Faculté des Sciences

 Faculté des Sciences
Gestion de l’Environnement
Contribution à la recherche d'un modèle de gestion d'un passif
environnemental issu d'un traitement métallurgique des minerais
sulfurés cuivre - zinc en République Démocratique du Congo
Dieudonné TSHIBANDA KABUMANA
Thèse présentée pour l’obtention du grade de Docteur en Sciences
Novembre 2012
Membres du jury
M. KUMMER Jacques
Professeur, Université Libre de Bruxelles, Président
M. DEGREZ Marc
Professeur, Université Libre de Bruxelles, Promoteur
M. BAULER Thomas
Professeur, Université Libre de Bruxelles, Secrétaire
M. KONGOLO KITALA Pierre
Professeur, Université de Lubumbashi, Co – promoteur
M. FRENAY Jean
Professeur, Université de Liège,
Mme. MATTIELLI Nadine
Professeur, Université Libre de Bruxelles.
RESUME Ce travail traite d’un problème de pollution liée à la présence de métaux de base dans
des passifs environnementaux issus d’un traitement métallurgique des minerais sulfureux
cuivre – zinc provenant de la mine de Kipushi en République Démocratique du Congo.
L’objectif principal de ce travail a été d’arriver à proposer des scénarios de gestion
durable au passif environnemental de la filière présentant les risques environnementaux les
plus élevés. Pour cela, on a d’abord procédé à une identification des différents problèmes
environnementaux tout au long de la filière de traitement sur les quatre sites d’exploitation.
Ensuite on a prélevé des échantillons puis procéder par des tests de disponibilité à la
lixiviation à l’eau déminéralisée pour évaluer les fractions solubles des métaux de base
présents et aussi par des tests de conformité de mise en décharge afin de classer ces rejets
conformément à la directive européenne 2003/33/CE. Ainsi, les rejets Ex – UZK ont été
identifiés comme les plus dangereux de la filière au regard de cette directive, car les quantités
lixiviées de cuivre et de zinc dans ces rejets ont dépassé largement les limites fournies par la
directive, et donc ils ne peuvent même pas être mis en décharge de classe I sans traitement
métallurgique préalable pouvant permettre leur dépollution. Par contre, les autres rejets de la
filière, en l’occurrence les rejets de flottation de Kipushi et les scories de fusion pour matte de
cuivre, peuvent eux être acceptés en décharge de classe I, sans traitement préalable au regard
des limites fournies par la même directive.
Les procédés de lixiviation acide chaude et de digestion ont été proposés et retenus
comme scénarios de gestion durable à appliquer à ces rejets Ex – UZK, car ils se réalisent
tous deux en milieu acide sulfurique d’une part et d’autre part leur application et surtout leur
faisabilité en République Démocratique du Congo reste possible ; en outre ils aboutissent à
des nouveaux rejets contenant le fer sous forme d’hématite, pouvant être stocké aisément et
durablement dans la nature, ce qui est conforme au principe du développement durable.
Nous avons tenté de modéliser ces deux scénarios en discutant et comparant la
circulation des flux de matière dans les deux procédés, d’abord autour de chaque opération
métallurgique unitaire, et ensuite sur l’ensemble du procédé. Ainsi nous avons pu chiffrer tous
les flux entrant et sortant dans le système étudié, en considérant 1000 kg de rejets Ex –UZK
alimentés. Cette quantification nous a permis de comparer les coûts opératoires de ces deux
procédés.
Les résultats obtenus dans la présente étude sont encourageants et nous ont permis de
formuler des recommandations pour les études ultérieures éventuelles dont les résultats
pourront l’enrichir davantage, notamment sur les aspects technologiques, économiques et
environnementaux, de manière à faciliter les applications sur terrain.
ABSTRACT This work deals with environmental liabilities consisting of base metals pollution due
to metallurgical processing of copper – zinc sulphide ores in Kipushi mine in Democratic
Republic of Congo.
The main objective of this work was to propose sustainable management scenarios for
the most important environmental liabilities from metallurgical sector. For this purpose,
liabilities were first identified on four metallurgical plants. Then, leaching tests with
deionized water were carried out to assess the soluble fractions of base metals. These effluents
were also classified according to the test described in european decision 2003/33/EC, which
determines the conformity of waste to landfill. Ex – UZK effluents are the most dangerous
from this sector, according to this directive, since the quantities of leached copper and zinc
were far beyond the limits : they cannot be sent to class I landfill without prior metallurgical
processing. However, other effluents like flotation wast and Lubumbashi slag originating
from melting for copper matte, are acceptable without prior treatment.
Hot acid leaching and digestion were proposed as sustainable management scenarios
for to these Ex – UZK waste because : both can be performed in sulfuric acid and they are
feasible in Democratic Republic of Congo. They also lead to an iron – rich waste consisting
of hematite that can be stored easily and sustainably in nature, which is consistent with the
principle of sustainable development.
We have modeled these two scenarios by discussing and comparing the flows in both
processes, first for each individual metallurgical unit process, and then for the whole chain of
value. So we could assess all the inputs and outputs of the studied system, expressed per ton
of Ex – UZK waste. The operating costs of both processes were calculated and compared.
The results are encouraging. Recommendations were proposed for further studies, in
order to investigate more deeply the technological, economical and environmental aspects, to
facilitate the final application.
Table des Matières
TABLE DES MATIERE
RESUME ......................................................................................................................................
ABSTRACT .................................................................................................................................
TABLE DES MATIERES .......................................................................................................... i
LISTE DES ABREVIATIONS ET ACRONYMES ................................................................ vii
LISTE DES FIGURES .............................................................................................................. xi
LISTE DES TABLEAUX ........................................................................................................ xv
LISTE DES ANNEXES ........................................................................................................... xx
PUBLICATIONS .................................................................................................................... xxi
GLOSSAIRE .......................................................................................................................... xxii
REMERCIEMENTS ............................................................................................................ xxvii
INTRODUCTION ...................................................................................................................... 1
CHAPITRE I DESCRIPTION DE LA FILIERE DE TRAITEMENT DES MINERAIS
SULFURES CUIVRE - ZINC ET IDENTIFICATION DES SOURCES DE POLLUTION ... 4
I.1. Historique ............................................................................................................................. 4
I.2. Caractéristiques des minerais sulfurés cuivre – zinc de Kipushi ....................................... 14
I.3. Description de la filière Cu – Zn de minerais sulfurés de Kipushi .................................... 14
I.3.1. Concentrateur de Kipushi ............................................................................................... 14
I.3.1.1. Description et quelques caractéristiques ...................................................................... 14
I.3.1.2. Bilan global de l’opération de concentration ............................................................... 23
I.3.1.3. Enjeux environnementaux ........................................................................................... 27
I.3.2. Usine de la Gécamines Lubumbashi ............................................................................... 30
I.3.2.1. Description générale .................................................................................................... 30
I.3.2.2. Agglomération ............................................................................................................. 33
I.3.2.3. Fusion pour matte de cuivre ......................................................................................... 34
i Table des Matières
I.3.2.4. Convertissage ............................................................................................................... 38
I.3.2.5. Bilan global de la production du cuivre blister ............................................................ 40
I.3.2.6. Enjeux environnementaux ........................................................................................... 43
I.3.3. Grillage des concentrés de zinc à Likasi ......................................................................... 44
I.3.3.1. Description générale .................................................................................................... 44
I.3.3.2. Bilan global pour la production d’une tonne d’acide sulfurique ................................. 48
I.3.3.3. Enjeux environnementaux ........................................................................................... 49
I.3.4.Traitement de la calcine à l’Ex - UZK ............................................................................. 49
I.3.4.1. Description générale .................................................................................................... 49
I.3.4.2. Bilan global lors de la production d’une tonne de zinc à l’Ex–UZK........................... 55
I.3.4.3. Enjeux environnementaux ........................................................................................... 57
I.3.5. Résumé des points environnementaux problématiques .................................................. 58
CHAPITRE II INCIDENCES ENVIRONNEMENTALES LIEES AU STOCKAGE DES
REJETS SOLIDES DE LA FILIERE CUIVRE - ZINC.......................................................... 60
II.1. Introduction ...................................................................................................................... 60
II.2. Contexte législatif de la R.D.C. ....................................................................................... 60
II.3. Le parc à rejets du concentrateur de Kipushi ................................................................... 61
II.3.1. Géologie et circulation des eaux au niveau des bassins à rejets .................................... 62
II.3.2. Incidences sur l’environnement ..................................................................................... 62
II.4. Les scories du terril des usines de Lubumbashi .............................................................. 70
II.4.1. Contexte géologique et structure du terril de Lubumbashi............................................ 70
II.4.2. Incidences sur l’environnement ..................................................................................... 71
II.5. Le grillage des concentrés sulfurés de zinc à Likasi ........................................................ 71
II.6. Le parc à résidus de l’Ex–UZK ........................................................................................ 72
II.6.1. Contexte géologique ...................................................................................................... 72
II.6.2. Incidences sur l’environnement ..................................................................................... 72
ii Table des Matières
II.7. Conclusion partielle .......................................................................................................... 73
CHAPITRE III GESTION DES RESIDUS ISSUS DES ACTIVITES D’EXTRACTION DES
MINERAIS CONTENANT LES METAUX DE BASE ......................................................... 74
III.1. Introduction ..................................................................................................................... 74
III.2. Questions environnementales essentielles ...................................................................... 75
III.3. Les défis environnementaux de l’industrie minière ........................................................ 76
III.3.1. Gestion des rejets liquides ............................................................................................ 76
III.3.2. Gestion des rejets solides ............................................................................................. 77
III.3.2.1. La gestion des stériles miniers .................................................................................. 77
III.3.2.2. La gestion des rejets de concentrateur....................................................................... 77
III.3.2.3. La gestion des boues de traitement ........................................................................... 78
III.4. Méthodes de restauration des aires d’entreposage .......................................................... 78
III.4.1. La désulfuration environnementale .............................................................................. 80
III.4.1.1. Gestion intégrée des rejets suite à la désulfuration ................................................... 80
III.4.2. Barrière à l’oxygène ..................................................................................................... 81
III.4.3. Recouvrements étanches et contrôle des infiltrations d’eau ........................................ 81
III.5. Conclusion partielle......................................................................................................... 82
CHAPITRE IV CARACTERISATION ET COMPORTEMENT ENVIRONNEMENTAL
DES REJETS SOLIDES ENGENDRES PAR LE TRAITEMENT DES MINERAIS
SULFURES CUIVRE – ZINC ................................................................................................. 83
IV.1. Introduction ..................................................................................................................... 83
IV.2. Caractérisation des rejets de la filière cuivre – zinc........................................................ 83
IV.2.1. Prélèvement et préparation des échantillons ................................................................ 83
IV.2.1.1. Echantillonnage des rejets de flottation de Kipushi .................................................. 85
IV.2.1.2. Echantillonnage des scories des usines de Lubumbashi ........................................... 86
IV.2.1.3. Echantillonnage des rejets Ex – UZK ....................................................................... 87
IV.2.2. Caractéristiques physico-chimiques des rejets étudiés ................................................ 90
iii Table des Matières
IV.2.2.1. Taux de matière sèche et d’humidité ........................................................................ 90
IV.2.2.2. Mesure de la densité .................................................................................................. 92
