1982), the evaporative concentration
of efflorescent iron sulfates leads to the precipitation of the more common iron minerals such as
goethite and jarosite. Similar reaction of efflorescent aluminum sulfates will produce alunite.
Alpers et al. 1994 reported that jarosite is slightly soluble and can, therefore, contribute acid
according to equation 10. For example, preliminary leach studies on natural and synthetic jarosites
3
conducted by the USBM showed a drop in pH from 6 in the deionized water leachant to 3 or 4 after
contact with the jarosites. It should be noted, however, that there is a wide variety of these minerals
and their reactivity is also variable. For example, Alpers (2000) speculated that a pure jarosite or
hydronium jarosite may buffer pH in the range of 1.5 to 3.
KFe3(SO4)2(OH)6(s) = K+ + 3FeOOH(s) + 2SO42!(aq) + 3H+(aq)
(10)
2.2. Acid Neutralization
The balance between the rates of acid production by iron-sulfide mineral oxidation and host-rock
mineral neutralization will determine the acidity of mine-waste drainage. The most effective
minerals for neutralizing acid are those containing calcium carbonate and magnesium carbonate,
including calcite, magnesite, dolomite, and ankerite (CaCO3, MgCO3, CaMg(CO3)2, and CaFe(CO3)2,
respectively). Equation 11 represents the dominant acid-neutralizing reaction of calcite (CaCO3)
above pH 6.4, whereas equation 12 is the dominant reaction below pH 6.4 (Drever, 1988):
CaCO3(s) + H+(aq) = HCO3!(aq) + Ca2+(aq)
(11)
CaCO3(s) + 2H+(aq) = H2CO3(aq) + Ca2+(aq)
(12)
Of the carbonate minerals, calcite (CaCO3) dissolves most rapidly (Busenberg and Plummer 1986).
Relative to calcite, the rate of dolomite [(Ca,Mg)CO3] dissolution is about an order of magnitude
slower (Busenberg and Plummer 1982) and the rate of magnesite (MgCO3) dissolution is about four
orders of magnitude slower (Chou et al. 1989). The rate of siderite dissolution under anoxic
conditions is reported to be three orders of magnitude slower than that of calcite (Greenberg and
Tomson 1992). However, iron and manganese carbonates do not provide net acid neutralization
under oxidizing conditions, due to oxidation of the released iron or manganese, the subsequent
hydrolysis and precipitation of these metals, and the consequent acid production (e.g. equations 7,
8).
Dissolution of silicates such as plagioclase-feldspars (e.g. anorthite in equation 13, Busenberg and
Clemency 1976) and olivine (e.g. forsterite in equation 14, Hem 1970) can also neutralize acid.
However, their rates of dissolution and consequent acid neutralization are slow relative to the
carbonate minerals (Nesbitt and Jambor 1998). For example, White et al. (1999) noted that “at near
neutral pH, the dissolution rate of calcite is approximately 7 orders of magnitude faster than the
dissolution of plagioclase feldspar.” Nonetheless, silicate mineral dissolution can maintain neutral
conditions if the rate of acid production is quite slow (Lapakko and Antonson 1994; Lapakko et al.
1997; Lapakko and Antonson 2002). The effectiveness of silicate minerals in neutralizing acid
increases with increasing mineral surface area which, in turn, increases with increasing mineral
content and decreasing grain size.
CaAl2Si2O8(s) + 2H+(aq) + H2O(aq) = Ca2+(aq) + Al2Si2O5(OH)4(s)
(13)
Mg2SiO4(s) + 4H+(aq) = 2Mg2+(aq) + H4SiO4(aq)
(14)
4
2.3.
Trace Metal Release by Trace Metal Sulfide Oxidation
Trace metals are metals which occur at low average concentrations in the earth’s crust but can be
present at elevated levels in mineralized areas. Trace metals commonly occur as sulfide minerals,
the oxidation of which releases the trace metal from the highly insoluble sulfide phase (e.g. reaction
15). Once released to solution, there are several types of reactions that can influence the migration
and fate of these minerals. Smith and Huyck (1999) present a series of diagrams for the generalized
relative mobility of elements under different environmental conditions, for use as an initial estimate
of metal behavior in surficial environments. At a regional scale, generalizations frequently can be
used to estimate broad trends in metal mobility. However, as the scale becomes increasingly finer,
estimating metal behavior generally becomes increasingly difficult (Smith and Huyck 1999).
In general, metals may remain in solution or be removed in secondary phases. For removal from
solution, trace metals may precipitate as oxides, hydroxides, or carbonates, be adsorbed by surfaces
such as iron oxyhydroxides (Smith 1999), or coprecipitate with other solid phases. In acidic
solutions trace metal removal is limited, and elevated trace metal concentrations are often associated
with these solutions. However, circumneutral drainages can also contain elevated concentrations
of trace metals such as nickel, copper, cobalt (Lapakko 1993a), zinc, manganese (Smith and Huyck
1999), molybdenum (Brown 1989), arsenic, and antimony. Concentrations of molybdenum, arsenic,
and antimony in particular can be elevated even as pH increases above 7.
Oxidation of arsenic and antimony sulfides can produce acid, as can oxidation of the iron sulfide
fraction of mixed sulfide minerals such as chalcopyrite (Plumlee 1999). Other trace metal sulfide
oxidation will produce acid if and only if the metal released hydrolyzes (reaction 16) or precipitates
as a hydroxide, oxide, or carbonate (reaction 17). For most trace metals this will occur only at pH
levels above 6, and as pH decreases below this level the secondary phases will dissolve.
Consequently, they do not generally contribute to acid production observed at lower pH levels.
ZnS(s) + 2O2(aq) = Zn2+(aq) + SO42-(aq)
(15)
Zn2+(aq) + H2O(aq) = Zn(OH)+(aq) + H+(aq)
(16)
Zn2+(aq) + 2H2O(aq) = Zn(OH)2(s) + 2H+(aq)
(17)
5
2.4.
Key Solid-Phase Factors Controlling Mineral Oxidation and Dissolution
Whereas the acid-producing and acid-neutralizing mineral contents, and the balance of these
contents, influence mine waste drainage quality, there are several subtle mineralogical factors which
are also influential. Individual minerals may be entirely liberated from the rock matrix, occur
interstitial to other minerals (partially liberated), or as inclusions within other minerals. The extent
of liberation affects availability for reaction. For example, acid-producing or acid-neutralizing
minerals included within minerals such as quartz will be essentially unavailable for reaction.
Oxidation of sulfide minerals and dissolution of carbonate minerals are surface reactions and,
therefore, the rates of these reactions are dependent on the reactive surface area. Reactivity
decreases as mineral surfaces are covered with coatings, such as iron oxyhydroxides, whereas the
concentration of lattice defects tends to increase reactivity. Mineral surface area is dependent on
the extent to which the mineral is liberated from the rock matrix, mineral grain size, and the
“roughness” of the mineral surface.
3.
GEOENVIRONMENTAL MODELS
Geoenvironmental models provide an initial assessment of potential water quality impacts based on
characteristics of the mineral deposit. An initial compilation of geoenvironmental models is given
in du Bray (1995). A geoenvironmental model has been defined as a “compilation of geologic,
geochemical, geophysical, hydrologic and engineering information pertaining to environmental
behavior of geologically similar mineral deposits 1) prior to mining, and 2) resulting from mining,
mineral processing, and smelting” (Plumlee and Nash 1995). Plumlee et al. (1994) noted that “a
detailed understanding of mineral deposit geology and geochemical processes, which control
element dispersion into the environnment, is crucial for the effective prediction, mitigation, and
remediation of the environmental effects of mineral resource development.” In developing a
geoenvironmental model, information from the field of economic geology is compiled and translated
from the language of economic geology and mining engineering to the language environmental
science (Seal et al. 2000).
Key descriptors in an environmental model are deposit type, related deposit types, deposit size, host
rocks, surrounding geologic terrane, wall rock alteration, nature of ore, mining and ore processing
methods, deposit trace element geochemistry, primary mineralogy and zonation, secondary
mineralogy, soil and sediment signatures, topography, hydrology, drainage signatures, climatic
effects and potential environmental concerns (Plumlee 1999; Plumlee et al. 1999). Thus, sites can
be initially assessed by determining site characteristics and comparing them with previously
determined relationships between similar characteristics and their potential for adverse impacts on
water quality.
6
4.
NON-INVASIVE TECHNIQUES
Non-invasive techniques are summarized in Smith et al. (2000a; 2000b). Imaging spectroscopy and
geophysical methods are identified as non-invasive techniques for screening large areas for
abandoned mine wastes. These tools can be used to locate mine wastes and assist in prioritizing
sites for further characterization. Imaging spectroscopy can be used to identify minerals generated
by sulfide-mineral weathering that are exposed on the earth’s surface. The Airborne Visual and
Infra-Red Imaging Spectrometer (AVIRIS) when flown at an altitude of 20 km can cover a path 10.5
km wide with resolution to 17 meter pixels (Smith et al. 2000a). The data generated are digested
using the USGS Tetracorder (Clark et al. 1990). Manual spectrometers allow this technology to be
applied readily in the field.
