Matériels et méthodes

L’échantillon de rejets de Kipushi étudié a été prélevé à la digue 1 sans être broyé car étant déjà de granulométrie fine. Il a été séché à l’étuve à une température de 70 à 80°C pour

16 éliminer l’humidité. Pour caractériser le risque de mobilité, cet échantillon a été soumis à des tests de lixiviation dans plusieurs conditions comme cela est recommandé dans la plupart des protocoles d’études récentes des sites et sols pollués (Gupta, 1996 ; Gupta et al., 1996 ; Lebourg et al., 1996 ; Quevauviller, 1996 ; Ure et al.,1996 ; Garrabrants and Kosson, 1997 , 1998 ; Kedziorek et al., 1998 ; Blanchard 2000 ; Kedziorek et al., 2000 ; Matera V., 2001 ; CEN 2002) (voir annexes D et E).

a) Des tests de lixiviation en batch à pH imposé (Projet CENT/TC292/WG6/N148 : dépendance test à l’annexe D) avec de l’acide chlorhydrique (HCl) ou de l’hydroxyde de sodium (NaOH) ont été pratiqués pour étudier l’influence du pH sur la mobilisation des ETM. Le risque de drainage acide a été évalué en déterminant le potentiel de neutralisation (NP) et celui de production d’acide (AP) par la méthode de Sobek et al.

(1978). Le calcul du AP est basé sur la teneur en soufre à l’état sulfure et considère qu’il est entièrement sous forme de pyrite. Le NP est mesuré par titrage du rejet minier à l’acide chlorhydrique.

b) Des extractions simples en batch avec l’eau déminéralisée, le chlorure de calcium (0,01 mol/l) et l’EDTA (0,05 mol/l) ont été effectuées pour déterminer les proportions des ETM solubles, mobiles et mobilisables dans les rejets.

c) Des tests de percolixiviation avec le CaCl₂ 0,01M ont été effectués pour évaluer la quantité réelle des ETM mobiles en condition naturelle.

Le rapport volume/poids entre l’extractant et le rejet étudié (L/S) pour les tests en batch était de 10 et l’ensemble est agité en continu pendant 2 heures à température ambiante (Novozamski et al., 1993 ; Quevauviller et al.,1996). Les extraits étaient analysés par absorption atomique après filtration sur un filtre de 0,45 µm afin de déterminer les pourcentages d’extractions de l’arsenic, cuivre, plomb et zinc. Les tests de percolation ont été effectués dans une colonne de 4,12 cm de diamètre. 226 g de matière ont été tassés jusqu’à une hauteur de 9,0 cm avec un volume des pores Vp de 36,86 cm³ (porosité d’environ 0,3). Le débit d’écoulement était régulé par une pompe péristaltique à 25 ml/h. La circulation de la solution a été maintenue pendant 240 heures jusqu’à ce que le pH soit stable. Le volume total percolé était égal à 6 litres.

17 2.3.3. Résultats et discussions

2.3.3.1.Tests de lixiviation à pH constant

L’échantillon de rejet testé contenait 0,52 % d’arsenic, 0,04 ppm de cadmium, 2,66 % de cuivre, 0,62 % de plomb et 4,95 % de zinc. Après lixiviation par une solution d’acide chlorhydrique à différentes concentrations, le rôle du pH dans le processus de lixiviation a été mis en évidence. Les figures 4 et 5 montrent cette influence en donnant les quantités de polluants métalliques extraits (en mg/kg de rejet sec et pourcentage) en fonction du pH.

Figure 4 - Quantité des ETM mobilisés en fonction du pH (en mg/kg de rejet sec)

Figure 5 - Pourcentage des ETM mobilisés en fonction du pH 0

Quantité des ETM extraits (mg/ kg de rejet sec)

pH

Quantité des ETM extraits (mg/kg de rejet sec)

pH

18 Il ressort des résultats de ces tests que la mobilisation des métaux (cuivre, plomb, zinc) est importante aux pH acides et passe par un minimum aux alentours de pH 7-11. La mobilité de l’arsenic augmente avec le pH. Ainsi, tant aux pH acides que basiques, il y a relargage de polluants. Ce qui montre que les rejets du concentrateur de Kipushi transfèrent des métaux lourds et des métalloïdes dans le milieu environnant lorsqu’ils sont soumis à des percolats acides ou basiques.

2.3.3.2.Drainage minier acide

Le risque de drainage acide a été étudié en déterminant les caractéristiques NP et AP.

Le rapport NP/AP mesuré était de 1,27. Cette valeur classe les rejets de Kipushi comme des résidus intermédiaires entre les résidus miniers générateurs d’acide et les non générateurs.

Notons que le soufre présent n’est pas seulement de la pyrite et donc qu’AP est en réalité plus faible et le rapport réel NP/AP beaucoup plus élevé.