IV.2.2.3. Mesure de la surface spécifique ................................................................................ 92
IV.2.2.4. Mesures de la granulométrie ..................................................................................... 93
IV.2.3. Analyses chimiques et minéralogiques ........................................................................ 94
IV.2.3.1. Rejets de l’ancien concentrateur de Kipushi ............................................................. 94
IV.2.3.2. Scories des usines de Lubumbashi ............................................................................ 96
IV.2.3.3. Rejets de l’ex-usine à zinc de Kolwezi ..................................................................... 97
IV.3. Comportement environnemental des rejets de la filière Cu – Zn ................................... 99
IV.3.1. Quelques considérations .............................................................................................. 99
IV.3.2. Expérimentation ......................................................................................................... 101
IV.3.2.1. Test de disponibilité à la lixiviation ........................................................................ 101
IV.3.2.2. Test de conformité de mise en décharge ................................................................. 105
IV.3.2.3. Conclusions partielles ............................................................................................. 110
CHAPITRE V SCENARIOS DE GESTION DURABLE DES REJETS SOLIDES ISSUS
D’UN TRAITEMENT HYDROMETALLURGIQUE DE ZINC ......................................... 111
V.1. Introduction .................................................................................................................... 111
V.2. Scénarios de gestion durable applicables aux rejets Ex–UZK ....................................... 112
V.2.1. Lixiviation acide chaude ............................................................................................. 112
V.2.1.1. Procédé jarosite ........................................................................................................ 115
V.2.1.2. Procédé goethite ....................................................................................................... 116
V.2.1.3. Procédé hématite ...................................................................................................... 118
V.2.2. Technique de digestion ................................................................................................ 120
V.2.3. Lixiviation en milieu alcalin........................................................................................ 122
V.2.4. Technique de biolixiviation ......................................................................................... 127
V.2.5. Commentaires sur les procédés proposés .................................................................... 129
iv Table des Matières
V.3. Conclusion partielle ........................................................................................................ 131
CHAPITRE VI MODELISATION DE SCENARIOS DE GESTION DURABLE
APPLICABLES AUX REJETS EX–UZK ............................................................................ 132
VI.1. Introduction ................................................................................................................... 132
VI.2. Bref rappel du concept « modélisation » ...................................................................... 132
VI.3. Application aux deux scénarios .................................................................................... 133
VI.3.1. Modèle de la technique de lixiviation acide chaude .................................................. 133
VI.3.1.1. Quelques hypothèses à formuler ............................................................................. 138
VI.3.1.2. Données et inconnues du système ........................................................................... 138
VI.3.1.3. Résolution du système d’équations ......................................................................... 139
VI.3.2. Modèle de la technique de digestion .......................................................................... 163
VI.3.2.1. Quelques hypothèses à formuler ............................................................................. 166
VI.3.2.2. Données et inconnues du système ........................................................................... 167
VI.3.2.3. Résolution du système ............................................................................................ 168
VI.4. Conclusions partielles ................................................................................................... 183
CHAPITRE VII CONCLUSIONS ET PERSPECTIVES TECHNOLOGIQUES ET
ENVIRONNEMENTALES ................................................................................................... 185
VII.1. Introduction.................................................................................................................. 185
VII.2. Comparaison des coûts opératoires de deux procédés de retraitement des rejets Ex UZK ........................................................................................................................................ 185
VII.2.1. Procédé de Lixiviation acide chaude (hématite) ....................................................... 185
VII.2.1.1. Réactifs utilisés et leurs consommations ............................................................... 185
VII.2.1.2. Coûts de l’énergie électrique ................................................................................. 187
VII.2.1.3. Evaluation des bénéfices........................................................................................ 189
VII.2.2. Technique de digestion ............................................................................................. 190
VII.2.2.1. Réactifs utilisés et leurs consommations ............................................................... 190
VII.2.2.2. Coûts de l’énergie électrique ................................................................................. 191
v Table des Matières
VII.2.2.3. Evaluation des bénéfices........................................................................................ 192
VII.2.3. Interprétation des résultats obtenus .......................................................................... 193
VII.3. Conclusions.................................................................................................................. 194
VII.3.1. Données manquantes ................................................................................................ 196
VII.4. Perspectives ................................................................................................................. 197
REFERENCES BIBLIOGRAPHIQUES ............................................................................... 199
Annexes 2.1 : Figure A.2.1 : Schéma du protocole expérimental selon la norme EN 12457 - 1
................................................................................................................................................ 219
Annexes 2.2 : Figure A.2.2 : Suite du protocole expérimental selon la norme EN 12457 - 1220
Annexes 3. Techniques Analytiques ...................................................................................... 221
A.3.1. Détermination du Taux de matière sèche et d’humidité.............................................. 221
A.3.2. Mesure de la densité .................................................................................................... 221
A.3.3. Mesure de la surface spécifique .................................................................................. 221
A.3.4. Mesure de la granulométrie ......................................................................................... 221
A.3.5. Mesure de pH .............................................................................................................. 222
A.3.6. Mesure de la conductivité électrique ........................................................................... 222
A.3.7. Fluorescence des rayons X ......................................................................................... 222
A.3.8. Diffraction des rayons X ............................................................................................ 222
A.3.9. Spectroscopie d’émission atomique à plasma inductif................................................ 223 vi Liste des abréviations et acronymes
LISTE DES ABREVIATIONS ET ACRONYMES Gécamines : Générale des Carrières et des Mines
UMHK : Union Minière du Haut Katanga
DL : Dwight Lloyd
STL : Société de Traitement du Terril de Lubumbashi
UZK : Usine à Zinc de Kolwezi
UL : Usine de la Gécamines Lubumbashi
ACK : Ancien Concentrateur de Kipushi
NCK : Nouveau Concentrateur de Kipushi
US/DA : Usine de Shituru/Division Acide
CMSK : Compagnie Minière du Sud Katanga
MIBC : Méthyl Isobutyl Carbinol
DCO : Demande Chimique en Oxygène
US – EPA : United States Environmental Protection Agency
CCME : Conseil Canadien des Ministres de l’Environnement
COV : Composé Organique Volatil
vii Liste des abréviations et acronymes
GCM/UL : Gécamines/Usines de Lubumbashi
UMPC : Campagne de production du cuivre blister à l’UMHK
MDB : Mélanges Déchets et Boues
MNF : Métaux Non Ferreux
TCF : Tonne d’une Charge Fraîche
CE : Communauté Européenne
SA : Solution d’Attaque
RC : Solution de Retour Cellules d’électrolyse
R.D.C : République Démocratique du Congo
MTD : Meilleures Techniques Disponibles
DMA : Drainage Minier Acide
DNC : Drainage Neutre Contaminé
TL : Toxicité Létale
CEBC : Couvertures à Effets de Barrière Capillaire
EMT : Bureau d’Etudes Métallurgiques de la Gécamines
TS : Taux de matière sèche
viii Liste des abréviations et acronymes
TH : Taux d’humidité
ISO : International Standard Organization (Organisation Internationale de Normalisation)
RUZK : Rejets Ex – UZK
RKHI : Rejets de flottation de Kipushi
SCUL : Scories des Usines de Lubumbashi
IC : Intervalle de Confiance
BET : Brunauer Emett et Teller
NEN : Norme Environnementale
L/S : Rapport Liquide sur Solide
ICP – OES : Inductively Coupled Plasma Optical Emission Spectroscopy
UF : Under Flow (Sous – verse)
OF : Over Flow (Surverse)
REZEDA : Recyclage du Zinc par Electrolyse des Déchets d’Aciérie
BHM : Boues d’Hydroxydes Métalliques
DCDC : Procédé à Double Contact et Double Conversion
UCK : Usine à Cuivre de Kolwezi
ix Liste des abréviations et acronymes
C.T.B : Coopération Technique Belge
ETM : Eléments Traces Métalliques
LME : London Metal Exchange
x Liste des Figures
LISTE DES FIGURES Figure I.1 : Filière de traitement des minerais sulfurés cuivre-zinc de Kipushi………….........9
Figure I.2 : Distances entre sites de traitement de produits intermédiaires………..................10
Figure I.3 : Localisation des sites de production de la filière cuivre-zinc………....................11
Figure I.4 : Vue aérienne du site du concentrateur de Kipushi.................................................12
Figure I.5 : Vue aérienne du site de l’usine de la Gécamines Lubumbashi……......................12
Figure I.6 : Vue aérienne du site de l’usine à acide de la Gécamines Shituru (Likasi)…........13
Figure I.7 : Vue aérienne du site de l’ex - usine à zinc de Kolwezi……………….................13
Figure I.8 : Schéma simplifié de la flottation différentielle des minerais sulfurés de
Kipushi......................................................................................................................................17
Figure I.9 : Estimation des flux autour de l’opération de concentration………………...........23
Figure I.10 : Vue aérienne du parc à rejets du concentrateur de la Gécamines Kipushi……..28
Figure I.11 : Vue du parc à rejets de Kipushi en saison sèche (19 juin 2009)……..................28
Figure I.12 : Vue du parc à rejets de Kipushi en saison de pluie (14 février 2009)……….....29
Figure I.13 : Bassin III à rejets de Kipushi non encore rempli (14 février 2009)……….........29
Figure I.14 : Bloc diagramme de l’Usine de la Gécamines Lubumbashi………………….....32
xi Liste des Figures
Figure I.15 : Vue aérienne du terril à scories de la Gécamines Lubumbashi………...............37
Figure I.16 : Flux de matières nécessaires à l’élaboration du cuivre blister………….............41
Figure I.17: Flow sheet simplifié de production d’acide sulfurique à Likasi…………….......47
Figure I.18 : Estimation des flux autour de l’opération du grillage oxydant………………..................48
Figure I.19 : Direction des vents dominants sur le site de l’usine à acide (GCM/Likasi)…....49
Figure I.20: Flow sheet simplifié de la section de lixiviation de l’Ex – UZK…………..........54
Figure I.21 : Flux de matières lors de l’élaboration d’une tonne de zinc à l’Ex–UZK…….....56
Figure I.22 : Vue aérienne des bassins à rejets de l’usine à zinc de Kolwezi……...................58
Figure IV.1.a : Echantillon brut des rejets de flottation de Kipushi…………………….........86
Figure IV.1.b : Echantillon broyé des rejets de flottation de Kipushi…………………..........86
Figure IV.2.a : Echantillon brut de scories de Lubumbashi………………………..................87
Figure IV.2.b : Echantillon broyé de scories de Lubumbashi……………………...................87
Figure IV.3.a : Echantillon brut de rejets Ex – UZK (bassin 1)…………………...................88
Figure IV.3.b : Echantillon broyé de rejets Ex – UZK (bassin 1)…………….........................88
Figure IV.4.a : Echantillon brut de rejets Ex – UZK (bassin 2)……………...........................88
Figure IV.4.b : Echantillon broyé de rejets Ex – UZK (bassin 2)…………….........................88
Figure IV.5.a : Echantillon brut de rejets Ex – UZK (bassin 3)……………...........................89
xii Liste des Figures
Figure IV.5.b : Echantillon broyé de rejets Ex – UZK (bassin 3)…………….........................89
Figure IV.6.a : Echantillon brut de rejets Ex – UZK (bassin 4)……………...........................89
Figure IV.6.b : Echantillon broyé de rejets Ex – UZK (bassin 4)……….................................89
Figure IV.7.a : Echantillon brut de rejets Ex – UZK (bassin 5)…………...............................90
Figure IV.7.b : Echantillon broyé de rejets Ex – UZK (bassin 5)……….................................90
Figure IV.8 : Vue de l’agitateur à retournement avec des échantillons Ex–UZK…..............102
Figure V.1 : Traitement des résidus de lixiviation neutre à Zincor………………................113
Figure V.2 : Précipitation du fer à Zincor………………………….......................................114
Figure V.3 : Flow sheet de principe du procédé goethite………………...............................117
Figure V.4 : Flow sheet simplifié du procédé hématite à Iijima Zinc Plant……...................119
Figure V.5 : Flow-sheet de retraitement des rejets Ex – UZK par digestion …….................121
Figure V.6 : Flow sheet simplifié du procédé REZEDA……………………………............126
Figure VI.1.a : Modèle de Flow-sheet de retraitement des rejets Ex–UZK par lixiviation acide
chaude ………………………………………………………………………………............136
Figure VI.1.b : Modèle de Flow-sheet de retraitement des rejets Ex–UZK par lixiviation acide
chaude (suite)……………………………………………………………………………......137
Figure VI.2 : Bilan global de masses du modèle de la lixiviation acide chaude……………161
xiii Liste des Figures
Figure VI.3 : Modèle de Flow-sheet de retraitement des rejets Ex–UZK par digestion…….165
.