Swayze et al. (2000a; 2000b) used AVIRIS in conjunction with the USGS Tetracorder to map ironbearing products (jarosite, goethite, hematite) of sulfide-bearing mine waste weathering. Jarosite
appeared to be the best indicator of acidic conditions. Dalton et al. (2000) applied the same
technology to determine the presence of both acid-generating and acid-neutralizing minerals in a
watershed with sulfide mineralization.
Airborne geophysical surveying (radiometric, magnetic, electromagnetic) can also be used to
augment geological mapping data for location of abandoned mine wastes and preliminary ranking
of sites with regard to potential water quality impacts. These techniques can be applied to map
subsurface lithology, structure, and ground water flow. B. Smith et al. (2000) described application
of these techniques at both regional (e.g. state) and local (e.g. watershed) scales. Overviews of
geophysical techniques are provided by Campbell and Fitterman (2000) and Campbell et al. (1999).
5.
TOOLS TO ASSESS MINE WASTE REACTIVITY
5.1.
Mine Waste Sampling
Mine waste characterization approaches described in sections 5 through 7 involve testing of
individual samples. The collection of samples and subsequent testing must be based on clearly
defined objectives. Collecting representative waste rock samples from abandoned mine lands can
be complicated, “due to the compositional, spatial, and size heterogeneity of the waste material”
(Smith et al. 2000c). Sampling theory and practice are addressed by Pitard (1993), and sampling
specifically related to tailings (MEND 1989; Runnels et al. 1997) and waste rock (MEND 1994;
Runnels et al. 1997, Smith et al. 2000c) has also been addressed. With regard to proposed mines,
waste characterization must describe the compositional variation within and among the various rock
units and tailings types identified in the mine plan. Drill core, bulk samples and test shaft samples
can be used to represent waste rock, and bench scale test or pilot plant products can provide tailings
samples (Lapakko 1990). Appropriate samples can be selected from this collection and subjected
to tests selected to address program objectives.
7
5.2.
Balance of Acid Production and Acid Neutralization (Static Tests)
Static tests are short term (usually measured in hours or days) and relatively low cost tests developed
to provide an estimate of a mine waste's capacity to produce acid and its capacity to neutralize acid.
These tests measure only the capacities for acid production and neutralization and do not consider
1) the availability of acid-producing and acid-neutralizing minerals or 2) differences between the
respective dissolution rates of acid-producing and acid-neutralizing minerals. Thus, these tests are
commonly used as a screening tool, and their implications are subject to further verification. These
tests are discussed in detail by White et al. (1999).
The most commonly-used static test is known as acid-base accounting (ABA; Ferguson and
Erickson 1988). Variations of ABA used in North America include standard ABA (Sobek and
others 1978), modified ABA (Coastech Research Inc. 1989; Lawrence 1990; Lawrence and Wang
1996), and the B.C. Research Initial Test (BCRI, Bruynesteyn and Duncan 1979). These static tests
quantify the potential of mine waste samples to produce and neutralize acid. They quantify acid
producing potential (AP) using either total sulfur or sulfide-sulfur content to estimate the quantity
of acid-producing minerals present. The total sulfur content will overestimate the actual AP of
samples containing substantial non acid-producing sulfate minerals (e.g. barite or gypsum). On the
other hand, the sulfide-sulfur measurement will underestimate the actual AP of samples containing
substantial acid-producing sulfate minerals (e.g. melanterite or jarosite). Knowledge of the mine
waste sulfate mineralogy will indicate if the sulfate minerals present, if any, are acid producing and
allow selection of the more appropriate AP quantification.
Existing techniques, such as those using a combustion furnace (e.g LECO furnace) with subsequent
quantification of the sulfur dioxide evolved, are capable of accurately determining total sulfur and,
therefore, the maximum acid production potential. The American Society of Testing and Materials
(ASTM) includes ASTM E-1019, ASTM E-395-70, ASTM E-1915-97 among these methods
(ASTM 2000a). Sulfide-sulfur is often determined by treating the sample to remove a specific sulfur
phase, and using a determination of total sulfur on the original and treated sample to determine the
change in sulfur content resulting from the extraction. Minerals which present problems include
barite and members of the alunite-jarosite series. Sulfur analyses are discussed in greater detail in
section 6.2.1.1.
Different static-test methods can produce markedly different neutralization potentials (NP) for the
same sample (Lapakko 1994a). Protocol variables which may contribute to these differences include
mine-waste particle size (tailings are typically run "as received"); "digestion" variables such as the
acid used, amount of acid added (i.e. digestion pH), temperature, and duration; and the endpoint pH
of the "back titration", if a back titration is used. The most influential of the protocol variables are
particle size, extent of acid addition, and the back titration endpoint. The extent to which protocol
variables will affect the measured NP is dependent on the sample mineralogy. The effects of
individual silicate minerals on NP is presented by Jambor et al. (2000). If static tests are used for
NP determinations on a lithology, values should be compared with mineralogical determinations of
calcium and magnesium carbonate content to determine the accuracy of static test measurements.
8
The Net Acid Production (NAP) (Coastech Research Inc., 1989) and Net Acid Generation (NAG)
(Miller et al. 1990) tests are based on the principle that hydrogen peroxide accelerates the oxidation
of iron sulfide minerals. The acid consequently produced dissolves neutralizing minerals present,
and the net result of the acid production and neutralization can be measured directly. This test does
not require sulfur determinations and is, therefore, more readily conducted in a field laboratory than
other static tests. Fey et al. (2000) used a hydrogen peroxide based procedure, a modification of the
NAP test to account for acid production by iron sulfide minerals as well as acid released from
soluble acidic salts. The NAP values derived, in conjunction with the sum of five leachable metals
or leachable iron was used to rank the potential quality of drainage from different waste rock
samples.
5.3.
Presence of Soluble Salts
Paste pH is a common and simple field test used to assess the presence of soluble acid salts on mine
wastes. Most methods use a 1:1 weight ratio of distilled water to air dried solids, with measurements
of the mixture made by a pH meter calibrated at pH 4.00 and 7.00. Sample mass and equilibration
time of the water-solids mixture prior to pH measurement vary among methods (Hammarstrom and
Smith 2000). The procedure described by MEND (1990) determines pH of a mixture of 10 g rock
(-60 mesh) and at least 5 mL distilled water (water addition is adequate to saturate, but not cover,
the rock). The Acid Concentration Present test is slightly more involved but supplies an estimate
of acidity present rather than simply pH (Bucknam 2000). A mixture of 20.0 g rock (-200 mesh)
and 50 mL deionized water is agitated, the initial pH is recorded, and the mixture is titrated to pH
7 with NaOH.
Although acid generation has received the most attention, leachable metals are a potential source
of toxicity in metal mine waste drainage, and several tests have been developed to assess their
presence. Among these tests are the U.S. Environmental Protection Agency (1994) Toxicity
Characteristic Leaching Procedure (TCLP, Method 1311) and Synthetic Precipitation Leaching
Procedure (SPLP, Method 1312). The TCLP was designed to simulate leaching in sanitary landfills
and involves leaching with acetic acid, which has a strong capacity to leach lead. It is required
under the Resource Conservation and Recovery Act (RCRA) to define a hazardous waste. The
SPLP more closely approximates conditions in a waste rock dump (Smith 1997) and substantial data
on SPLP testing of mine wastes have been generated (Hammarstrom and Smith 2000). This test has
been designated as American Society for Testing and Materials (ASTM) method D 6234-98,
Standard Test Method for Shake Extraction of Mining Waste by the Synthetic Precipitation
Leaching Procedure (ASTM 2000a). A third test is the Nevada Meteoric Water Mobility Procedure
(MWMP). This test is conducted in columns (I.D. = 6 in.) and allows for both larger masses and
particle sizes of rock to be tested. This method is currently in the ASTM review process.
Hageman and Briggs (2000) describe a field leach test which provides an indication of the extent
of readily soluble salts, including those which are acidic and/or contain trace metals, stored in mine
waste dumps. Such a tool can be used for screening by qualitatively characterizing waste rock dump
material. Fifty grams of material less than two mm in diameter is placed in one liter of deionized
water, shaken vigorously for five minutes, and allowed to settle for 10 minutes. Aliquots are
9
analyzed for pH and specific conductance in the field, and others are filtered and preserved for
subsequent analyses for dissolved components. Test results were comparable to those for the
Synthetic Precipitation Leaching Procedure (U.S. Environmental Protection Agency 1994).
5.4.
Metal Partitioning
The concentration of a trace metal in a mine waste does not necessarily reflect its potential for
release. The phase in which trace metals exist determines how readily available they are for release
to the environment. Sequential extractions are used to operationally define the ease with which
constituents are released to solution from the solid phase. For mine wastes, Leinz and others (1999,
2000) developed a series of extractions to partition the following phases: water soluble, ion
exchangeable, associated with carbonates, associated with manganese oxides and amorphous iron
oxides, associated with crystalline iron oxides, occurring in sulfide minerals, and occurring as or in
silicate minerals. Additional information on extraction techniques and their application is also
available in the literature (Tessier et al. 1979; Chao and Zhou 1983; Chao 1984; Ribet et al. 1995;
Kelsey et al. 1996; Harrington et al. 1998).