La présence de calcite et de dolomite tend à neutraliser les eaux acides qui se forment mais cette neutralisation n’est pas suffisante pour écarter tout risque, ce qui serait observé à des valeurs du rapport NP/AP supérieures à 2. Cette neutralisation est visible sur le terrain puisqu’il est observé dans la zone d’effondrement de la digue 1 des coulées de gypse comme le montrent les photographies à la figure 6. Ces formations de gypses sont des signes de l’oxydation des sulfures.

Figure 6 - Photographie montrant la formation de gypse lors des infiltrations des eaux (zone d’effondrement aux tailings de Kipushi)

Les traces d’acides formées sur le terrain provoquent

(calcite et dolomite). Les eaux d’infiltration non neutralisée

le calcaire de Kakontwe. Comme les eaux d’infiltration venant des digues coulent vers la mine (voir carte hydrogéologique à la figu

Kipushi deviennent dures. Cette

au changement de la composition de l’eau de la nappe de la vallée de Kipushi

cette raison que Intiomale (1978) avait trouvé dans ses études hydrogéologiques de l’aquifère de Kipushi une double nature de la composition hydrochimique

appelons non polluée (exutoire Kanyemesha et Kamarenge) et Mg²⁺ et une partie polluée avec plus de sulfates et d’ions Ca cassures du mur au niveau de la mine).

La neutralisation des eaux acides par

rejets expliquerait aussi les phénomènes karstiques observés dans ces formations géologiques et les effondrements observés

2.3.3.3.Extractions simples en batch

La figure 7 présente les résultats des extractions simples des polluants métalliques.

Figure 7 - Résultats comparés des extractions simples sur les rejets de Kipushi

Les résultats ci-dessus indiquent que la f

Les traces d’acides formées sur le terrain provoquent la dissolution des minéraux de la gangue . Les eaux d’infiltration non neutralisées dans les tailings

Kakontwe. Comme les eaux d’infiltration venant des digues coulent vers la mine (voir carte hydrogéologique à la figure 2), les eaux exhaurées à la mine souterraine de

. Cette oxydation des sulfures au niveau des digues à rejet la composition de l’eau de la nappe de la vallée de Kipushi

iomale (1978) avait trouvé dans ses études hydrogéologiques de l’aquifère double nature de la composition hydrochimique : une

appelons non polluée (exutoire Kanyemesha et Kamarenge) avec moins d’ions sulfate partie polluée avec plus de sulfates et d’ions Ca²⁺ et Mg²⁺ (exutoire de Kipushi, cassures du mur au niveau de la mine).

La neutralisation des eaux acides par le calcaire de Kakontwe sur lequel reposent les digues à les phénomènes karstiques observés dans ces formations géologiques

à la digue 1.

Extractions simples en batch

les résultats des extractions simples des polluants métalliques.

Résultats comparés des extractions simples sur les rejets de Kipushi

dessus indiquent que la fraction soluble extraite à l’eau bidistillée est de re 2), les eaux exhaurées à la mine souterraine de au niveau des digues à rejets contribue la composition de l’eau de la nappe de la vallée de Kipushi. C’est pour iomale (1978) avait trouvé dans ses études hydrogéologiques de l’aquifère une partie que nous avec moins d’ions sulfate, Ca²⁺

(exutoire de Kipushi,

reposent les digues à les phénomènes karstiques observés dans ces formations géologiques

les résultats des extractions simples des polluants métalliques.

Résultats comparés des extractions simples sur les rejets de Kipushi

extraite à l’eau bidistillée est de pour le plomb soit 1 mg/kg de

% pour le zinc soit 90 mg/kg de rejets secs. Le cuivre a donné une

20 extraction presque nulle dans les limites de détection de la méthode analytique utilisée.

Nous concluons de ces résultats que la fraction soluble des ETM est négligeable.

Les valeurs obtenues pour la fraction mobile extraite par le chlorure de calcium sont proches de celles de la fraction soluble extraite à l’eau bidistillée. L’arsenic est extrait à 0,89 % soit

46 mg/kg. Le zinc et le plomb sont extraits à un taux respectivement de 0,26 % (soit 128 mg/kg) et 0,05 % (soit 3 mg/kg). On peut conclure qu’en condition naturelle,

seulement un faible pourcentage des ETM présents dans les rejets est mobilisé.

La fraction mobilisable extraite à l’EDTA est plus importante. Cette fraction biodisponible ou potentiellement lixiviable représente 1,17 % de l’arsenic (soit 61 mg/kg rejets secs), celles du cuivre, plomb et zinc représentent respectivement 17,29 % (soit 4 600 mg/kg rejets secs) ;

72,58 % (soit 4 500 mg/kg rejets secs) et 19,79 % (soit 9 800 mg/kg rejets secs).

La mobilisation de cette fraction dépend des conditions du milieu et est souvent facilitée au contact du système racinaire des plantes. Ces résultats montrent que les rejets présentent un risque important de pollution des sols environnants qui reçoivent des retombées de particules polluées dus à l’érosion éolienne des parcs à rejets. Ce phénomène pourrait expliquer la destruction de la végétation au voisinage des tailings. La plupart des végétaux mobilisent et/ou retiennent les métaux lourds et périssent lorsqu’un certain seuil de pollution est atteint.