Figure VI.4 : Bilan global de masses du modèle de digestion………………………………182
xiv Liste des Tableaux
LISTE DES TABLEAUX Tableau I.1 : Domaine de variation de la consommation de réactifs de flottation…………...16
Tableau I.2 : Estimation du stock global des rejets de flottation…………………………......19
Tableau I.3 : Estimation de la composition chimique des rejets du concentrateur de
Kipushi......................................................................................................................................19
Tableau I.4 : Concentration des collecteurs en solution…………………………...................20
Tableau I.5 : Concentrations de quelques éléments dans les eaux de flottation……………...20
Tableau I.6 : Qualité de l’eau d’exhaure de la mine souterraine de Kipushi………………....21
Tableau I.7 : Toxicité de quelques réactifs de flottation sur des poissons vivant en eau
douce.........................................................................................................................................22
Tableau I.8 : Alimentation des minerais cuivre-zinc au concentrateur de Kipushi…………..24
Tableau I.9 : Production des concentrés de cuivre au concentrateur de Kipushi…………......25
Tableau I.10 : Production des concentrés de zinc au concentrateur de Kipushi………….......25
Tableau I.11 : Résultats des différents ratios………………………………………................26
Tableau I.12 : Bilan global autour de l’opération de flottation différentielle…………….......26
Tableau I.13 : L’analyse chimique moyenne des constituants d’une charge à agglomérer…..33
Tableau I.14 : Quelques caractéristiques de production à l’agglomération…………………..34
xv Liste des Tableaux
Tableau I.15 : Composition chimique moyenne des scories de fusion pour matte……….......35
Le tableau I.16 donne la composition chimique des mattes produites au four Water
Jacket.........................................................................................................................................35
Tableau I.17 : Composition chimique moyenne des gaz avant dépoussiérage…………….....36
Tableau I.18 : Répartition moyenne en (%) de quelques éléments entre les phases après fusion
pour matte de cuivre…………………………………………………………………………..36
Tableau I.19 : Estimation du stock global du terril à scories de Lubumbashi………………..38
Tableau I.20 : Composition chimique des lingots ordinaires de cuivre blister………….........39
Tableau I.21 : Principales caractéristiques de marche (UMPC)……………………………...40
Tableau I.22 : Bilan global des flux pour l’élaboration d’une tonne de cuivre blister……...................43
Tableau I.23 : Bilan pour la production d’une tonne d’acide sulfurique………………………............48
Tableau I.24 : Estimation des métaux contenus dans les rejets Ex–UZK.…………................55
Tableau I.25 : Quelques caractéristiques des bassins à rejets de l’Ex–UZK…………………55
Tableau I.26 : Bilan des matières nécessaire à l’élaboration d’une tonne de zinc……………57
Tableau II.1 : Principaux minéraux sulfureux susceptibles de se retrouver dans les rejets
Miniers……………………………………………………………………………..................64
Tableau II.2 : Principales bactéries associées à l’oxydation des sulfures présents dans les
rejets miniers générateurs de DMA………………………………………………………......66
xvi Liste des Tableaux
Tableau II.3 : Réactions d’oxydation par l’oxygène et par le fer ferrique pour les principaux
minéraux sulfureux…………………………………………………………….......................67
Tableau II.4. Principaux minéraux neutralisants présents dans les rejets miniers……………69
Tableau IV.1 : Taux de matière sèche et d’humidité en pourcentage…………………….......91
Tableau IV.2 : Densité mesurée de différentes matières……………………………………..92
Tableau IV.3 : Surface spécifique des rejets (m2/g)………………………………………......93
Tableau IV.4 : Répartition granulométrique des scories………………………………….......94
Tableau IV.5 : Composition chimique moyenne des rejets de l’ancien concentrateur de
Kipushi (%)…………………………………………………………………………………...95
Tableau IV.6 : Composition minéralogique des rejets de flottation…………………….........96
Tableau IV.7 : Composition chimique moyenne des scories (%)……………………….........96
Tableau IV.8 : Composition chimique moyenne des rejets Ex–UZK (%)……………………98
Tableau IV.9 : Composition minéralogique des rejets Ex – UZK…………………………....99
Tableau IV.10 : Facteurs de contrôle de la lixiviation…………………………………........103
Tableau IV.11 : Résultats d’analyse chimique de solutions de lixiviation……………….....104
Tableau IV.12 : Taux d’extraction des éléments…………………………………………....104
Tableau IV.13 : Facteurs de contrôle de la lixiviation…………………………………........106
xvii Liste des Tableaux
Tableau IV.14 : Résultats d’analyse chimique des solutions de lixiviation……………........107
Tableau IV.15 : Pourcentage extrait des éléments……………………………………..........107
Tableau IV.16 : Quantité de constituants lixiviés par kg de rejet……………………….......108
Tableau IV.17 : Limites d’acceptation dans les décharges……………………………….....109
Tableau V.1 : Composition des jarosites………………………………………………........115
Tableau V.2 : Composition chimique moyenne des produits susceptibles d’être traités par le
procédé REZEDA…………………………………………………………………………...123
Tableau VI.1 : Caractéristiques des trois principaux résidus de fer produits dans
l’hydrométallurgie de zinc…………………………………………………………………..134
Tableau VI.2 : Fraction soluble dans la charge solide à lixivier……………………….........147
Tableau VI.3 : Bilan de masses acides dans la charge circulante...........................................154
Tableau VI.4 Masses des sulfates des métaux dissous………………………………….......159
Tableau VI.5 Bilan de masses des ions H+…………………………………………….........161
Tableau VI.6 Bilan global de masses du modèle de lixiviation acide chaude……………....162
Tableau VI.7 : Composition chimique des résidus……………………………………….....163
Tableau VI.8 : Composition chimique de la fraction soluble sulfatée…………………........173
Tableau VI.9 Masses des sulfates des métaux dissous………………………………...........181
xviii Liste des Tableaux
Tableau VI.10 : Bilan de masses des ions H+ ........................................................................181
Tableau VI.11 : Bilan global de masses du modèle de digestion………………...................182
Tableau VI.12 : Composition chimique du résidu solide…………………………................183
Tableau VII.1 : Consommation des différents réactifs utilisés...............................................186
Tableau VII.2 : Coûts des réactifs utilisés..............................................................................187
Tableau VII.3 : Coûts de l’énergie électrique relatifs à la production des métaux ................189
Tableau VII.4 : Production et vente des métaux.....................................................................189
Tableau VII.5 : Consommation et coûts des réactifs utilisés (Digestion)...............................190
Tableau VII.6 : Coûts de l’énergie électrique relatifs à la production des métaux (Digestion)..
.................................................................................................................................................192
Tableau VII.7 : Production et vente des métaux (Digestion)..................................................192
Tableau VII.8 : Comparaison des coûts opératoires………...................................................193
xix Liste des Annexes
LISTE DES ANNEXES Annexes 1.1. Tableau A.1.1 : Techniques de traitement des effluents des DMA…………..217
Annexes 1.2. Tableau A.1.2 : Techniques préventives et curatives appliquées à la source des
DMA………………………………………………………………………………………...218
Annexes 2.1. Figure A.2.1 : Schéma du protocole expérimental selon la norme EN 12457 –
1...............................................................................................................................................219
Annexes 2.2. Figure A.2.2 : Suite du Schéma du protocole expérimental selon la norme EN
12457 – 1................................................................................................................................220
Annexes 3 : Techniques Analytiques......................................................................................221
Annexes 4 : Résultats d’analyses chimiques des rejets par Fluorescence des rayons X........224
Annexes 5 : Différents tests pris en compte pour la caractérisation des déchets....................231
Annexes 6 : Diffractogrammes des rejets...............................................................................236
xx Publications
PUBLICATIONS Les recherches réalisées au cours de ce travail ont mené aux publications suivantes :
• Dieudonné Tshibanda Kabumana, Marc Degrez, Pierre Kongolo Kitala, 2010,
Evaluation de la pollution engendrée par un rejet solide issu d’un traitement
hydrométallurgique d’un concentré de zinc en République Démocratique du Congo,
MATERIAUX 2010, 18 – 22 octobre 2010, Nantes, France
• Tshibanda Kabumana Dieudonné, Degrez Marc, Kongolo Kitala Pierre, 2011,
Scénarios de gestion durable d’un rejet solide issu d’un traitement hydrométallurgique
de zinc en République Démocratique du Congo, Récents Progrès en Génie des
Procédés, Numéro 101 – 2011. ISSN 1775 – 335X – ISBN 2 – 910239 – 75 – 6, Ed.
SFGP, Paris, France.
xxi Glossaire
GLOSSAIRE Agglomérés : produits issus de l’opération de grillage de minerais constitués des grains frittés
d’une dimension supérieure au centimètre et pouvant bien se comporter aux opérations
ultérieures de fusion.
Aliquote : fraction d’une quantité totale d’une solution.
Aquifère : couche de terrain ou roche, suffisamment poreuse et perméable, pour contenir une
nappe d’eau souterraine
Blende : sulfure naturel de zinc, est le principal minéral de zinc qui cristallise en sphalérite ou
en wurtzite.
Calcine : concentré de zinc grillé.
Catalyse : action d’une substance appelée catalyseur sur une transformation chimique dans le
but d’augmenter sa vitesse de réaction. Le catalyseur, qui est en général en quantité beaucoup
plus faible que les réactifs, n’est pas consommé et est retrouvé inchangé à la fin de la réaction.
Cément : précipité granuleux de métal.
Coke : combustible métallurgique par excellence provenant de la distillation de la houille et
ne renfermant plus qu’une très faible fraction des matières volatiles qu’elle contenait.
Collecteur : réactif tensioactif (surfactant) dont le rôle est de rendre hydrophobe la surface du
minéral à flotter, afin de lui conférer une affinité plus grande pour la phase gazeuse que pour
la phase liquide.
xxii Glossaire
Comportement à la lixiviation : désigne le relargage et l’évolution du relargage à partir d’un
déchet, par contact avec un agent lixiviant en fonction des conditions spécifiées dans le
scénario en particulier pendant la période de temps spécifiée (Norme EN 12 920).
Conformité : état des choses qui s’accordent, qui se trouvent en parfaite harmonie, c'est-àdire une adaptation totale.
Conglomérat : roche sédimentaire détritique dont les éléments, de taille supérieure à 2 mm,
sont consolidés par un liant, lorsque les éléments sont anguleux, on parle de brèche, lorsqu’ils
sont arrondis, de poudingue.
Cubage : fait de mesurer un volume en unité cubique (volume mesuré).
Digestion : opération métallurgique au cours de laquelle les oxydes métalliques simples et
complexes présents dans un minerai sont transformés en sulfates au contact avec le sulfate
d’hydrogène, et le tout dans un rapport liquide sur solide proche de l’unité.
Digue : ouvrage continu sur une certaine longueur, destiné à contenir les eaux ou à protéger
contre leurs effets, ou encore à guider leur écoulement.
Directive : acte normatif pris par les institutions de l’Union Européenne ; donne des objectifs
à atteindre par les pays membres, avec un délai.
Disponibilité à la lixiviation d’un constituant : potentielle lixiviable d’un constituant, est la
fraction potentiellement mobilisable du contenu total en constituants dans des conditions
définies.
Dross : cendres d’oxyde de zinc surnageant un bain de zinc primaire en fusion.
Dwight Lloyd : réacteur métallurgique comportant une grille sans fin servant au grillage et à
l’agglomération (frittage) des minerais.
xxiii Glossaire
Eluat : solution récupérée à l’issue d’un essai de lixiviation.
Exhaure : évacuation des eaux d’infiltration hors d’une mine souterraine ou d’une carrière,
par canalisation et pompage.
Filière : ensemble des phases d’un processus de production qui permettent de passer de la
matière première au produit fini vendu sur le marché.
Filon : gisement de minerais métalliques ou de minéraux, en masse allongée, qui se trouve au
milieu de couches de natures différentes.
Flottation : méthode utilisée en minéralurgie pour séparer les solides entre eux, en mettant à
profit les différences existant entre leurs propriétés superficielles dans une solution aqueuse et
en présence d’air.
Fondant : matière qui, ajoutée au minerai, forme avec la gangue des combinaisons fusibles à
température relativement faible et se séparant du métal.
Gangue : ensemble des éléments minéraux sans valeur associés au minéral utile dans un
minerai.
Gisement : lieu où un matériel géologique donné s’est accumulé et que l’on peut exploiter en
totalité ou en partie.
Goethite : oxyde naturel hydraté de fer (FeOOH), orthorhombique.