6.
TRADITIONAL GEOCHEMICAL ANALYSES
6.1.
Introduction
There are numerous analytical tools available to accurately determine the mine-waste solid phase
characteristics which control drainage quality. Chemical analyses can estimate the content of acidproducing and acid-neutralizing minerals, and accurately quantify trace metals contents in mine
waste samples. Furthermore, chemical analyses can determine whole rock composition that, in
conjunction with x-ray diffraction analysis, can be used to determine mineralogic composition.
Mineralogic analyses are necessary to determine most of the factors identified in the previous
section.
6.2.
Chemical Analyses
This section is intended to identify methods used by geochemical laboratories to analyze mine waste
samples for (1) elements and compounds present in minerals which generate and neutralize acid, (2)
trace metals, and (3) whole rock constituents which, in conjunction with x-ray diffraction analyses,
can be used to quantify mineralogical composition. Procedures selected are dependent on the mine
waste sample mineralogy. Consequently a knowledge of this mineralogy as well as expertise in
chemical analyses is required to select appropriate techniques. Accuracy required and cost must also
be considered. It should be noted that appropriate sampling and sample preparation techniques are
essential to obtaining reliable data. Although these topics are beyond the scope of the present report,
techniques for sampling abandoned mine wastes are presented by Smith et al. (2000a) and methods
of rock sample preparation are discussed by Crock et al. (1999).
6.2.1. Sulfur and Carbonate Analyses
10
Of particular importance are acid-producing sulfur species and acid-neutralizing carbonate species.
Acid-producing sulfur species include sulfide associated with iron sulfide minerals and sulfate
associated with jarosite, alunite and efflorescent sulfate minerals. Trace metal sulfides will
contribute to drainage acidity if, and only if, the associated trace metals precipitate as hydroxides,
oxides, or carbonates. These minerals are of interest because they can contribute trace metals to
drainage. Jarosites and alunite must be distinguished from non-acid-producing sulfate minerals such
as gypsum and anhydrite. Calcium and magnesium carbonate minerals are important because their
dissolution can neutralize acid. It is necessary to distinguish these minerals from carbonates of iron
and manganese which, under oxidizing conditions, will yield no net acid neutralization.
Except where noted, the methods presented for sulfur and carbonate analyses employ a high
temperature combustion furnace and are among those used by Newmont Mining Corporation
(Bucknam 1999). Additional discussion of other analytical methods for sulfur and carbon methods
is presented by Crock et al. (1999), with details presented by Arbogast (1996) and Jackson et al.
(1987). CANMET, Natural Resources Canada, also has a manual of analytical methods (CANMET
2000).
6.2.1.1.
Sulfur Determinations
Given the different forms in which sulfur can occur in metal mining wastes and their different
potentials for acid production, an analytical scheme to speciate sulfur would be most beneficial.
Tuttle et al. (1986) developed such a scheme to quantitatively recover acid-soluble sulfate, sulfur
associated with monosulfide minerals, disulfide minerals and organics from oil shales and associated
rocks. Development of a similar approach for metal mining wastes is presently in progress at the
US Geological Survey (USGS) and a publication on this work is anticipated in 2002 (Briggs 2001).
Total sulfur can be determined by igniting the sample in a high temperature combustion furnace at
1500 to 1700oC and the resultant gas phase is analyzed for sulfur dioxide, as described in ASTM
method E1915-97 (ASTM 2000a). Accelerators are used to quantitatively convert all forms of
sulfur to sulfur dioxide. A halogen trap should be used to prevent interference from chlorine and
fluorine gas generated during combustion. These gases can interfere with the sulfur dioxide
measurement, leading to overestimation of the total sulfur content. Additional ASTM methods for
total sulfur include D 4239-00, D 3177-89 and D5016 (ASTM 2000a). It should be noted that
methods D4239-00, D3177-89 and D5016 have been formally tested only on coal and coke or their
ashes, and interlaboratory testing is required to determine their applicability to metal mine wastes.
Other sulfur species are often determined by treating the sample to remove a specific sulfur phase,
and using a determination of total sulfur on the original and treated sample to determine the change
in sulfur content resulting from the extraction. For example, Newmont Mining Corporation
(Bucknam 1999) determines sulfide content by heating the sample at 550oC for one hour to convert
sulfide to sulfur dioxide (pyrolysis). The sulfide content is determined as the difference between
total sulfur in the sample and in the residual, as described in ASTM method E-1915-99 (ASTM
2000a). Sulfide minerals vary in their pyrolysis loss under these conditions, with chalcopyrite
(CuFeS2) and galena (PbS) reporting only minor losses, leading to underestimation of the sulfide
11
content. Some sulfates such as sulfuric acid, jarosite, and iron sulfates may be partially decomposed,
leading to overestimation of the sulfide content.
In an alternate method Newmont digests the sample with sodium carbonate to remove sulfate
minerals and the residual is analyzed for total sulfur (Bucknam 1999). The residual sulfur is
assumed to be present as sulfide and the difference between the two analyses is assumed to be the
sulfur originally present as sulfate. Orpiment (As2S3) and realgar (AsS) will dissolve to some degree
during the digestion, leading to underestimation of the sulfide content. Jarosite and alunite may not
totally dissolve in the digestion, leading to overestimation. Inclusion of this method as part of
ASTM E-1915 (ASTM 2000a) has been proposed and, to assess its reliability, the method is
scheduled for interlaboratory testing. A method which estimates pyritic sulfur as the difference
between hydrochloric acid residual and nitric acid residual sulfur contents is also being evaluated
for inclusion in this method.
As is clear from the previous two methods, the fractionation of sulfur-bearing minerals is subject
to interference. Consequently, when encountering samples from a given lithology, Newmont will
use several different methods and take the rock mineralogy into account before selection of a
specific method to determine sulfide (or other sulfur species). Due to the uncertainty in determining
what sulfur fractions are removed by a given extraction strategy, analytical results are sometimes
reported operationally, that is, in terms of the extraction procedure. Acid soluble sulfate is one such
example (Crock et al. 1999; Arbogast 1996). One split of the sample is analyzed for total sulfur.
A second split is leached with 0.1 N HCl and the residue is analyzed for total sulfur. The difference
between the two sulfur values is acid soluble sulfate.
Two sulfate species which are particularly difficult to determine are barite and members of the
alunite-jarosite group. Barite can be solubilized using sodium carbonate fusion and/or chemical
determinations of barium content can be used to estimate barite content. The alunite-jarosite group
is diverse in composition and reactivity and, consequently, extractions for the chemical analysis of
this group are not standardized. Newmont uses a hot sodium carbonate digestion to solubilize these
minerals, but questions the validity of this method, particularly on advanced argillic alteration
lithologies (Bucknam 2000). Some forms of barite also may be problematic, underscoring the
importance of considering sample mineralogy when selecting chemical analytical methods.
6.2.1.2.
Carbon Determinations
ASTM E-1915-97 (ASTM 2000a) is one method for determination of total carbon content (carbon
present as carbonate, organic carbon, and graphite). The sample is ignited in a furnace at 1500 to
1700oC in an oxygen atmosphere (operate instrument according to manufacturer’s instructions). The
gas generated is filtered and analyzed by non-dispersive infrared absorbtiometry to determine the
amount of carbon dioxide generated by combustion of all forms of carbon in the solid. There are
no significant interferences.
As was described for determination of sulfur species, carbon species are often determined by treating
the sample to remove a specific carbon phase, and using a determination of total carbon on the
12
original and treated sample to determine the change in carbon content resulting from the extraction.
Parallel to their method of sulfide determination, Newmont uses pyrolysis to determine carbonate
content (Bucknam 1999). The sample is heated at 550oC for one hour to drive off organic carbon as
carbon dioxide (and sulfide sulfur as sulfur dioxide). The carbonate carbon is estimated as the total
carbon in the residue, and tends to be slightly low due to some loss of carbonate during pyrolysis.
This method has the advantage of allowing determination of carbonate and sulfide contents with the
same preparatory step.
Hammack (1994) indicated that the difference in temperatures at which carbon species decompose
can be used to speciate carbon. Transition metal carbonates (e.g. siderite, FeCO3, and rhodochrosite,
MnCO3) decompose, yielding CO2, in the range of 220oC to 520oC. Whereas calcite decomposes
slightly between 300oC and 500oC, most decomposition occurs above 550oC. Dolomite decomposes
at 800oC to 900oC.
A second method used by Newmont to determine carbonate content is referred to as “Acid Insoluble
Carbon” (Bucknam 1999). The sample is digested with hot 20% HCl, dried, and rinsed three times
with distilled water to remove residual chloride, which can interfere with the subsequent analysis
for total carbon. The residual solid is analyzed for total carbon and assumed to be organic carbon.