2.3.3.4.Tests de percolixiviation en colonne noyée

La percolation des rejets avec une solution de CaCl2 a été arrêtée après 240 heures quand le pH des percolats s’est stabilisé à environ 6,4. Les résultats obtenus sont donnés dans le tableau 3. Le temps de percolation étant lié au rapport L/S, les courbes données à la figure 8 traduisent la cinétique à laquelle les ETM sont mobilisés. Les quantités extraites après une durée correspondant à un rapport L/S de 10 sont comparées à celles obtenues lors des tests de lixiviation simple en batch (tableau 4).

21

Tableau 3 - Pourcentage des ETM extraits en fonction du rapport L/S (percolation avec CaCl₂)

Rapport L/S

Figure 8 - Pourcentage des ETM extraits lors de la percolixiviation avec CaCl₂ en fonction du rapport L/S.

Tableau 4 - Comparaison des teneurs extraites (en mg/kg de rejets secs) en batch et en colonne

22 La percolixiviation s’est stabilisée à un pH de 6,4 et à ce pH, il a été prouvé que certains ETM (arsenic, zinc) se mobilisent. Les analyses des percolats (tableau 3) l’ont également confirmé.

En analysant les allures des courbes obtenues lors de la percolixiviation (figure 8), on remarque que dans un premier temps, l’arsenic se lixivie rapidement et semble atteindre un état stationnaire vers 128 heures (L/S = 16). Cette première partie du relargage de l’arsenic semble contrôler la dissolution de la fraction soluble qui a été évaluée à 30 mg de rejets secs lors des extractions simples en batch. Malgré la stabilisation du pH des percolats, le cuivre, le plomb et le zinc continuent à se dissoudre et au bout de 240 heures, 4,9 mg de cuivre/kg de rejets secs, 16,9 mg de plomb/kg de rejets secs et 281,0 mg de zinc/kg de rejets secs sont mobilisés. Les courbes donnant le pourcentage d’extraction des ETM en fonction du rapport L/S montrent que l’arsenic est le plus mobile suivi de zinc et du plomb. Le cuivre semble être plus stable.

On constate également en analysant les résultats du tableau 4, que d’une manière générale, les fractions extraites avec une solution de CaCl₂ 0,01M sont plus importantes quand on fait la lixiviation par percolation qu’en batch pour un même rapport L/S = 10. Seul l’arsenic a donné des résultats presque semblables.

2.3.4. Conclusions

Les rejets de l’Ancien Concentrateur de Kipushi contiennent des minéraux sulfurés qui étaient stables chimiquement dans la mine. Leur stockage en surface en présence d’eau et de l’oxygène de l’air conduit à leur oxydation et à la formation des sels métalliques facilement lixiviables par les eaux naturelles. La caractérisation du DMA sur un échantillon représentatif permet de classer les tailings de Kipushi comme rejets à drainage acide incertain. Cette oxydation chimique des sulfures favorise les phénomènes karsiques dans le calcaire de Kakontwe sur lequel reposent les tailings et contribue à la pollution des eaux de la nappe de Kipushi.

Tous les tests de lixiviation effectués au laboratoire ont prouvé que ces tailings ne sont pas chimiquement stables, il y a relargage des polluants dans toutes les conditions de pH :

- les tests de lixiviation à différents pH ont confirmé la non stabilité de ces rejets et montrent qu’il y a relargage des métaux aux pH acide, neutre et basique ;

23 - les tests de lixiviation simple en batch avec l’eau déminéralisée, le CaCl₂ 0,01M et l’EDTA 0,05M ont montré que les fractions soluble et mobile sont négligeables et que seule la fraction mobilisable (due à l’influence de la végétation) est importante ; - les tests de lixiviation par percolixiviation en colonne noyée ont donné une

mobilisation plus importante qu’une simple lixiviation en batch avec une stabilisation des percolats à un pH de 6,4 au bout de 240 heures.

En sachant que les ETM sont des polluants qui ne se dégradent pas mais s’accumulent dans les compartiments du sol qui les retiennent, il faut éviter toutes les formes d’érosion qui les mobilisent et les dispersent dans l’environnement. Les tailings sulfurés non stabilisés présentent un risque non négligeable sur l’environnement suite à la mobilité des polluants traces métalliques. Tout l’environnement (rivière, sols, végétation, etc.) se dégradera par la migration et la dispersion des métaux lourds. Les phénomènes d’érosion transportent ces polluants sous forme particulaire et la lixiviation permet les contaminations sous forme d’ions dissous. Une stabilisation des tailings de Kipushi s’impose. La littérature propose la révégétalisation des tailings après placement d’une couverture géotextile pour bloquer les infiltrations possibles vers les nappes souterraines (Raj K et Anil K, 2000 ; Newman, 2003 ; Li M.S., 2005). Cependant, un retraitement valorisant les métaux récupérables semble être la solution la plus durable qui permettra dans le futur la restauration du lit de la rivière Kipushi.

2.4. Exposition au cadmium et au plomb de la population des environs des parcs à rejets