Grillage : action d’un gaz (oxygène par exemple) sur un minerai (sulfure métallique par
exemple) à température élevée, visant à modifier sa composition chimique.
Halde : tas constitué avec les déchets de triage, de lavage et/ou stériles issus de l’extraction
du minerai.
xxiv Glossaire
Hématite : oxyde ferrique naturel Fe2O3 qui constitue l’un des plus importants minerais de
fer.
Jarosite : espèce minérale constituée de sulfate hydraté de fer et souvent de potassium avec
des traces de sodium, d’argent, de plomb, etc.
Matte : substance métallique sulfureuse résultant de la première fusion d’un minerai traité et
non suffisamment épuré.
Moussant : réactif utilisé dans la flottation des minerais pour permettre de donner une écume
stable en abaissant la tension superficielle de l’eau.
Pachuca : réacteur métallurgique pneumatique servant à la lixiviation des minerais.
Pyrite : sulfure de fer, de formule FeS2, cubique, donnant des cristaux à reflets dorés.
Quartage : Opération qui a pour but de diviser une certaine quantité de matière meuble en
deux portions de poids égaux, l’une des portions peut à son tour être passée dans le quarteur
(et ainsi de suite) jusqu’à l’obtention de la quantité désirée, qui est considérée comme
représentative de l’échantillon de départ.
Ratio Liquide/Solide (l/kg) : est le rapport entre le volume de lixiviant en contact exprimé en
litres et la masse sèche de déchet exprimé en kg.
Relargage : émission, à partir d’un déchet, de constituants qui passent à travers la surface
externe d’un volume de déchet.
Résidu : matière qui subsiste après une opération physique ou chimique, une transformation
industrielle, une fabrication, en particulier après extraction des produits de plus grande valeur.
Roche : tout matériau consolidé ou non, constitutif de la terre, à l’exclusion des sols et des
êtres vivants, formé d’un agrégat de minéraux et présentant une homogénéité de composition.
xxv Glossaire
Scénarios : prévisions réalisées selon certaines hypothèses, et tenant compte des contraintes
d’une situation économique, démographique, etc.
Scorie : sous-produit d’élaboration métallurgique, ayant une forte teneur en silicates et
oxydes métalliques.
Site minier : endroit où l’on extrait les minéraux ayant une valeur commerciale.
Spongieux : qui est poreux comme l’éponge.
Stériles : morts-terrains extraits du sous-sol lors de l’exploitation d’un gisement minéral.
Terril : entassement des stériles et/ou résidus miniers à l’air libre.
Trommel : tambour rotatif utilisé pour cribler, débourber toutes sortes de matériaux.
Wankie : unité de production de coke métallurgique et de récupération des sous-produits
basée au Zimbabwe.
Water Jacket : modèle de four de fusion de minerais possédant des caissons refroidis à l’eau
et fonctionnant à contre courant de la charge.
xxvi Remerciements
REMERCIEMENTS
Je tiens à remercier du fond de mon cœur le professeur Marc Degrez pour avoir
accepté et dirigé cette thèse dans un climat convivial et fructueux. Son accueil, son
encadrement scientifique efficace et son sens élevé de responsabilité ne me laisseront jamais
indifférent ; je lui témoignerai toujours cette estime et ne manquerai pas de lui souhaiter un
bon avenir et surtout des moments heureux.
Je remercie également le professeur Pierre Kongolo Kitala, co – promoteur de cette
thèse, pour sa disponibilité, ses conseils et ses encouragements.
J’adresse également mes remerciements à la Coopération Technique Belge (CTB)
pour m’avoir octroyé cette bourse d’études qui m’a permis de concrétiser cette thèse. Que
cette action louable serve d’exemple à d’autres organisations ayant les moyens d’intervenir là
où le besoin se fait encore sentir.
Je tiens également à remercier Madame Marie Paule Delplancke, responsable du
laboratoire du service 4MAT de la Faculté des Sciences Appliquées de l’ULB, pour avoir
accepté que je réalise des essais de lixiviation au sein de son laboratoire.
Je n’oublierai pas tous les chercheurs et chercheuses de l’équipe du professeur Marc
Degrez pour leurs encouragements et surtout pour le climat de travail chaleureux créé au sein
de l’équipe mettant tout le monde en confiance mutuelle ; je citerai ici : Aurore de Boom,
Pierre Dans, Hanane Sbai, Vanessa Zeller, Alienor Richard et Louise Gonda.
Je termine ces propos en remerciant mon épouse Blandine Mitshiabu Mpinga, pour le
soutien, le dévouement et l’affection qu’elle ne cesse de témoigner à mon endroit, surtout
durant mes absences à la maison, où seule avec nos quatre enfants : Murielle Kapinga, Russel
Lubanza, Azrielle Kankolongo et Ouriel Kabongo ont réussi à réchauffer l’ambiance familiale
nous poussant d’agir en toute responsabilité. Je leur dédie cette thèse.
Dieudonné Tshibanda Kabumana
xxvii Introduction
INTRODUCTION
La problématique de la gestion des passifs environnementaux engendrés par le
traitement métallurgique des minerais sulfurés cuivre – zinc dans la province du Katanga
(République Démocratique du Congo), à la base de plusieurs enjeux environnementaux,
notamment la pollution par les éléments traces métalliques, est la question de recherche à
laquelle nous sommes appelé à répondre dans ce travail. Pour arriver à mieux gérer ces passifs
environnementaux, il nous a paru indispensable de comprendre d’abord comment ils ont été
produits, c’est-à-dire par quels types de procédés et/ou filière de traitement. L’identification
de toutes les opérations métallurgiques unitaires du procédé, sources de production et de
génération de la pollution, a été nécessaire avant d’envisager une quelconque caractérisation.
La filière cuivre – zinc des minerais sulfurés, issus de la mine de Kipushi, a été développée et
implantée sur quatre sites distincts de la Gécamines, dans la province du Katanga. Des raisons
économiques, sociales, techniques et/ou stratégiques qui ont prévalu à l’époque ont sans doute
justifié cette façon de faire. Cette situation a occasionné l’organisation d’un moyen de
transport par voie ferrée des produits métallurgiques intermédiaires tels que certains minerais
riches en cuivre, des concentrés de cuivre et/ou de zinc, de la calcine, et d’autres, d’un site de
traitement métallurgique à un autre, occasionnant ainsi des pertes de matières sur la voie
ferrée des années durant. Des pistes de gestion sont donc à rechercher, mais dans un esprit de
développement durable. (European Commission, 2009).
Ce travail s’inscrit dans la recherche globale de solutions au problème de pollution par
les métaux de base contenus dans les rejets miniers en général, et solides en particulier, qui
sont stockés à l’air libre sur des sites miniers à proximité des zones habitées. Les pistes de
solution actuellement en investigation passent par des techniques de désulfuration
environnementale (Benzaazoua, M. and Kongolo, M., 2003 ; Bussière et al., 2005 ; Bussière
et al., 1995) ou par des traitements en voie biologique des minerais et/ou résidus sulfurés. Ces
derniers ont permis la maîtrise de la catalyse biologique favorisant ainsi la conception de
procédés industriels d’extraction de certains métaux de base tels que le cuivre, le nickel, le
cobalt, etc., ouvrant par la suite des perspectives sur le long terme (Geosciences, 2010 ;
Deveci, H., Akcil, A. and Alp, I., 2004 ; Morin, D., 1997 ; Gouin, J., 2008). La lixiviation en
milieu alcalin des rejets solides contenant une teneur relativement élevée en zinc en est une
1 Introduction
autre voie exploratoire, mais qui est déjà au stade de l’application industrielle (Charpentier,
P.E., Rizet, L. et Trouillet, C., 2008). Existe aussi la lixiviation des rejets solides en milieu
acide sulfurique à chaud (Haut, J. M., 2010 ; Onozaki, A., Sato, K. and Kuramochi, S. 1986)
permettant l’obtention des nouveaux résidus à forte teneur en fer et stockables durablement
dans la nature. Enfin, un précédé combinant à la fois un traitement thermique des résidus suivi
d’une solubilisation en milieu acide (Banza, N.A., Gock, E. and Kongolo, K., 2002) constitue
une voie de recherche prometteuse.
L’objectif principal de ce travail a été d’identifier d’abord le passif environnemental
de la filière cuivre – zinc de la Gécamines susceptible de présenter les risques
environnementaux les plus importants, et ensuite de proposer des scénarios de gestion
durables à appliquer à celui-ci.
Après une caractérisation physico-chimiques des tous les passifs environnementaux de
la filière, il a fallu procéder par des tests de conformité de mise en décharge des déchets (JO,
2003, Décision 2003/33/CE) pour classer ces passifs et retenir pour la suite de la recherche, le
plus dangereux des tous, c'est-à-dire celui qui ne peut être stocké dans une des classes sans
traitement métallurgique favorisant une dépollution au préalable. Ensuite, proposer des pistes
de gestion de ces passifs dans l’optique du développement durable, c'est-à-dire en d’autres
termes, appliquer des procédés propres sur le plan environnemental et dont la faisabilité dans
le contexte de la R.D.C reste possible. Une modélisation des scénarios retenus a permis de les
quantifier.
L’intérêt de ce travail est double, car il s’agit des gisements des rejets (JO. RDC.,
2002) que l’on essaye de valoriser pour récupérer les métaux de base contenus, en s’inscrivant
dans une démarche technique de développement durable tout en tentant de résoudre un
problème majeur de pollution par les métaux par la transformation des rejets solides en
nouveaux résidus, dans des conditions respectueuses de l’environnement, et pouvant
permettre leur stockage de façon durable dans la nature. L’originalité de ce travail est que l’on
discute et compare deux scénarios de gestion d’un passif environnemental qui aboutissent à
une quantification des flux de matières et d’énergie.
2 Introduction
Ce travail est structuré de la manière suivante : dans une première partie consacrée à la
littérature, une description de la filière de traitement des minerais sulfurés cuivre – zinc suivie
de l’identification de toutes les sources de pollution sous forme d’opérations métallurgiques
unitaires a été faite au premier chapitre ; les incidences environnementales liées au stockage
des rejets solides de la filière cuivre – zinc ont été élucidées au deuxième chapitre ; ensuite
une revue des éléments de gestion des résidus des activités d’extraction des minerais
contenant les métaux de base a été faite au troisième chapitre pour fixer les idées sur toutes
ces techniques. Dans la deuxième partie de ce travail, une étude de caractérisation et du
comportement environnemental des passifs environnementaux de la filière a été très utile pour
classer ces rejets et celle-ci a constitué le quatrième chapitre ; une étude des scénarios de
gestion durable a été faite au cinquième chapitre pour permettre d’opérer un choix des
scénarios applicables dans le contexte de la République Démocratique du Congo au passif
retenu au chapitre quatre ; ensuite une modélisation a été faite au sixième chapitre sur le
passif retenu, et enfin un chapitre sept a été consacré aux conclusions et perspectives
technologiques et environnementales.
3 Description de la filière de traitement des minerais sulfurés cuivre – zinc et identification des sources de pollution
CHAPITRE I DESCRIPTION DE LA FILIERE DE TRAITEMENT DES MINERAIS SULFURES CUIVRE ­ ZINC ET IDENTIFICATION DES SOURCES DE POLLUTION I.1. Historique La Générale des Carrières et des Mines, GECAMINES en sigle, est née le 02 janvier
1967 à la suite de la nationalisation de l’Union Minière du Haut Katanga (UMHK), créée le
28 octobre 1906. Cette entreprise exploitait, dans la province du Katanga (Sud - Est de la
République Démocratique du Congo), il y a encore quelques temps et ce avant la mise en
application du nouveau code minier, des gisements de cuivre, de cobalt et de zinc étendus sur
une concession de ± 18.900 km2 de minerais de cuivre et autres métaux associés. Cette
exploitation minière est encore organisée dans les trois groupes de la société, à savoir : le
Groupe Sud (Lubumbashi et Kipushi), le Groupe Centre (Likasi, Kambove) et le Groupe
Ouest (Kolwezi).