The digestion is assumed to dissolve all carbonates present and the residual solid contains only
organic carbon, which includes graphite. The carbonate carbon content is the difference between
total carbon and acid insoluble carbon.
To non-quantitatively screen for the presence of calcite, the sample is subjected to digestion in 10%
acetic acid at 90oC for 30 minutes (Acetic Acid Soluble Calcium, Bucknam 1999). An aliquot of
the solution is taken and diluted to volume. The sample is preserved with 2% HCl, lanthanum (1%)
is added to inhibit matrix effects, and the solution is analyzed for calcium using flame atomic
absorption spectrophotometry. Newmont uses this method to estimate the calcite content of some
lithologies.
6.2.2. Total Major (whole rock), Minor and Trace Metals
6.2.2.1.
Introduction
Analytical techniques for determining metal concentrations in rock samples can be generally
categorized as nondestructive or destructive. Nondestructive techniques analyze the sample directly,
leaving it intact. In contrast, destructive techniques dissolve the sample and the resultant aqueous
solution is submitted for analysis by one of several methods.
6.2.2.2.
Nondestructive Techniques
Two nondestructive techniques discussed by Crock et al. (1999) are instrumental neutron activation
analysis (INAA) and X-ray fluorescence spectrometry (XRF). Some XRF techniques fuse the
sample into a lithium borate glass and would, therefore, be considered destructive (Seal 2000).
INAA involves irradiation of samples in a neutron flux to produce radionuclides of the elements
13
present. The resultant radioactivities are measured by gamma-ray spectroscopy to determine the
elemental concentrations present. The method has a short count alternative which determines
concentrations of 24 elements and a long count alternative which determines 40 elements.
Two alternative XRF methods are described by Crock et al. (1999). Both methods subject the
sample to short wavelength X-rays which induce emission of longer wavelength X-rays from the
sample. The elements present and their concentrations are determined by identification of their
characteristic X-ray spectra. The sensitivity and detection limits for both methods are dependent
on the rock matrix. Wavelength dispersive XRF (WDXRF) is used to determine contents of elements
with atomic numbers less than or equal to 26, generally referred to as major elements or whole rock
constituents, although it can be used for elements of higher atomic numbers. Energy dispersive XRF
(EDXRF) is used for determination of elements with atomic numbers greater than 26. It has the
additional benefit of being transportable for field use.
6.2.2.3.
Destructive Techniques
Acid digestion, sintering, and fusion are destructive techniques used to dissolve rock samples, and
the resultant solution is analyzed by one of several techniques (Chao and Sanzolone 1992; Crock
et al. 1999). An aqua regia (hydrochloric and nitric acids) digestion has been used by commercial
laboratories to attack sulfides, as well as some oxides and silicates, to determine trace metal
concentrations. A “near total” low-temperature, atmospheric-pressure digestion using a
combination of hydrofluoric, hydrochloric, nitric and perchloric acids (Crock et al. 1983) is also
employed by some of these laboratories. Relative to sintering and fusion, this approach has the
advantage of limiting potential trace element contamination from the sintering and fusion fluxes.
Furthermore, there is less dilution of trace element concentrations when the sample is solubilized,
allowing more accurate quantification.
Certain minerals (spinels, beryl, tourmalines, chromite, zircon, monazite, niobates, tungstates, topaz,
cassiterite) are resistant to acid digestion and must be subjected to sintering or fusion and subsequent
acid digestion to bring them into solution. Most of these minerals will be solubilized by use of a
sodium peroxide sinter. However, alternative fluxes may be required to solubilize specific minerals
(Sulcek and Povondra 1989). Common fusion reagents are lithium metaborate, sodium and/or
potassium hydroxide, sodium carbonate, and alkali persulfates. The benefits of sodium peroxide
sintering over fusion are that it decomposes zircon, does not attack the graphite crucible as much
as fusion, and can be more effectively removed from the crucible than a fusion melt (Lamothe
2001). Furthermore, sodium peroxide sintering is the only reliable method of solubilizing rare earth
elements (Lichte et al. 1987), although these elements can also be determined by INAA.
Whereas sintering and fusion, with subsequent digestion, can solubilize a wider variety of minerals,
their use has disadvantages in the subsequent analysis. Crock et al. (1999) cite disadvantages of
these methods as elevated salt concentrations in the digestate, greater dilution requirements, and
contributions of elements in the sintering and fusion reagents to the digestate. They are generally
more appropriate for determination of whole rock components than trace elements.
14
The most common methods for analysis of digestates are flame atomic absorption spectroscopy (FAAS), graphite furnace-atomic absorption spectroscopy (GF-AAS), inductively coupled plasmaatomic emission spectroscopy (ICP-AES), and inductively coupled plasma-mass spectrometry (ICPMS) (Hall 1995). The first two methods analyze solutions for a single element at a time, whereas
the ICP methods analyze solutions for multiple components simultaneously. Crock et al. (1999)
provide detection limits for these methods and discuss their advantages and disadvantages.
6.2.3. Mineralogical Analyses
The mineralogical techniques most commonly applied to mine waste samples are optical
microscopy, X-ray diffraction (XRD) and scanning electron microscopy (SEM). Jambor and Blowes
(1998) reported on the application of traditional mineralogical techniques to analysis of sulfidebearing mine wastes. The authors noted that XRD “provides an easy and reliable method of
identifying the common carbonate minerals.” The integrity of mineralogic results is improved by
subjecting polished thin sections to analysis by XRD (to obtain diffractograms), transmitted-light
microscopy (for petrographic description) and reflected-light microscopy (to define “ore”
mineralogy). Optical microscopy is recommended in addition to XRD in order to verify mineral
identifications, resolve any ambiguous or overlapping XRD data, and to identify minerals
unidentified by XRD due to their low content or poor crystallinity. References for additional
information on XRD include Klug et al. (1974) and Azaroff and Buerger (1958).
It should be noted that XRD cannot identify amorphous minerals, such as oxyhydroxides of iron,
aluminum and aluminosilicates, which are commonly associated with acidic drainage. It can,
however, be used to determine the amount of amorphous material present using the Rietveld Method
(Young 1993). The USGS is presently developing a sequential extraction scheme to determine the
composition of amorphous materials in mine wastes (Sutley 2001).
Analyses can be further augmented by scanning electron microscopy (SEM), which can achieve
magnification roughly 100 times that of an optical microscope. Adding an X-ray spectrometer to
the SEM allows chemical analysis of small areas of interest. Two types of X-ray spectrometry are
energy-dispersive (EDS) and wavelength-dispersive X-ray spectrometry (WDS), the latter of which
is also referred to as electron-probe microanalysis (EPMA). EDS is less expensive and has detection
limits about an order of magnitude higher than those for EPMA (Gill 1997).
SEM and X-ray spectrometry are “essential to obtain compositional data for solid-solution minerals,
to obtain information on fine-scale features such as alteration rims, and to verify the identification
of grains too fine-grained to be unambiguously identified by optical microscopy” (Jambor and
Blowes 1998). This is of particular value in ascertaining the composition of complex carbonate
minerals to detemine the extent of acid-neutralizing components. A variety of approaches to
determining ore and the associated environmental mineralogy are presented by Cabri and Vaughan
(1998). Applications of mineralogical techniques to determine reactions within mine wastes and to
assess mine waste remediation in dry climates is presented by Esposito (1999) and Whitney et al.
(1995), respectively.
15
7.
KINETIC TESTS
Kinetic tests are tests in which mine-waste samples are subjected to dissolution, often with the
objective of empirically estimating the potential quality of drainage from the mine waste. These
tests are also used to assess the relative potentials of mine waste samples to produce acidic drainage,
rather than to simulate field drainage quality (White and Lapakko 2000) and, in some cases, to
determine rates of mineral oxidation and dissolution. Although these tests do not precisely simulate
dissolution in the field, and results are subject to interpretation, they represent a useful tool when
no field data are available on the mine waste of interest. A number of kinetic tests have been used
for dissolution testing of mine wastes (e.g. Caruccio 1968; Lapakko 1988; Lawrence 1990;
Ferguson and Morin 1991), some of which are listed below. Several studies provide comparisons
among kinetic test results (Coastech 1989; Bradham and Caruccio 1991; Lapakko 1993b; Lawrence
1995).