Depuis 1923, les procédés de concentration et de traitement métallurgiques ont dû
constamment être adaptés aux variations de composition des minerais oxydés, carbonatés,
alumineux et sulfurés, extraits de nombreux gisements superficiels et souterrains de la
ceinture cuprifère. La gamme de produit s’était successivement élargie avec le cobalt, le zinc,
le cadmium, l’argent, l’or et le germanium (Lhoest, J.J., 1999 ; Kamona et al., 1999).
La mine de Kipushi (latitude : 11°46'09"S, longitude : 27°14'14"E), située dans la
province du Katanga, est à 30 km au Sud - Ouest de la ville de Lubumbashi. Le gisement de
Kipushi, connu depuis 1899, ne fut prospecté qu’en 1925 (Heijlen et al., 2008 ; Kampunzu et
al., 2009). L’exploitation, commencée en carrière dès 1926, pendant que l’on procédait au
fonçage des puits, est devenue exclusivement souterraine en 1930. Ce gisement
polymétallique consiste en un filon fortement minéralisé en cuivre et en zinc et contient en
outre du cadmium, du germanium, du gallium, de l’argent et du plomb ; l’exploitation de la
mine, arrêtée depuis 1993, a atteint une profondeur de 1485 mètres et pourrait aller jusque
1800 mètres selon les réserves connues à ce jour (SNC – LAVALIN International, 2009). Les
4 Description de la filière de traitement des minerais sulfurés cuivre – zinc et identification des sources de pollution
formes et dimensions horizontales du filon de Kipushi sont très irrégulières et variables ; la
longueur atteignant 800 mètres à certains niveaux et la largeur de 15 à 60 m. La pente
moyenne du filon est de l’ordre de 70° (Centre d’Information et de documentation du Congo
Belge et du Ruanda – Urundi, 1955 ; Union Minière du Haut Katanga, 1944).
Exploitée dès le début en surface pour les minerais oxydés, l’approfondissement
progressif de la carrière avait amené tout naturellement la poursuite de l’exploitation par voie
souterraine pour extraire les sulfures de cuivre massifs (bornite et chalcosine), les sulfures
mixtes de cuivre et de zinc et la blende. Ces deux derniers produits, auxquels sont associés de
l’or et de l’argent, ont constitué l’essentiel de l’extraction (Maurice, R., 1956 ; Centre
d’Information et de documentation du Congo Belge et du Ruanda – Urundi, 1955 ; Union
Minière du Haut Katanga, 1944 ; Union Minière du Haut Katanga, 1956).
La première section du concentrateur de Kipushi (20.000 t/mois) fut mise en service
en mai 1935. Ce concentrateur, installé en tête des puits, traitait la majeure partie des minerais
extraits de la mine de Kipushi. Le cuivre et le zinc sont toujours associés l’un à l’autre dans
ces minerais et dans des proportions variables, souvent avec prédominance de l’un ou l’autre.
Le traitement qui leur est appliqué varie suivant cette composition. Certains minerais riches
en cuivre étaient envoyés directement au four de fusion. Les minerais pauvres en zinc étaient
soumis à la concentration simple pour augmenter leur teneur en cuivre, la production
consistant alors en un concentré de cuivre. La grosse majorité des minerais était soumise à la
concentration différentielle pour séparer autant que possible, en deux concentrés distincts, le
cuivre et le zinc. Certains minerais riches en zinc étaient d’abord stockés et ensuite traités,
après concentration, pour la production de zinc. Les minerais riches en cuivre, expédiés
directement de la mine, et les concentrés sulfurés de cuivre venant du concentrateur de
Kipushi, étaient pauvres en gangues et assez riches en sulfures ; ils contenaient en plus des
proportions relativement élevées de blende (Centre d’Information et de documentation du
Congo Belge et du Ruanda – Urundi, 1955 ; SNC – LAVALIN International, 2009).
Le grillage préalable de ces produits s’imposait pour de multiples raisons. Il faut leur
donner une forme favorable à la fusion ultérieure au four à cuve Water Jacket et régler la
teneur en soufre de la charge, afin d’obtenir une matte qui puisse être traitée sans difficultés
au convertisseur tout en utilisant au mieux la capacité de l’usine (fonderie de Lubumbashi).
5 Description de la filière de traitement des minerais sulfurés cuivre – zinc et identification des sources de pollution
Enfin, il faut mettre le zinc, présent dans la charge, sous une forme telle qu’il puisse être
ultérieurement éliminé, en majeure partie, au four Water Jacket. Le grillage des produits
envoyés à la fonderie de Lubumbashi se faisait sur des grilles Dwight Lloyd (DL).
On profite de cette opération pour conditionner la charge par adjonction de minerais oxydés
ou de minerais siliceux ou de calcaire. Les premiers sont destinés à ajuster la teneur en soufre
de la charge pour favoriser la production d’une matte suffisamment riche en cuivre, les autres
à régler la température de fusion de la scorie, qui sans cela serait trop élevée par suite de la
présence d’une assez forte quantité d’oxyde de zinc (Maurice, R., 1956).
La fusion pour matte se faisait dans des fours à cuve de type Water Jacket. Leur charge
était composée, en grande partie d’agglomérés, de scories de convertissage et d’un peu de
minerais de fusion directe. Le coke métallurgique, qui provenait de Wankie (Zimbabwe), était
utilisé comme combustible et agent réducteur. Le zinc présent dans les minerais sulfurés de
Kipushi était, en grande partie, séparé du cuivre lors de la concentration différentielle. Le
reste se retrouvait principalement dans les scories des fours Water Jackets, qui étaient mises
en terril à Lubumbashi. Ces scories sont actuellement retraitées par voie pyrométallurgique
dans un four à arc électrique pour la production d’un alliage cobalt-fer (dit alliage blanc). La
Société de Traitement du Terril de Lubumbashi (STL en sigle) qui traite ces scories est
installée juste à côté de celui-ci. Le zinc contenu est collecté sous forme de poussières
d’oxyde de zinc (environ 70 % Zn) dans un circuit efficace de dépoussiérage. Les poussières
sont retournées à la Gécamines pour la récupération du zinc, mais actuellement elles sont
vendues telles quelles.
L’oxydation des concentrés sulfurés de zinc par grillage se faisait dans une section
chimique de l’usine Shituru à Likasi et les gaz de grillage étaient utilisés pour la fabrication
d’une bonne partie de l’acide sulfurique nécessaire à l’hydrométallurgie de toute l’entreprise.
Lors de la fusion aux fours Water Jackets, une partie de zinc se retrouvait dans les fumées qui
étaient envoyées à l’installation de dépoussiérage qui permettait de récupérer ce zinc dans les
poussières. Les concentrés grillés de zinc (calcine) étaient traités par voie hydrométallurgique
à l’Ex–UZK. Le choix de cette technique avait été dicté par l’abondance et le prix avantageux
de l’énergie électrique dans la région (Métalkat, 1962).
6 Description de la filière de traitement des minerais sulfurés cuivre – zinc et identification des sources de pollution
Les concentrés de zinc produits au concentrateur de Kipushi contenaient un peu de
cadmium qui se retrouvait dans des poussières des fours de grillage à l’usine de production
d’acide sulfurique. Ces poussières étaient traitées sur place dans une installation connexe.
Leur lixiviation donnait une solution de sulfate de cadmium qui, mise en présence de zinc,
abandonnait son cadmium sous forme de dépôt spongieux. Par distillation à l’abri de l’air, on
obtenait un produit marchand d’une grande pureté. Une partie de cadmium accompagnait le
cuivre lors de la concentration différentielle et la majeure partie était recueillie dans les
poussières émanant des fours Water Jackets de Lubumbashi.
La figure I.1 schématise le mouvement des produits métallurgiques lors du traitement
des minerais sulfurés de Kipushi dans la filière de production de cuivre et de zinc à la
Gécamines. On peut constater sur cette figure que l’on extrait de la mine de Kipushi une
certaine proportion de minerais riches en cuivre qui sont directement acheminés à l’usine de
Lubumbashi pour y être traités dans des fours Water Jackets (en mélange avec des proportions
précises de concentrés de cuivre grillés partiellement). Par contre, les minerais de cuivre,
pauvres en zinc, subissent une concentration simple dans le but d’augmenter leur teneur en
cuivre, avant leur acheminement à Lubumbashi pour un grillage partiel sur des grilles
cheminantes Dwight Lloyd. Les minerais sulfurés mixtes cuivre-zinc subissent eux une
flottation différentielle conduisant à l’obtention d’un concentré de cuivre qui rejoint le circuit
cuivre à Lubumbashi et d’un concentré de zinc qui suivra un autre circuit pour la production
du zinc. Notons qu’au niveau des fours Water Jackets, la charge à traiter, constituée
principalement des agglomérés (concentrés de cuivre grillés), du coke et de fondants, permet
après fusion réductrice d’obtenir une matte destinée à la production du cuivre blister après son
traitement au convertisseur. Les poussières collectées à l’agglomération, aux fours de fusion
Water Jackets et au convertisseur, sont stockées et finalement acheminées à l’usine de
traitement des poussières à Kolwezi pour la récupération par voie hydrométallurgique du zinc
et du cadmium contenus. Les concentrés de zinc (obtenus majoritairement par flottation
différentielle et ceux obtenus après flottation simple de quelques minerais de zinc riches) sont
préalablement grillés à l’usine à acide à Likasi pour la fabrication de l’acide sulfurique obtenu
à partir des gaz sulfureux sortant des fours de grillage. La calcine produite est acheminée à
Kolwezi pour la production du zinc par voie hydrométallurgique (Centre d’Information et de
documentation du Congo Belge et du Ruanda – Urundi, 1955 ; Union Minière du Haut
Katanga, 1944 ; Union Minière du Haut Katanga, 1956).
7 Description de la filière de traitement des minerais sulfurés cuivre – zinc et identification des sources de pollution
Tous les produits obtenus dans les deux circuits (cuivre et zinc) étaient acheminés en
Belgique pour le raffinage et/ou la récupération d’autres métaux présents. Des flux importants
de matières et d’énergies ont été enregistrés autour de chaque opération métallurgique unitaire
et sur chaque site de la filière. Cela a eu des conséquences sur l’environnement, du fait que la
gestion de ceux-ci n’a pas été rigoureuse.
8 Description de la filière de traitement des minerais sulfurés cuivre – zinc et identification des sources de pollution
Mine de Kipushi
Minerais sulfurés Cu
Minerais sulfurés Cu-Zn
Concentré Cu
Flottation simple
Flottation différentielle
Concentré Zn
Grillage
Agglomération
Gaz (SO2, CdO,…)
Dépoussiérage
Fusion pour matte
Traitement
Calcine
Matte
Poussières Cd
Convertissage
H2SO4
Cd
Cu blister
Hydrométallurgie Zn
Traitement poussières Zn, Cd, Pb, Ge
Zn
Cd
Hydro Cd
Belgique : Olen et/ou Hoboken (raffinage, extraction d’autres métaux)
Figure I.1 : Filière de traitement des minerais sulfurés cuivre-zinc de Kipushi
(Source : Tshibanda, K. D., 2008)
9 Description de la filière de traitement des minerais sulfurés cuivre – zinc et identification des sources de pollution
Le transport des produits métallurgiques intermédiaires (concentrés, poussières, …)
d’un site à un autre était fait par voie ferrée et les distances séparant les sites sont clairement
mentionnées sur la figure I.2. L’acheminement des produits en Belgique, pour un traitement
métallurgique ultérieur, se faisait par rail et bateau. Ce transport a occasionné des coûts
importants pour l’entreprise et également des impacts sur l’environnement.
Mine de Kipushi + Concentrateur
± 9000 km
30 km
Production du cuivre Blister
Usines de Lubumbashi
120 km
± 9000 km
Belgique
Grillage de concentrés de zinc
Production d’H2SO4
Usine de Shituru (Likasi)
180 km
± 9000 km
Traitement Hydrométallurgique
Zinc et Cadmium
Usine à Zinc (Kolwezi)
Figure I.2 : Distances entre sites de traitement de produits intermédiaires
(Source : Tshibanda, K. D., 2008)
Sur la carte de la République Démocratique du Congo (figure I.3), les villes où se
trouvent les différents sites de traitement de la filière de production de cuivre et de zinc à
partir des minerais sulfurés de Kipushi, sont cerclées en rouge.