Kinetic Tests
Commonly used laboratory tests
Humidity cell (Caruccio 1968)
Modified humidity cells (Lawrence 1990)
Less commonly used laboratory tests
Large scale humidity cells (Brodie et al. 1991)
Columns (e.g. Bradham and Caruccio 1991)
Rarely used laboratory tests
Wet-dry cycle test (e.g. Lapakko 1988, 1993b)
Shake flask test
Soxhlet test (Singleton and Lavkulich 1978)
Elevated temperature test (modified from Renton et al. 1988)
Field tests
Tubs (Bradham and Caruccio 1991)
Test piles (Lapakko 1994b)
Kinetic tests generally accelerate weathering beyond that observed in the field. It has been noted that
some natural conditions, such as those typical of tropical areas (e.g., surface temperatures that
exceed 40oC, compounded by tropical rainfall), are more conducive to weathering than those
commonly employed in kinetic tests. Under such extreme temperatures, iron-sulfide mineral
oxidation would increase. Critical components of accelerated-weathering tests include an abundant
supply of oxygen, and a sufficient volume of water to help flush a large percentage of the reaction
products from the sample being tested. Effects of weathering in the kinetic tests can be observed
more quickly than in the natural environment, even under extreme conditions, due to factors such
as the relatively large fraction of rock mass exposed to oxygen and the large volume of water (per
unit mass of rock) available for transport of reaction products. Acceleration of weathering is
desirable to reduce the time ordinarily required to generate empirical dissolution data for evaluating
the potential of mine waste to produce problematic drainage. Even under conditions of accelerated
weathering, samples may produce neutral drainage for several years prior to acidifying, and this “lag
time” can be affected by the particle size selected for testing (Lapakko et al. 1998)
16
Although many kinetic tests have been employed (see above), it is only recently that efforts have
begun to provide well-defined protocols and quantify the intralaboratory and interlaboratory
replication of test results (White and Lapakko 2000; Lapakko and White 2000). These efforts
include a test that was designated as ASTM method D 5744-96 in 1996 (ASTM 2000b). Important
considerations in conducting any kinetic test are 1) define test objectives; 2) select a method
appropriate for the objectives; 3) characterize the solids to be tested with respect to particle size,
chemistry and mineralogy; 4) take care in splitting solids; 5) analyze intial rinse (the first rinse of
the experiment) samples for a multitude of components to determine potentially problematic
constituents; 6) regularly analyze for indicators of acid production and acid neutralization, although
frequency may be decreased over time; and 7) determine extent and rates of mineral dissolution to
assess the relevance of data to long term environmental behavior. Mineralogical analysis of leached
solids and geochemical equilibrium modeling will aid in determining reactions responsible for the
observed drainage quality.
7.
SUMMARY
A variety of categories of tools are available for characterizing materials related to metal mining.
An initial assessment of water quality for a specific site can be made by examining water quality
from sites of similar characteristics. Application of airborne imaging specroscopy or geophysical
methods assists mapping of abandoned mine wastes and aids in screening large areas. Field and
laboratory tools are available to estimate the balance of acid-producing and acid-neutralizing
components, the extent of readily soluble components, and the leachability of trace metals. More
sophisticated geochemical techniques will more accurately quantify chemical and mineralogical
composition. Finally, dissolution tests are available to determine the relationship between solidphase composition and drainage quality.
8.
RESEARCH NEEDS
1.
2.
3.
4.
5.
9.
Assess the accuracy of existing chemical analytical methods for determining sulfur
present with alunite-jarosite and develop alternative methods if necessary.
For various lithologies, establish relationships between neutralization potential
determined by static tests and that present as calcium carbonate and magnesium
carbonate (See Lapakko 1994a; Jambor et al. 2000).
Conduct long-term dissolution tests to determine the relationship between solidphase compositional variations within individual lithologies and drainage quality.
Provide field verification data for methods designed to predict mine waste drainage
quality.
Determine the influence of arid conditions on the accuracy of predictive tools such
as kinetic tests.
ACKNOWLEDGEMENTS
Kathleen Smith and Robert Seal of the USGS generously reviewed the drafts of this document.
Their comments led to a number of substantial improvements and are greatly appreciated. Internal
17
reviews by Dan Doctor, Lyn Leopold and Erin Phillips of the MN DNR also contributed clarity to
the final document.
10.
REFERENCES
ASTM. 2000a. Annual Book of ASTM Standards, 11.04. American Society for Testing and
Materials, West Conschohocken, PA.
ASTM. 2000b. D 5744-96, Standard test method for accelerated weathering of solid materials
using a modified humidity cell. Annual Book of ASTM Standards, 11.04. American Society for
Testing and Materials, West Conschohocken, PA. p. 257-269.
Alpers, C.N. 2000. Email communication from Charles Alpers, USGS, 12 May 2000.
Alpers, C. N., Blowes, D. W., Nordstrom, D. K., Jambor, J. L. 1994. Secondary minerals and
acid-mine water chemistry. In Short Course Handbook on Environmental Geochemistry of Sulfide
Mine Wastes, Waterloo, Ontario, May 1994. Mineralogical Association of Canada. p. 247-270.
Arbogast, B.F. (ed.) 1996. Analytical methods manual for the Branch of Geochemistry, U.S.
Geological Survey: U.S. Geological Survey Open-File Report 96-525, 248 p.
Azaroff, L.V., Buerger, M.J. 1958. The Powder Method in X-ray Crystallography. McGraw-Hill
Book Co.
Bradham, W, Caruccio, F.T. 1991. A comparative study of tailings analysis using acid/base
accounting, cells, columns and soxhlets. In Proceedings of the Second International Conference on
the Abatement of Acidic Drainage. Vol. 1. Montreal, Quebec, September 16-18, 1991. MEND
Program (Ed.), Quebec Mining Association, Ottawa. p. 157-173.
Briggs, P.H. 2001. Personal communication with Paul Briggs, Research Chemist, USGS, Denver,
CO.
Brodie, M.J., Broughton, L.M., Robertson, A. 1991. A conceptual rock classification system for
waste managment and a laboratory method for ARD prediction from rock piles. In Proc. Second
International Conference on the Abatement of Acidic Drainage. Vol. 3. Montreal, Quebec,
September 16-18, 1991. MEND Program (Ed.). Quebec Mining Association, Ottawa. p. 119-135.
Brown, R. 1989. Water management at Brenda Mines. In Proc. of the Thirteenth Annual British
Columbia Mine Reclamation Symposium. June 7-9, 1989, Vernon, British Columbia. p. 8-17.
Bruynesteyne, A., Duncan, D. W. 1979. Determination of acid production potential of waste
materials. Met. Soc. AIME, paper A-79-29. 10 p.
18
Bucknam, C.H 1999. Personal communication with Charles Bucknam regarding NMS Analytical
Methods Book. Newmont Metallurgical Services. June 14, 1999. [email protected].
303/708-4430.
Bucknam, C.H. 2000. Personal communication with Charles Bucknam regarding NMS Analytical
Methods Book. Newmont Metallurgical Services. Oct. 11, 2000. [email protected].
303/708-4430.
Busenberg, E., Clemency, C. 1976. The dissolution kinetics of feldspars at 25o C and 1 atmosphere
CO2 partial pressure. Geochim. Cosmochim. Acta 40: 41-49.
Busenberg, E., Plummer, L.N. 1982. The kinetics of dissolution of dolomite in CO2-H2O systems
at 1.5o to 65o C and 0 to 1 atm PCO2. American Journal of Science, v. 282. p. 45-78.
Busenberg, E., Plummer, L.N. 1986. A comparative study of the dissolution and crystal growth
kinetics of calcite and aragonite. U.S. Geol. Surv. Bull. 1578. pp. 139-168.
Cabri, L.J., Vaughan, D.J. (Eds.) 1998. Modern Approaches to Ore and Environmental Mineralogy.
Commission on Ore Mineralogy, International Mineralogical Association, Short Course Series
Volume 27. Ottawa, Ontario.
Campbell, D.L., Horton, R.J., Bisdorf, R.J., Fey, D.L., Powers, M.H., Fitterman, D.V. 1999. Some
geophysical methods for tailings/mine waste work. In Tailings and Mine Waste ‘99 - Proceedings
of the Sixth International Conference on Tailings and Mine Waste, Fort Collins, CO, January 24-27,
1999. Rotterdam, A.A. Balkema, p. 35-43.
Campbell, D.L., Fitterman, D.V. 2000. Geoelectrical methods for investigating mine dumps. In
Proceedings of the Fifth International Conference on Acid Rock Drainage. SME, Littleton, CO. p.
1513-1524.
CANMET. 2000. ISO 9002 Quality Manual, Analytical Services Group, CANMET, Natural
Resources Canada, K1A 0G1.
Caruccio, F. T. 1968. An evaluation of factors affecting acid mine drainage and ground water
interactions in selected areas of Western Pennsylvania. In "Proceedings of the Second Symposium
on Coal Mine Drainage Research"; Bituminous Coal Research: Monroeville, PA. 107-151.
Chao, T.T. 1984. Use of partial dissolution techniques in geochemical exploration. Journal of
Geochemical Exploration 20. p. 101-135.
Chou, L., Garrels, R.M., Wollast, R. (1989) Comparative study of the kinetics and mechanisms of
dissolution of carbonate minerals. Chemical Geology 78, no.3-4. p. 269-282
19
Chao, T.T., Sanzolone, R.F.
Exploration, 44. p. 65-106.
1992.
Decomposition techniques.
Journal of Geochemical
Chao, T.T., Zhou, L. 1983. Extraction techniques for selective dissolution of amorphous iron oxides
from soils and sediments. Soil Sci. Soc. Am. J. 47. p. 225-232.
Clark, R.N., Gallahger, A.J., Swayze, G.A. 1990. Material absorption band depth mapping of
imaging spectrometer data using a complete band shape least-squares fitting with library reference
spectra: Proc. Second Airborne Visible/Infrared Imaging Spectrometer (AVIRIS) Workshop, Jet
Propulsion Laboratory Pub. 90-54. p. 176-186.
Coastech Research Inc. 1989. Investigation of prediction techniques for acid mine drainage.
MEND Project 1.16.1 a. Canada Centre for Mineral and Energy Technology, Energy, Mines and
Resources Canada. 61 p. plus appendices.
Cravotta, C. A. 1994. Secondary iron-sulfate minerals as sources of sulfate and acidity:
Geochemical evolution of acidic ground water at a reclaimed surface coal mine in Pennsylvania.
In Environmental Geochemistry of Sulfide Oxidation; ACS Symposium Series 550; American
Chemical Society: Washington, DC, 1993. pp. 343-364.
Crock, J.G., Lichte, F.E., Briggs, P.H. 1983. Determination of elements in National Bureau of
Standards’ geological reference materials SRM 278 obsidian and SRM 688 basalt by inductively
coupled argon plasma-atomic emission spectrometry: Geostandards Newsletter, v. 7. p. 335-340.
Crock, J.G., Arbogast, B.F., Lamothe, P.J. 1999. Laboratory methods for the analysis of
environmental samples. In The Environmental Geochemistry of Mineral Deposits, Part A:
Processes, Techniques and Health Issues, Vol. 6A, Chapter 13. Reviews in Economic Geology.
Society of Economic Geologists, Inc., Chelsea, MI. p. 265-287.
Dalton, J.B., King, T.V.V., Bove, D.J., Kokaly, R.G., Clark, R.N., Vance, J.S., Swayze, G.A. 2000.
Distribution of acid-generating and acid-buffering minerals in the Animas River watershed as
determined by AVIRIS spectroscopy. In Proceedings from the Fifth International Conference on
Acid Rock Drainage. SME, Littleton, CO.
Drever, J.I. 1988. The geochemistry of natural waters: Prentice Hall, Englewood Cliffs, New Jersey,
437 p.
du Bray, E.A. 1995. Preliminary compilation of descriptive geoenvironmental mineral deposit
models, E.A. du Bray (ed.). U.S Geological Survey Open-File Report 95-0831. Available at
http://greenwood.cr.usgs.gov/pub/open-file-reports/ofr-95-0831.
Esposito, K.J. 1999. Mineralogical techniques for characterizing weathering reactions within mine
waste materials. In Proceedings of Sudbury ‘99: Mining and the Environment II. Sudbury, Ontario,
September 13-17, 1999. p. 1055-1062.
20
Ferguson, K. D., Erickson, P. M. 1988. Pre-mine prediction of acid mine drainage. In
Environmental Management of Solid Waste - Dredged Material and Mine Tailings, W. Salomons
and U. Forstner (eds.). Springer-Verlag , New York. p. 24-43.
Ferguson, K. D. Morin, K.A. 1991. The prediction of acid rock drainage - Lessons from the
database. In Proceedings, Second International Conference on the Abatement of Acidic Drainage,
Montreal, Quebec, September 16-18, Volume 3, p. 85-106.
Fey, D.L., Desborough, G.A., Church, S.E. Comparison of two leach procedures applied to metalmining related wastes in Colorado and Montana and a relative ranking method for mine wastes. In
Proceedings from the Fifth International Conference on Acid Rock Drainage. SME, Littleton, CO.
p. 1477-1487.
Greenberg, J., Tomson, M. (1992) Precipitation and dissolution kinetics and equilibria of aqueous
ferrous carbonate vs temperature. Applied Geochemistry, 7 (2), p. 185-190.
Hageman, P.L., Briggs, P.H. 2000. A simple field leach test for rapid screening and qualitative
characterization of mine waste dump material on abandoned lands. In Proceedings from the Fifth
International Conference on Acid Rock Drainage. SME, Littleton, CO. p. 1463-1476.
Hall, G.E.M. 1995. Twenty-five years in geoanalysis, 1970-1995. Journal of Geochemical
Exploration 57. p. 1-8.
Hammack, R. W. 1994. Evolved-gas analysis: A method for determining pyrite, marcasite, and
alkaline-earth carbonates. In Environmental Geochemistry of Sulfide Oxidation, Alpers, C. and
Blowes, D. eds. Chapter 28. ACS Symposium Series 550, American Chemical Society,
Washington, D. C. p. 431-444.
Gill, R. 1997. Electron beam methods. In Gill, R. (ed.), Modern Analytical Geochemistry. Addison
Wesley Longman Limited, Essex, England. p. 215-234.
Hammarstrom, J.M., Smith, K.S. 2000. Basics of solids Geochemistry and characterization.
Chapter 2 In Geoenvironmental Analysis of Ore Deposits, notes from Short Course at the Fifth
International Conference on Acid Rock Drainage, May 21, 2000, Denver, CO. 63 p.
Harrington, J.M., Laforce, M..J., Rember, W.C., Fendorf, S.E., Rosenzweig, R.F. 1998. Phase
associations and mobilization of iron and trace elements in Coeur d’Alene Lake, Idaho. Environ.
Sci. Technol. 32. p. 650-656.
Hem, J.D. 1970. Study and interpretation of the chemical characteristics of natural water.
Geological Survey Water-Supply Paper 1473, Washington, D.C. 363 p.
21
Jackson, L.L., Brown, F.W., Neil, S.T. 1987. Major and minor elements requiring individual
determination, classical whole rock analysis, and rapid rock analysis. In Baedecker, P.A. (Ed.),
Methods for Geochemical analysis: U.S. Geological Survey Bulletin 1770, p. G1-G11.
Jambor, J.L. 1994. Mineralogy of sulfide-rich tailings and their oxidation products. In
Environmental Geochemistry of Sulfide Mine-Wastes. Mineralogical Association of Canada, Short
Course Handbook, Volume 22. p. 59-102.
Jambor, J.L., Blowes, D.W. 1998. Theory and applications of mineralogy in environmental studies
of sulfide-bearing mine wastes. In Modern Approaches to Ore and Environmental Mineralogy.
Cabri, L., Vaughn, D. (eds.). Mineralogical Association of Canada Short Course, vol. 27, p. 367401.
Jambor, J.L., Dutrizac, J.E., Chen, T.T. 2000. Contribution of specific minerals to the neutralization
potential in static tests. In Proc. from the Fifth International Conference on Acid Rock Drainage.
SME, Littleton, CO. p. 551-565.
Kelsey, P.D., Klusman, R.W., Lapakko, K.A. 1996. Equilibrium modeling of trace metal transport
from Duluth Complex rockpile. In Proc. 13th Annual National Meeting of the American Society for
Surface Mining and Reclamation, May 18-23, Knoxville, TN. p. 671-680.
Kleinmann, R.L.P., Crerar, D.A., Pacelli, R.R. 1981. Biogeochemistry of acid mine drainage and
a method to control acid formation. Mining Eng. March 1981.
Klug, Harold P. and Alexander, Leroy E. 1974. X-ray Diffraction Procedures for Polycrystalline
and Amorphous Materials. John Wiley & Sons, New York, 2nd edition, Wiley Interscience.
Kwong, Y.T.J., Ferguson, K.D. 1990. Water chemistry and mineralogy at Mt. Washington:
Implications to acid generation and metal leaching. In Acid Mine Drainage: Designing for Closure.
(J.W. Gadsby, J.A. Malick & S.J. Day, eds). Bitech Publishers, Vancouver, British Columbia, 217230.
Lamothe, P.J. 2001. Personal communication with Paul Lamothe, Research Chemist, USGS,
Denver, CO.
Lapakko, K.A. 1988. Prediction of acid mine drainage from Duluth Complex mining wastes in
northeastern Minnesota. In Mine Drainage and Surface Mine Reclamation. V.1. Mine Water and
Mine Waste. Proceedings of the 1988 Mine Drainage and Surface Mine Reclamation Conference.
BuMines IC9183. p. 180-190.
Lapakko, K.A. 1990. Regulatory mine waste characterization: A parallel to economic resource
evaluation. In Proc. Western Regional Symposium on Mining and Mineral Processing Wastes,
F. Doyle (ed.), Soc. for Mining, Metallurgy, and Exploration, Inc., Littleton, CO. p. 31-39.
22
Lapakko, K.A. 1993a. Field dissolution of test piles of Duluth Complex rock. Report to theUS
Bureau of Mines Salt Lake City Research Center. 41 p. plus appendices.
Lapakko, K.A. 1993b. Evaluation of tests for predicting mine waste drainage pH. Report to the
Western Governors’ Association. MN Dep. Nat. Resour., Div of Minerals. St. Paul, MN. 76 p. plus
appendices.
Lapakko, K. A. 1994a. Evaluation of neutralization potential determinations for metal mine waste
and a proposed alternative. In Proc. International Land Reclamation and Mine Drainage Conference
and Third International Conference on the Abatement of Acidic Drainage, Pittsburgh, PA, April 2429, 1994. V. 1, p. 129-137.