10 Description de la filière de traitement des minerais sulfurés cuivre – zinc et identification des sources de pollution
Figure I.3 : Localisation des sites de production de la filière cuivre-zinc
(Source : http://www.1clic1planet.com/congo%20democratique.htm)
Les photographies des vues aériennes des quatre sites de la filière : Kipushi (ancien
concentrateur), Lubumbashi (Usines de Lubumbashi), Likasi (Usine à acide) et Kolwezi (Ex–
UZK), tirées de Google Earth, sont présentées ci-après.
11 Description de la filière de traitement des minerais sulfurés cuivre – zinc et identification des sources de pollution
N 30 m
Concentrateur de Kipushi (ACK)
Figure I.4 : Vue aérienne du site du concentrateur de Kipushi
(Source : Google Earth, Image satellite du 17 juillet 2002, altitude : 2,04 km du sol)
N Fonderie de Lubumbashi (UL)
30 m
Figure I.5 : Vue aérienne du site de l’usine de la Gécamines Lubumbashi
(Source : Google Earth, Image satellite du 02 mai 2010, altitude : 1,94 km du sol)
12 Description de la filière de traitement des minerais sulfurés cuivre – zinc et identification des sources de pollution
N Division Acide Shituru
(US/DA)
30 m
Figure I.6 : Vue aérienne du site de l’usine à acide de la Gécamines Shituru (Likasi)
(Source : Google Earth, Image satellite du 29 juin 2005, altitude : 2,07 km du sol)
N Section Lixiviation Ex-UZK
25 m
Figure I.7 : Vue aérienne du site de l’ex - usine à zinc de Kolwezi
(Source : Google Earth, Image satellite du 07 juillet 2009, altitude : 2,09 km du sol)
13 Description de la filière de traitement des minerais sulfurés cuivre – zinc et identification des sources de pollution
I.2. Caractéristiques des minerais sulfurés cuivre – zinc de Kipushi Les minerais cupro-zincifères extraits de la mine de Kipushi présentent des teneurs
moyennes de 2 à 4 % et de 8 à 13 % respectivement en cuivre et en zinc, avec une gangue
essentiellement dolomitique. Ces minerais contiennent dans des proportions variables les
minéraux suivants : la chalcopyrite (CuFeS2), la bornite (Cu5FeS4), la blende (ZnS), la galène
(PbS), la pyrite (FeS2), la reniérite {Cu3(Zn, Fe, Ge)(S, As)4}, la briartite {Cu5,(Zn, Fe)GeS4},
la gallite (CuGaS2) (GCM/Géo, 1981). La littérature renseigne que les minerais sulfurés
(Boldt, J.R., 1967 ; Blazy, P. et Jdid, E.A., 2002) constituent la principale source de cuivre ;
leur minéralisation est constituée principalement de chalcopyrite CuFeS2 (35,5% Cu) et de
bornite Cu5FeS4 (63,3% Cu), mais elle demeure, cependant, très variable car apparaissent
souvent la chalcosite, la covellite et parfois des minéraux complexes de cuivre et de fer
associés à l’arsenic et à l’antimoine, tels que la tétrahédrite 3Cu2S.Sb2S3 (46,7 % Cu), plus
généralement exprimée sous la forme d’un sulfoantimoniure complexe 5Cu2S.2(Cu, Fe,
Zn)S.2Sb2S3 et l’énargite 3Cu2S.As2S5 (48,3 % Cu). Dans de très nombreux minerais sulfurés,
on constate la présence de faibles quantités de molybdénite MoS2 (généralement à moins de
0,08 %), d’argent et d’or à des teneurs très variables, et de rhénium associé à la molybdénite.
Il existe aussi des minerais sulfurés complexes cuivre ˗ plomb ˗ zinc et cuivre - nickel, où le
rapport cuivre sur les autres métaux utiles est largement inférieur à l’unité. Ces minerais sont
généralement accompagnés de quantités appréciables de métaux précieux : argent, or et
parfois des platinoïdes (minerais cupro - nickélifères des gîtes canadiens).
I.3. Description de la filière Cu – Zn de minerais sulfurés de Kipushi I.3.1. Concentrateur de Kipushi I.3.1.1. Description et quelques caractéristiques Opérationnel depuis 1935, le concentrateur de Kipushi a été conçu pour une capacité
de 20.000 tonnes sèches de minerais par mois. La production a alors évolué au fil des ans
jusqu’à atteindre 60.000 t/mois en 1950 et ensuite 120.000 t/mois au cours des années 80,
avant d’enregistrer une chute en début des années 90 et de connaître quasiment un arrêt de
production à partir de 1993 (SNC – LAVALIN International, 2003). Des raisons économiques
et techniques ont été les causes de cette décadence. Communément appelé Ancien
14 Description de la filière de traitement des minerais sulfurés cuivre – zinc et identification des sources de pollution
Concentrateur de Kipushi (ACK) comparativement au nouveau (NCK) qui a été construit par
la Compagnie Minière du Sud Katanga (CMSK), société avec laquelle la Gécamines est en
partenariat ; ce concentrateur a traité la majeure partie des minerais extraits de la mine. Par
flottation différentielle des minerais mixtes cuivre - zinc, deux types de concentrés, l’un de
cuivre (25 – 30 % Cu) et l’autre de zinc (55 – 59 % Zn) ont été produits. On a pratiqué
également une concentration simple sur certains minerais de cuivre à faible teneur en zinc, qui
a permis d’obtenir des concentrés de cuivre d’environ 22 % Cu en moyenne. Le traitement par
flottation différentielle était réalisé en deux étapes :
• flottation aux xanthates (R-OCS2-) comme collecteur des minéraux de cuivre, après
dépression de la sphalérite et de la pyrite par une solution de cyanure de sodium
(NaCN) et de sulfate de zinc (ZnSO4). Le moussant utilisé étant le MIBC (méthyl –
isobutyl – carbinol) et le pH était compris entre 9 et 9,5 ;
• flottation aux xanthates ou aux dithiophosphates appelés couramment aerofloats
((RO)2PS2-) de la sphalérite après activation par le sulfate de cuivre (CuSO4). Le
moussant utilisé étant l’huile de pin et le pH ajusté entre 10 et 11 avec de la chaux afin
de limiter la flottation de la pyrite.
Nous donnons, à titre indicatif dans le tableau I.1 ci-après, le domaine de variation de
la consommation de quelques réactifs de flottation (Blazy, P. et Jdid, E.A., 2000).
Quelques uns d’entre eux sont dangereux pour la santé humaine et pour l’environnement ;
c’est notamment le cas du sulfate de cuivre (N° CAS : 7758-98-7), nocif pour l’homme en cas
d’ingestion, irritant pour les yeux et la peau, très toxique pour les organismes aquatiques ; du
cyanure de sodium (N°CAS : 143-33-9), très toxique pour l’homme par inhalation, par
contact avec la peau et par ingestion et très toxique pour les organismes aquatiques, peut
entrainer des effets néfastes à long terme pour l’environnement aquatique ; du sulfate de zinc
(N°CAS : 7733-02-0), irritant pour les yeux et la peau et très toxique pour les organismes
aquatiques, peut aussi entrainer des effets néfastes à long terme pour l’environnement
aquatique. On note aussi que la consommation de réactifs est extrêmement variable d’un
minerai à un autre.
15 Description de la filière de traitement des minerais sulfurés cuivre – zinc et identification des sources de pollution
Tableau I.1 : Domaine de variation de la consommation de réactifs de flottation
Réactif
Rôle
Consommation (g/t)
Xanthate
Collecteur
25 - 90
Dithiophosphate
Collecteur
25 -90
Amines
Collecteur
45 - 450
Acide gras
Collecteur
225 - 1350
CuSO4
Activant
90 - 2250
NaSiO3
Déprimant
225 - 1350
NaCN
Déprimant
45 - 225
ZnSO4
Déprimant
45 - 1350
Huile de pin
Moussant
4,5 - 135
MIBC
Moussant
3 - 225
TEB
Moussant
9 - 60
La figure I.8 ci-dessous présente le schéma simplifié de la flottation différentielle qui
était d’application à l’ACK (Prasad, M.S., 1989). On constate par exemple que la sphalérite et
la pyrite sont déprimées par le cyanure de sodium et le sulfate de zinc. Ces réactifs sont
introduits dès le broyage en vue de leur assurer un contact étroit et prolongé avec le minerai,
qui est alors soumis à la flottation au xanthate de potassium avec le MIBC comme moussant.
Il faut remarquer que cette flottation se fait en deux temps, une préflottation (ébauchage)
suivie de trois finissages (reflottations) permettant de recueillir les mousses sous forme d’un
premier concentré de cuivre dit « concentré primaire ». Les rejets de la première étape, sont
ensuite alcalinisés à la chaux et traités au sulfate de cuivre en vue de réactiver la sphalérite,
avant d’effectuer de nouveau une flottation suivie de quatre finissages qui permettent de
recueillir un concentré de zinc et les rejets de cette étape constituent les rejets d’usine à
pomper en bassins.
16 Description de la filière de traitement des minerais sulfurés cuivre – zinc et identification des sources de pollution
Alimentation (minerais sulfurés Cu-Zn)
Rejets d’usine vers bassins
NaCN + ZnSO4
CuSO4, Chaux
(KAX, MIBC)
Conditionnement
Conditionnement
(KAX, huile de pin)
Ebauchage
Ebauchage
Flottation
1er Finissage
1er Finissage
2e Finissage
2e Finissage
3e Finissage
3e Finissage
4e Finissage
Décantation
Décantation
Filtration
Filtration
Concentré de zinc
Concentré de cuivre
Figure I.8 : Schéma simplifié de la flottation différentielle des minerais sulfurés de Kipushi
Les rejets solides générés lors de la flottation différentielle de ces minerais ont varié
durant les années 80 de 3000 à 3400 tonnes pour 4000 tonnes de minerais traités par jour. Le
stockage en surface de ces rejets remonte à 1960, longtemps après la mise en service du
concentrateur. Avant cette date, la majorité des rejets solides étaient retournés dans la mine
pour le remblayage. Cette technique a été abandonnée suite aux difficultés d’exhaure qui
17 Description de la filière de traitement des minerais sulfurés cuivre – zinc et identification des sources de pollution
devenait de plus en plus préoccupantes avec l’augmentation de la capacité du concentrateur et
suite à la perspective d’une récupération éventuelle des métaux de valeur contenus dans ces
rejets.
Les bassins de résidus ont été aménagés dans la vallée de la rivière Kipushi par la
construction de trois digues en aval du complexe minier. Ces bassins artificiels servent à la
rétention des particules solides après décantation, les eaux de débordement étant évacuées
(sans traitement préalable) dans la rivière Kipushi. Rappelons que ces eaux contiennent des
métaux dissous et des traces de réactifs de flottation. Deux des trois bassins sont déjà remplis
et forment deux stocks de rejets solides. Le troisième est actuellement utilisé pour le stockage
des rejets solides de flottation des minerais oxydés cuivre – cobalt traités dans un nouveau
concentrateur installé par la CMSK sur le même site à environ 1,5 km de l’ancien (SNC –
LAVALIN International, 2003). La limite du premier bassin est à l’Est à quelques mètres
seulement de la cité des travailleurs de la Gécamines Kipushi. L’ensemble des bassins retenus
par les deux premières digues s’étend sur une distance d’environ 2,5 km et couvrent une
superficie d’environ 240 hectares. La profondeur des couches des rejets varie de 7 à 14 m
dans le bassin I et de 12 à 15 m dans le bassin II.
D’après une note interne du service de géologie de la Gécamines Kipushi, le cubage
effectué par le service de topographie en avril 1994 a donné les estimations suivantes : 3,2
millions de m3 pour le premier bassin, 12,3 millions de m3 pour le deuxième et 640.000 m3
pour le troisième. Ils contiendraient en tout environ 38 millions de tonnes de rejets à des
teneurs en cuivre allant de 0,2 à 2,2 % et en zinc de 1 à 8 %, et des proportions relativement
faibles en divers réactifs de flottation utilisés. Dans le tableau I.2 ci-après, nous ne tenons pas
compte des données du troisième bassin, car les 640.000 m3 soient environ 1.550.000 tonnes
sèches d’anciens rejets de minerais sulfurés se retrouvent actuellement mélangés avec les
nouveaux rejets des minerais oxydés cuivre-cobalt de la compagnie CMSK, ce qui
logiquement fausserait les estimations ; de plus, le bassin en question n’est pas encore rempli
et continue à être utilisé.