Lapakko, K.A. 1994b. Comparison of Duluth Complex rock dissolution in the laboratory and
field. In Proc. International Land Reclamation and Mine Drainage Conference and Third
International Conference on the Abatement of Acidic Drainage, Pittsburgh, PA, April 24-29, 1994.
V. 1, p. 419-428.
Lapakko, K.A., Antonson, D.A. 1994. Oxidation of sulfide minerals present in Duluth Complex
rock: A laboratory study. In Environmental Geochemistry of Sulfide Oxidation; ACS Symposium
Series 550; American Chemical Society: Washington, DC, 1993. pp. 593-607.
Lapakko, K.A., Antonson, D.A. 2002. Drainage pH, acid production, and acid neutralization for
Archean greenstone rock. Preprint 02-73 In Proc. 2002 SME Annual Meeting, February 25-27,
Phoenix, AZ (CD-ROM). Soc. For Mining, Metallurgy, and Exploration, Inc. Littleton, CO.
Lapakko, K.A., Antonson, D.A., Wagner, J.R. 1997. Mixing of limestone with finely-crushed acidproducing rock In Proc. Fourth Intl. Conf. On Acid Rock Drainage. Vol. 3, Vancouver, British
Columbia, Canada, May 31 - June 6, 1997. p. 1345-1360.
Lapakko, K. A., Haub, J., Antonson, D. A. 1998. Effect of dissolution time and particle size on
kinetic test results. SME Annual Meeting. Orlando, FL, March 9-11, 1998. Preprint 98-114. 9 p.
Lapakko, K.A., White, W.W. III. 2000. Modification of the ASTM 5744-96 kinetic test. In Proc.
from the Fifth International Conference on Acid Rock Drainage. SME, Littleton, CO. p. 631-639.
Lawrence, R. W. 1990. Prediction of the behaviour of mining and processing wastes in the
environment. In Proc. Western Regional Symposium on Mining and Mineral Processing Wastes,
F. Doyle (ed.), Soc. For Mining, Metallurgy, and Exploration, Inc., Littleton, CO. p. 115-121.
Lawrence, R.W. 1995. Workshop notes for selection and interpretation of chemical prediction
methods.
Section 2.2. In Summary Notes MEND Prediction Workshops: Selection and
Interpretation of Chemical Prediction Methods and Mathematical Prediction Models. Pointe-Claire,
Quebec, December 7-8, 1995.
23
Lawrence, R.W., Wang, Y. 1996. Determination of neutralization potential for acid rock drainage
prediction. MEND Project 1.16.3. 38 p. plus figures, tables and appendices.
Leinz, R.W., Sutley, S.J., Briggs, P.H. 1999. The use of sequential extractions for the chemical
speciation of mine wastes. In Tailings and Mine Waste ‘99 - Proceedings of the Sixth International
Conference on Tailings and Mine Waste, Fort Collins, CO, January 24-27, 1999: Rotterdam, A.A.
Balkema. p. 555-561.
Leinz, R.W., Sutley, S.J., Desborough, G.A., Briggs, P.H. 2000. An investigation of the partitioning
of metals in mine waste using sequential extractions. In Proceedings from the Fifth International
Conference on Acid Rock Drainage. SME, Littleton, CO. p. 1489-1500.
Lichte, F.E., Meier, A.L., Crock, J.G. 1987. Determination of the rare earth elements in geological
materials by inductively coupled plasma mass spectrometry. Analytical Chemistry, v.59, no. 8, p.
1150-1157.
MEND. 1989. Field sampling manual for reactive sulphide tailings. Mine Environment Neutral
Drainage (MEND) Program Report 4.1.1. Prepared by Canect Environmental Control Technologies
Limited.
MEND. 1990. Acid rock drainage prediction manual- A manual of chemical evaluation procedures
for the prediction of acid generation from mine wastes, MEND Project 1.16.1b. A report prepared
for CANMET-MSL Division, Department of Energy, Mines, and Resources, Canada by Coastech
Research, Inc., Vancouver, B.C.
MEND. 1994. Review of waste rock sampling techniques. Mine Environment Neutral Drainage
(MEND) Program Report 4.5.1. Prepared by SENES Consultants Limited, ??Golder Associates??,
and Laval University.
24
Miller, S.D., Jeffery, J.J., Murray, G.S.C. 1990. Identification and management of acid generating
mine wastes - Procedures and practices in Southeast Asia and the Pacific Regions. In Acid Mine
Drainage Designing for Closure, J.W. Gadsby, J.A. Malick, S.J. Day (eds.) BiTech Publishers Ltd.,
Vancouver, B.C. p. 1-11.
Nelson, M.B. 1978. Kinetics and mechanisms of the oxidation of ferrous sulfide. Ph.D. Thesis,
Stanford University, Palo Alto, CA. 286 p.
Nesbitt, H.W., Jambor, J.L. 1998. Role of mafic minerals in neutralizing ARD, demonstrated using
a chemical weathering methodology. In Cabri, L.J. and Vaughan, D.J. (eds.), Modern Approaches
to Ore and Environmental Mineralogy. Mineralogical Association of Canada Short Course Series,
v. 27. p. 403-421.
Nordstrom, D. K. 1982. Aqueous pyrite oxidation and the consequent formation of secondary iron
minerals. In Acid Sulfate Weathering. J.A. Kittrick, D.S. Fanning, and L.R. Hossner (eds.), Soil
Sci. Soc. America Spec. Pub. 10. pp. 37-56.
Nordstrom, D.K. 1999. Some fundamentals of aqueous geochemistry. In The Environmental
Geochemistry of Mineral Deposits. Part A: Processes, Techniques, and Health Issues. Vol. 6A,
Chapter 4. Reviews in Economic Geology. Society of Economic Geologists, Inc., Chelsea, MI. p.
117-123.
Nordstrom, D.K., Alpers, C.N. 1999. Goechemistry of acid mine waters. In The Environmental
133-160.
Pitard, F.F. 1993. Pierre Gy’s sampling theory and sampling practices–heterogeneity, sampling
correctness, and statistical process control, 2nd edition. CRC Press, Boca Raton, FL.
Plumlee, G. 1999. The environmental geology of mineral deposits. In The Environmental
71-116.
Plumlee, G.S., Nash, J.T. 1995. Geoenvironmental models of mineral deposits - fundamentals and
application: U.S. Geological Survey Open-File Report 95-831, p. 1-9. Denver, CO.
Plumlee, G.S., Smith, K.S., Ficklin, W.H. 1994. Geoenvironmental models of mineral deposits, and
geology-based mineral-environmental assessments of public lands. U.S. Geological Survey OpenFile Report 94-203. 7 p. Denver, CO.
Plumlee, G., Smith K., Montour, M., Ficklin, W., Mosier, E. 1999. Geological controls on the
composition of natural waters and mine waters draining diverse mineral-deposit types. In The
25
Environmental Geochemistry of Mineral Deposits. Part B: Case Studies and Research Topics. Vol.
6B, Chapter 19. Reviews in Economic Geology. Society of Economic Geologists, Inc., Chelsea,
MI. p. 373-432.
Pugh, C.E., Hossner, L.R., Dixon, J.B. 1984. Oxidation rate of iron sulfides as affected by surface
area, morphology, oxygen concentration, and autotrophic bacteria. Soil Science, v. 137, no. 5. p.
309-314.
Rauch, H.W., White, W. B. 1977. Dissolution kinetics of carbonate rocks 1. Effects of lithology
on dissolution rate. Wat. Resour. Res., v. 13, no. 2, p. 381-394.
Renton, J.J., Rhymer, T.E., Stiller, A.H. 1988. A laboratory procedure to evaluate the acid
producing potential of coal associated rocks. Mining Science and Technology. 7. p. 227-235.
Ribet, I., Ptacek, C.J., Blowes, D.W., Jambor, J.L. 1995. The potential for metal release by
reductive dissolution of weathered mine tailings. Journal of Contaminant Hydrology 17. p. 239-273.
Runnells, D.D., Shields, M.J., Jones, R.L. 1997. Methodology for adequacy of sampling of mill
tailings and mine waste rock. In Proc. Tailings and Mine Waste 97. Balkema, Rotterdam. p. 561563.
Seal, R.R. 2000. Personal communication with Robert Seal, USGS, Reston, VA.
Seal, R.R. II, Wanty, R.B., Foley, N.K. 2000. Introduction to geoenvironmental models of mineral
deposits. In Geoenvironmental Analysis of Ore Deposits, Chapter 1. Short Course at the Fifth
International Conference on Acid Mine Drainage, May 21, 2000, Denver, CO. 8 p.
Singer, P.C., Stumm, W. 1970. Acid mine drainage: The rate determining step. Science, 167. p.
1121-1123.
Singleton, G.A., Lavkulich, L.M. 1978. Adaption of the soxhlet extractor for pedologic studies.