18 Description de la filière de traitement des minerais sulfurés cuivre – zinc et identification des sources de pollution
Tableau I.2 : Estimation du stock global des rejets de flottation
(Source : service de géologie de la Gécamines Kipushi)
Parc
Capacité (m3)
Tonnes sèches
Tonnes Cu
Tonnes Zn
Tonnes S
Tonnes Fe
I
3.228.250
7.645.236
48.930
169.724
187.308
331.803
II
12.316.080
28.981.178
95.638
533.254
1.040.424
1.388.158
Total
15.544.330
36.626.414
144.568
702.978
1.227.732
1.719.961
Estimation
16.000.000
37.000.000
145.000
703.000
1.250.000
1.750.000
Nous donnons, à titre indicatif, une estimation de la composition chimique de ces rejets
solides (Kalenga et al., 2006) dans le tableau I.3 ci-dessous.
Tableau I.3 : Estimation de la composition chimique des rejets du concentrateur de Kipushi
(Source : service de géologie de la Gécamines Kipushi)
Parc
Teneurs (%)
Cu
Zn
Fe
S
Cd (ppm)
As
SiO2
MgO
I
0,46
2,46
3,89
3,94
176
0,21
31,31
7,10
II
0, 22
1,86
4,34
3,26
178
0,17
40,94
9,24
Ces bassins à rejets ont été d’abord remplis l’un après l’autre au fil du temps et au
rythme de la production des concentrés ; sans oublier qu’on y a versé des rejets issus de la
concentration de minerais mixtes cuivre – zinc, des minerais de cuivre pauvres en zinc et des
minerais riches en zinc, sans chercher à localiser au préalable des endroits spécifiques dans les
bassins. Nous supposons que ces analyses n’ont pas été faites sur des échantillons
représentatifs des bassins I et II ; ce qui pourrait expliquer cet écart des rapports entre le zinc
et le cuivre dans les deux tableaux I.2 et I.3. Le choix de l’emplacement du bassin de
décharge de rejets solides doit tenir compte des facteurs environnementaux, topographiques,
hydrologiques et géotechniques (Versaw, R.E., Mular A.L.and Bhappu, R.B., 1967). Plus les
minerais sont pauvres, plus la quantité de rejets solides est importante, ceci d’autant plus que
les exploitations modernes sont gigantesques. Une tonne de minerai produit en moyenne un
volume de rejet solide de l’ordre de 0,6 m3.
19 Description de la filière de traitement des minerais sulfurés cuivre – zinc et identification des sources de pollution
Il est important de noter aussi que la pulpe qui est pompée en bassin est un mélange d’eau de
procédé et de solides (majoritairement les constituants de la gangue des minerais) qui vont par
après décanter en bassin. Elle contient en plus des traces des réactifs résiduels qui peuvent se
concentrer à l’interface minéral-eau, à l’interface air-eau ou encore en solution.
Le tableau I.4 donne une indication de la concentration des collecteurs en solution à l’entrée
et dans les rejets de flottation à la sortie du traitement (Blazy, P. et Jdid, E.A., 2000 ; Davis,
F.T., Hyatt, D.E and Cox, C.H., 1976).
Tableau I.4 : Concentration des collecteurs en solution
Collecteur
Minéral flotté
Dithiophosphate de Na
Concentration (mg/L)
Entrée
Sortie
Sphalérite
15
0,1
Ethylxanthate de Na
Molybdénite
10
0,19
Ethylxanthate de Na
Galène
12,5
< 0,1
Ethylxanthate de Na
Chalcopyrite – Sphalérite
94
1,7
Les moussants, qui généralement sont employés à des concentrations très faibles,
n’interviennent que pour une fraction de l’ordre du mg/L dans les effluents liquides. La teneur
en carbone organique est inférieure ou égale à 1 mg/L et la demande chimique en oxygène
(DCO) est comprise entre 10 et 90 mg/L. Les éléments présents dans les effluents liquides
peuvent provenir du minerai par dissolution d’espèces minérales ou des divers réactifs de
flottation, organiques ou inorganiques (collecteurs, déprimants, activants, régulateurs de pH,
etc.). Le tableau I.5 donne un exemple de concentration dans les eaux de flottation (Blazy, P.
et Jdid, E.A., 2000 ; Ritcey, G.M., 1989).
Tableau I.5 : Concentrations de quelques éléments dans les eaux de flottation
Elément
Concentration (mg/L)
Cu
0,06 – 51
Zn
0,01 - 8,5
Cr
< 0,02 - 0,67
CN
< 0,01 - 0,03
SiO2
4,7 – 47
20 Description de la filière de traitement des minerais sulfurés cuivre – zinc et identification des sources de pollution
Une analyse de l’eau d’exhaure de la mine de Kipushi faite en 2003, alors que celle-ci était
toujours aux arrêts, a révélé les résultats consignés dans le tableau I.6 ci-dessous (SNC –
LAVALIN International, 2003). On constate par exemple que les concentrations en cuivre et
en zinc sont dans la fourchette de celles fournies dans le tableau I.5.
Tableau I.6 : Qualité de l’eau d’exhaure de la mine souterraine de Kipushi
Limites acceptables
Paramètres
Concentration
(mg/L)
CCME (1)
pH
7,7
6,5 - 8,5
Dureté totale
503(mg/L) CaCO3
Dureté tempo
232 (mg/L) CaCO3
Dureté perma
271 (mg/L) CaCO3
CaO
109,2
MgO
102,0
Arsenic
Traces
Cadmium
0,01
Cobalt
0,03
Cuivre
Protection de la vie aquatique (2)
Toxicité aiguë
Effet chronique
0,025
0,340
0,150
0,005
0,028
0,009
0,08
1,000
0,064
0,037
Fer
0,08
300
Plomb
0,05
0,010
0,638
0,025
Zinc
0,80
5,000
0,471
0,471
(1): Recommandations du Conseil Canadien des Ministres de l’Environnement sur la qualité de l’eau pour
l’approvisionnement des collectivités
(2) : U.S. EPA : ces limites ont été ajustées en fonction de la dureté lorsque requis.
Source : SNC – LAVALIN International, 2003
Les réactifs organiques de flottation sont en général biodégradables et les
concentrations résiduelles dans les effluents liquides sont les plus souvent inférieures aux
concentrations létales données dans le tableau I.7. Cependant, certains métaux, comme le zinc
et le cuivre ainsi que les cyanures peuvent être présents à des concentrations non compatibles
avec les normes de rejet en milieu naturel, ce qui peut être le cas dans les effluents de
Kipushi. On définit la concentration létale pour un organisme vivant donné comme étant la
21 Description de la filière de traitement des minerais sulfurés cuivre – zinc et identification des sources de pollution
concentration d’une substance pour laquelle, au bout de 96 heures, la moitié de la population
de cet organisme est tuée (Ritcey, G.M., 1989 ; Ludeke et al., 1977). Enfin, les émulsions et
les huiles sont dangereuses, car elles gênent la respiration en adhérant aux branchies et
inhibent la croissance des algues qui constituent la nourriture des poissons. Les valeurs
fournies dans le tableau I.7 donnent une idée de la toxicité de certains réactifs de flottation sur
les poissons vivant en eau douce (Davis, F.T., Hyatt, D.E and Cox, C.H., 1976 ; Ritcey, G.M.,
1989). On note que la toxicité aiguë n’est pas suffisante pour être considérée comme seul
paramètre, il faudra plutôt prendre en compte la dose sublétale et tenir aussi compte de l’effet
de synergie.
Tableau I.7 : Toxicité de quelques réactifs de flottation sur des poissons vivant en eau douce
Réactifs
Concentration létale (mg/L)
Xanthates
0,18 – 1000
Dithiophosphates
0,1 – 10000
Thionocarbamates
10 - 100
Acides gras
5 – 100
Sulfonâtes
0,2 – 100
Amines
5 – 1100
Alcools
100 – 17000
Acide crésylique
3,2 – 11,2
Huile de pin
46 – 49
Sulfures
0,007 – 56
Silicate de soude
70 – 247
Carbonate de sodium
80
Sulfate de zinc
0,3 – 10
Sulfate de cuivre
0,14 – 2
Chromates
15 – 118
Cyanure de sodium
0,05 – 10
22 Description de la filière de traitement des minerais sulfurés cuivre – zinc et identification des sources de pollution
I.3.1.2. Bilan global de l’opération de concentration La concentration de minerai constitue une première opération métallurgique unitaire
de la filière de traitement des minerais sulfurés de cuivre – zinc de Kipushi ; elle est source de
production et de génération des polluants tant gazeux, liquides que solides.
Le schéma de la figure I.9 illustre les flux autour de l’opération de flottation. Il est possible
par bilan matières de déterminer, pour une tonne de concentré de cuivre produite (unité
fonctionnelle), les quantités de matières et d’énergie électrique consommées et ainsi que
celles des produits obtenus et des rejets générés (gaz, solides, liquides).
Minerais mixtes cuivre-zinc
Réactifs de flottation
Eau
Energie électrique
Air
Flottation différentielle
Eaux résiduaires
Concentré de Zn
Rejets solides
Concentré de Cu
Gaz (réactions, COV,….)
Figure I.9 : Estimation des flux autour de l’opération de concentration
Rappelons ici ce qui a été dit au point I.3.1.1 que le concentrateur de Kipushi a produit
durant les années 80 d’énormes rejets à un rythme de 3000 à 3400 t/j pour 4000 t/j de
minerais sulfurés mixtes cuivre-zinc alimentés. On peut, à partir de ces données, établir des
ratios minerais/rejets et minerais/concentrés et arriver à estimer que ceux-ci ont varié
respectivement de 1,17 à 1,33 et de 4 à 6,67. L’estimation des flux de matières autour de
l’opération de concentration peut être faite sur base des données statistiques du service de
contrôle d’exploitation de la Gécamines Kipushi consignées dans les tableaux I.8 à I.10 ciaprès. Signalons que ces données ont été prises sur une période de dix ans (durant les années
23 Description de la filière de traitement des minerais sulfurés cuivre – zinc et identification des sources de pollution
phares de l’entreprise). Il s’agit bien des relevés journaliers à partir desquels on a fait d’abord
une moyenne mensuelle et ensuite une moyenne annuelle.
Tableau I.8 : Alimentation des minerais cuivre-zinc au concentrateur de Kipushi
(Source : service des statistiques de la Gécamines Kipushi)
Minerais de cuivre – zinc
Année
tonnes sèches
% Cu
tonnes Cu
% Zn
tonnes Zn
1980
1.456.414
4,32
62.917,08
6,67
97.143
1981
1.341.839
3,86
51.794,99
7,00
93.929
1982
1.384.180
3,33
46.126
7,75
107.333
1983
1.440.546
3,24
46.673,69
6,98
100.550
1984
1.576.159
3,49
55.007,95
6,52
102.766
1985
1.541.585
3,47
53.493
6,86
105.753
1986
1.514.230
3,21
48.606,78
8,37
126.741
1987
1.314.859
3,25
42.732,92
10,12
133.064
1988
1.386.106
3,09
42.795
10,21
141.521
1989
1.296.699
2,65
34.362,52
9,36
121.371
Moyenne
1.425.261,7
3,39
48.450,99
7,98
113017,1
24 Description de la filière de traitement des minerais sulfurés cuivre – zinc et identification des sources de pollution
Tableau I.9 : Production des concentrés de cuivre au concentrateur de Kipushi
(Source : service des statistiques de la Gécamines Kipushi)
Concentrés de cuivre
Année
tonnes
% Cu
% Zn
1980
190.544
28,66
9,53
1981
176.474
29,35
8,84
1982
142.867
28,01
7,58
1983
150.749
27,12
7,70
1984
171.736
28,86
7,02
1985
164.134
29,22
7,00
1986
164.761
25,94
13,49
1987
148.333
25,08
16,69
1988
153.383
24,39
13,03
1989
115.529
25,70
8,74
Moyenne
157.851
27,23
9,96
Tableau I.10 : Production des concentrés de zinc au concentrateur de Kipushi
(Source : service des statistiques de la Gécamines Kipushi)
Année
Concentrés de zinc
tonnes
% Cu
% Zn
1980
120.707
2,88
54,37
1981
121.326
2,52
56,39
1982
147.213
2,30
56,83
1983
133.196
2,25
57,22
1984
130.394
1,99
56,82
1985
137.068
2,06
56,51
1986
146.858
1,61
55,35
1987
158.150
1,80
55,35
1988
178.222
1,51
55,63
1989
155.474
1,56
55,79
Moyenne
142.860,8
2,04
56,02
25 Description de la filière de traitement des minerais sulfurés cuivre – zinc et identification des sources de pollution
Les ratios calculés sur base des moyennes sur dix ans, ont donné les résultats fournis dans le
tableau I.11 ci-dessous. On remarque que ces valeurs sont bien dans la marge.