Soil Sci. Soc. Am. J., Vol. 42. p. 984-986.
Smith, A. 1997. Waste rock characterization. In Mining Environmental Handbook, J.J. Marcus,
ed. London, Imperial College Press. p. 287-293.
Smith, B.D., McCafferty, A.E., McDougal, R.R. 2000. Utilization of airborne magnetic,
electromagnetic, and radiometric data in abandoned mine land investigations. In Proceedings from
the Fifth International Conference on Acid Rock Drainage. SME, Littleton, CO. p. 1525-1530.
Smith, K.S. 1999. Metal sorption on mineral surfaces: An overview with examples relating to
mineral deposits. In The Environmental Geochemistry of Mineral Deposits. Part B: Case Studies
and Research Topics. Vol. 6B, Chapter 7. Filipek, L., Plumlee, G. (Volume Eds). Reviews in
Economic Geology. Society of Economic Geologists, Inc., Chelsea, MI. p. 161-182.
26
Smith, K.S., Briggs, P.H., Campbell, D.L., Castle, C.J., Desborough, G.A., Eppinger, R.G. III,
Fitterman, D.V., Hageman, P.L., Leinz, R.W., Meeker, G.P., Stanton, M.R., Sutley, S.J., Swayze,
G.A., Yager, D.B. 2000a. Tools for the rapid screening and characterization of historical metalmining waste dumps. In Proceedings of the 2000 Billings Land Reclamation Symposium, Billings,
Montana, March 20-24, 2000. Bozeman, Montana State University, Reclamation Research Unit
Publication No. 00-01 (CD-ROM). p. 435-442.
Smith, K.S., Campbell, D.L., Desporough, G.A., Hageman, P.L., Leinz, RlW., Stanton, M.F., Sutley,
S.J., Swayze, G.A., Yager, D.B. 2000b. Toolkit for the rapid screening and characterization of
waste piles on abandoned mine lands. Short Course at the Fifth International Conference on Acid
Mine Drainage, May 21, 2000, Denver, CO. 13 p.
Smith, K.S., Huyck, H.L.O. 1999. An overview of the abundance, relative mobility, bioavailability,
and human toxicity of metals. In The Environmental Geochemistry of Mineral Deposits. Part
A:Vol. 6A, Chapter 2. Plumlee, G., Logsdon, M. (Volume eds.). Reviews in Economic Geology.
Society of Economic Geologists, Inc., Chelsea, MI. p. 29-70.
Smith, K.S., Ramsey, C.A., Hageman, P.L. 2000c. Sampling strategy for the rapid screening of
mine-waste dumps on abandoned mine lands. In Proceedings from the Fifth International
Sobek, A.A., Schuller, W.A., Freeman, J.R., Smith, R.M. 1978. Field and laboratory methods
applicable to overburden and minesoils. EPA 600/2-78-054. 203 p.
Stumm, W., Morgan, J.J. 1981. Aquatic chemistry - An introduction emphasizing chemical
equilibria in natural waters. John Wiley & Sons, Inc. 470 p.
Sulcek, Z., Povondra, P. 1989. Methods of decomposition in inorganic analysis. CRC Press, Boca
Raton, FL. 325 p.
Sutley, S.J. 2001. Personal communication with Stephen Sutley, Chemist, US Geological Survey,
Denver, CO.
Swayze, G.A., Smith, K.S., Clark, R.N., Sutley, S.J. 2000a. Imaging spectroscopy: A new
screening tool for mapping acidic mine waste. In Proceedings from the Fifth International
Swayze, G.A., Smith, K.S., Clark, R.N., Sutley, S.J., Pearson, R.M, Vance, J.S., Hageman, P.L.,
Briggs, P.H., Meier, A.L., Singleton, M.J., Roth, S. 2000b. Using imaging spectroscopy to map
acidic mine waste. Environmental Science and Technology, v. 34, p. 47-54.
Tessier, A., Campbell, P.G.C., Bisson, M. 1979. Sequential extraction procedure for the speciation
of particulate trace metals. Analytical Chemistry, V. 51, 7. p. 844-851.
27
Tuttle, M.L., Goldhaber, M.B., Williamson, D.L. 1986. Talanta, Vol. 33, No. 12. p. 953-961.
U.S. Environmental Protection Agency. 1994. Test methods for evaluating solid waste,
physical/chemical methods (SW0846), 3rd edition, update 2B: Environmental Protection Agency,
National Center for Environmental Publications, Cincinnati, OH 45268, EPASW-846.3.2B. URL
<http://www.epa.gov/epaoswer/hazwaste/test/sw846.htm>
White, A.F., Bullen, T.D., Davison, V.V., Schulz, M.S., Clow, D.W. 1999. The role of
disseminated calcite in the chemical weathering rate of grainitoid rocks. Geochim. Cosmochim.
Acta, Vol. 63, No. 13/14. p. 1939-1953.
White, W.W. III, Lapakko, K.A. 2000. Preliminary indications of repeatability and reproducibility
of the ASTM 5744-96 kinetic test for drainage pH and sulfate release rate. In Proceedings from the
Fifth International Conference on Acid Rock Drainage. SME, Littleton, CO. p. 621-630.
White, W.W. III, Lapakko, K.A., Cox, R.L. 1999. Static-test methods most commonly used to
predict acid-mine drainage: Practical guidelines for use and interpretation. In Reviews in Economic
Geology, V. 6A, The Environmental Geochemistry of Mineral Deposits, Part A: Processes,
Techniques, and Health Issues. Plumlee, G.S. and Logsdon, M.J. (Eds.) Society of Economic
Geologists, Inc., Littleton, CO. p. 325-338.
White, W. W. III, Jeffers, T. H. 1994. Chemical predictive modeling of acid mine drainage from
metallic sulfide-bearing rock. In Environmental Geochemistry of Sulfide Oxidation; ACS
Symposium Series 550; American Chemical Society: Washington, DC, 1993. p. 608-630.
Whitney, G., Esposito, K.J., Sweeney, K.N. 1995. Mineral reactions in a Colorado mine dump:
Implications for remediation in arid and semi-arid environments. In Proceedings of the 1995
National Meeting of the American Society for Surface Mining and Reclamation, Gillette, WY, June
5-8, 1995. p. 577-586.
Williamson, M.A. and Rimstidt, J.D. 1994. The kinetics and electrochemical rate-determining step
of aqueous pyrite oxidation. Geochim. Cosmochim. Acta, 58. 5443-5454.
Young, R.A. (Ed.). 1993. The Rietveld Method. Oxford University Press.
28
Table 1. Selected sulfate minerals from Alpers et al. 1994.
Selected Soluble Iron-Sulfate Minerals
Mineral
Formula
FeII
Less Soluble Sulfates:
some minerals of the alunite group
Some Soluble Sulfate Minerals
Mineral
Formula
Mineral
Formula
epsomite
MgSO4.7H2O
jarosite
KFe3III(SO4)2(OH)6
melanterite
FeIISO4.7H20
hexahydrite
MgSO4.6H2O
natrojarosite
NaFe3III(SO4)2(OH)6
ferrohexahydrite
FeIISO4.6H20
goslarite
ZnSO4.7H2O
hydronium jarosite
(H3O)Fe3III(SO4)2(OH)6
siderotil
FeIISO4.5H20
bianchite
ZnSO4.6H2O
ammoniojarosite
(NH4)Fe3III(SO4)2(OH)6
rozenite
FeIISO4.4H20
gunningite
ZnSO4.H2O
argentojarosite
AgFe3III(SO4)2(OH)6
szomolnokite
FeIISO4.H20
gypsum
CaSO4.2H2O
plumbojarosite
Pb0.5Fe3III(SO4)2(OH)6
halotrichite
(FeII)Al2(SO4)4 .22H20
anhydrite
CaSO4
alunite
KAl3(SO4)2(OH)6
retgersite
NiSO4.6H2O
natroalunite
NaAl3(SO4)2(OH)6
Mixed FeII-FeIII
copiapite
FeIIFe4III(SO4)6(OH)2.20H2O
chalcanthite
CuSO4.5H2O
ammonioalunite
(NH4)Al3(SO4)2(OH)6
bilinite
FeIIFe2III(SO4)4.22H2O
alunogen
Al2(SO4)3.17H2O
osarizawaite
PbCuAl2(SO4)2(OH)6
romerite
FeIIFe2III(SO4)4.14H2O
mirabilite
Na2(SO4).10H2O
beaverite
PbCuFe2III(SO4)2(OH)6
voltaite
K2FeII5Fe4III(SO4)12.18H2O
thenardite
Na2(SO4)
FeIII
coquimbite
Fe2III(SO4)3.9H2O
kornelite
Fe2III(SO4)3.7H2O
rhomboclase
HFeIII(SO4)2.4H2O
ferricopiapite
Fe5III(SO4)6O(OH).20H2O
29
30
97
Centre scientifique et technique
Service Environnement et Procédés Innovants
3, avenue Claude-Guillemin
BP 6009 – 45060 Orléans Cedex 2 – France – Tél. : 02 38 64 34 34