Tableau I.11 : Résultats des différents ratios
Désignation
tonnes
M : Minerais mixtes de cuivre – zinc
1.425.261,7
C1 : Concentré de cuivre
M/C
M/R
C1/C2
4,74
1,26
1,1
157.851
C2 : Concentré de zinc
142.860,8
C : Concentré total
300.711,8
R : Rejets
Le ratio
Ratios
1.124.549,9
va nous permettre d’estimer la masse de concentré de zinc correspondant à
l’unité fonctionnelle choisie (1 tonne de concentré de cuivre produit).
Ainsi dans le tableau I.12, nous donnons une estimation du bilan global de matières autour de
l’opération unitaire de flottation différentielle.
Tableau I.12 : Bilan global autour de l’opération de flottation différentielle
Entrée
Sortie
tonne
Minerais Cu-Zn
tonne
9
Concentré Cu
1
Concentré Zn
0,9
Rejets solides
7,1
Eau (m3)
37,5
Eau usée (m3)
?
Réactifs (g/t)
?
Réactifs (g/t)
?
Air (Nm3)
?
Gaz (Nm3)
?
Energie (kWh)
30
26 Description de la filière de traitement des minerais sulfurés cuivre – zinc et identification des sources de pollution
Une des conditions pour assurer une bonne flottabilité des minerais est le respect de la
proportion des solides dans la pulpe à flotter, qui doit en principe varier entre 20 et 30 %.
Cette pratique industrielle est d’usage courant dans les concentrateurs et notamment à la
Gécamines où le rapport liquide/solide c’est-à-dire eau/minerai dans le cas qui nous concerne
varie entre 3,33 et 5, soit en moyenne 4,165. Ceci nous a permis d’estimer le volume d’eau
utilisé pour produire 1 tonne de concentré de cuivre, soit 37,5 m3. On constate dans le tableau
I.12 que 9 tonnes de minerais sulfurés mixtes cuivre – zinc ont été nécessaires pour produire 1
tonne de concentré de cuivre, 0,9 tonne de concentré de zinc et environ 7,1 tonnes de rejets
d’usine à pomper en bassins. Ceci a nécessité l’utilisation d’environ 37,5 m3 d’eau, d’un
certain volume d’air exprimé en Nm3 et d’environ 30 kWh. En considérant les concentrations
moyennes des éléments dans les rejets, soient par exemple 0,34 % et 2,16 % respectivement
en cuivre et en zinc, les rejets entraineraient 24,14 kg de cuivre et 153,36 kg de zinc.
I.3.1.3. Enjeux environnementaux La cité de Kipushi est située dans la direction des vents dominants (figure I.10) par
rapport aux parcs à résidus et les habitants sont exposés à des retombées de poussières
(érosion éolienne) pendant la saison sèche, quand les deux bassins I et II déjà pleins
deviennent secs et surtout par journée de grands vents. Les figures I.11 et I.12 donnent les
vues de ces deux bassins pendant la saison sèche et pendant la saison de pluie. La figure I.13
donne la vue du bassin III non encore rempli de rejets solides. L’inhalation de poussières peut
directement affecter le système respiratoire, mais également être une voie d’exposition aux
métaux lourds (zinc, cuivre, plomb, cadmium, etc.). Les eaux de surface qui se drainent ne
sont pas détournées et entrent directement en contact avec les résidus et deviennent ainsi
potentiellement contaminées. Lors de fortes averses, une partie du contenu des bassins
s’écoule dans la rivière Kipushi environnante.
27 Description de la filière de traitement des minerais sulfurés cuivre – zinc et identification des sources de pollution
Cité de Kipushi
N
O
Bassins à rejets
I et II
III
500 m
Vents dominants
SE - NO
Figure I.10 : Vue aérienne du parc à rejets du concentrateur de la Gécamines Kipushi
(Source : Google Earth, Image satellite du 28 mai 2009, altitude : 8,30 km du sol)
Poussières
Figure I.11 : Vue du parc à rejets de Kipushi en saison sèche
(Date de prise de vue : 19 juin 2009, Tshibanda, K. D.)
28 Description de la filière de traitement des minerais sulfurés cuivre – zinc et identification des sources de pollution
Figure I.12 : Vue du parc à rejets de Kipushi en saison de pluie
(Date de prise de vue : 14 février 2009, Tshibanda, K.D.)
Rejets solides en décantation
bassin III
Figure I.13 : Vue du bassin III à rejets de Kipushi non encore rempli
(Date de prise de vue : 14 février 2009, Tshibanda, K.D.)
29 Description de la filière de traitement des minerais sulfurés cuivre – zinc et identification des sources de pollution
I.3.2. Usine de la Gécamines Lubumbashi I.3.2.1. Description générale L’usine de la Gécamines Lubumbashi, GCM/UL en sigle, a emprunté son nom à la
rivière Lubumbashi à proximité de laquelle elle est implantée. Le premier four fut mis à feu
en 1911. Les installations, avant leur arrêt, comportaient quatre fours de type Water Jackets,
dont deux seulement assuraient alternativement la production de mattes, les autres étant
affectés à des fabrications accessoires (Maurice, R., 1956 ; Union Minière du Haut Katanga,
1958). Les concentrés traités provenaient principalement du concentrateur de Kipushi. Pour
les mêmes raisons évoquées précédemment, la mine de Kipushi étant aux arrêts alors l’usine
de Lubumbashi n’a plus tourné normalement depuis la fin de l’année 1992 jusqu’à n’avoir
presque plus rien comme production. Les concentrés sont d’abord agglomérés et partiellement
désulfurés avant d’être enfournés aux fours Water Jackets. La matte (sulfure double de cuivre
et de fer) produite est convertie en cuivre blister dans un convertisseur. Le grillage
agglomérant des concentrés a pour but :
¾ d’éliminer une partie du soufre qu’ils contiennent afin d’obtenir, lors de la fusion, une
matte à teneur en cuivre satisfaisante ;
¾ de transformer les concentrés pulvérulents en agglomérés ayant une porosité et une
résistance mécanique suffisantes.
Cette double fonction est assurée par trois appareils Dwight Lloyd, des longues
chaînes sans fin de chariots de fonte munies de grilles sur lesquelles les concentrés sont étalés
en une couche d’environ 15 cm d’épaisseur. La combustion du soufre est amorcée par un
foyer à charbon pulvérisé placé près du point de déversement des concentrés et entretenue par
aspiration d’air au travers de la couche. Les fumées sulfureuses et sans doute une certaine
proportion de poussières provenant de l’installation de grillage et/ou de fusion pour matte,
sont rejetées dans l’atmosphère par une cheminée haute de 150 m. Notons qu’on ajoute, aux
concentrés sulfurés, une certaine proportion de minerais oxydés. L’alimentation des fours
Water Jackets était constituée de : agglomérés, coke de Wankie (Zimbabwe), fondants
(minerais oxydés riches en SiO2, castine), concentrés sulfurés crus et scories de convertissage.
30 Description de la filière de traitement des minerais sulfurés cuivre – zinc et identification des sources de pollution
On sépare, à l’état liquide, d’une part la scorie qui est granulée par un jet d’eau froide, provoquant une vapeur d’eau chargée en fines particules de scories, et ensuite évacuée vers le
terril, et d’autre part la matte, qui est conduite sur un chenal vers un four d’attente chauffé au
charbon. Les gaz et les fumées dont les poussières contiennent du cuivre, du zinc, du plomb,
du cadmium et du germanium, sont acheminés vers une installation de dépoussiérage et
rejoignent ensuite les autres fumées de l’usine dans la grande cheminée.
A titre indicatif, un four Water Jacket fond par jour une charge de 1.300 à 1.450
tonnes et produit 450 à 500 tonnes de matte à environ 65 % de cuivre et 850 à 950 tonnes de
scories (Union Minière du Haut Katanga, 1958). Du four d’attente, la matte est transférée, au
moyen de poches de 4 m3 dans un des deux convertisseurs, l’autre étant tenu en réserve.
Après 3 à 4 heures de soufflage d’air enrichi en oxygène qui a pour but d’oxyder les
impuretés et de transformer la matte en cuivre métallique, le convertisseur est basculé et le
métal est transvasé dans l’un des deux fours rotatifs de coulée. La scorie dite grosse, riche en
cuivre (10 à 13 % Cu), est décrassée à la fin de la première phase de soufflage dit scorifiant et
est retournée en tête du circuit, et la deuxième phase consistant à éliminer les impuretés
volatiles. Le métal, de pureté de 98,5 % à 99 % Cu, est ainsi coulé en lingots de 140 à 180
kg ; ensuite, expédié tel quel en Belgique, pour y être raffiné dans les usines d’Olen. Une
opération de convertissage produisait 50 à 60 tonnes de cuivre blister, la capacité annuelle des
usines de Lubumbashi étant de 125.000 tonnes de cuivre (Maurice, R., 1956 ; Union Minière
du Haut Katanga, 1958). Le charbon, utilisé comme combustible pour le chauffage du four
d’attente et de coulée du cuivre blister, est conditionné sur place dans une section de
pulvérisation de capacité moyenne 200 tonnes par jour. Le bloc diagramme de base donnant
tout le schéma du procédé de traitement aux usines de la Gécamines Lubumbashi, en
campagne de production du cuivre blister (UMPC), est présenté à la figure I.14. On y repère
trois grandes opérations métallurgiques unitaires (grillage, fusion pour matte et convertissage)
qui sont des sources de production et de génération des polluants solides, liquides et gazeux.
31 Description de la filière de traitement des minerais sulfurés cuivre – zinc et identification des sources de pollution
Concentrés sulfurés Cu, Calcaire, minerais Cu riches broyés, MDB,
charbon de Luena, minerais oxydés riches en SiO2
Scories granulées
Mélange
Retour agglomérés fins
Air
Agglomération sur DL
Gaz (SO2, NOx,…) + poussières
(vers la grande cheminée)
Mélange
Dépoussiérage
(fumées)
Air + O2
Four Water Jacket
(Fusion pour matte)
Concentrés Cu riches frais,
Calcaire, Minerais de fer,
Coke
Agglomérés
Gaz vers
la grande
cheminée
Poussières
vers usine à
Zinc
Scories granulées + (vapeur d’eau
de granulation), vers Terril
Matte
Charbon pulvérisé
Four d’attente
Air + O2
Dépoussiérage (fumées)
Poussières
vers usine à
Zinc
Convertisseur
Gaz (SO2, NOx,…)
vers grande cheminée
Four de coulée
Fondant siliceux,
Matte solide,
Scraps de Cu
blister, Nodules
dolomitiques
Scories grosses
Scories granulées
Charbon pulvérisé
Cuivre Blister en lingots
Figure I.14 : Bloc diagramme de l’Usine de la Gécamines Lubumbashi
32 Description de la filière de traitement des minerais sulfurés cuivre – zinc et identification des sources de pollution
I.3.2.2. Agglomération L’installation de grillage produit beaucoup de gaz et de poussières qui sont
malheureusement refoulés dans l’atmosphère via la grande cheminée de l’usine sans épuration
préalable. On voit bien comment cela a pu avoir de l’impact dans l’environnement tant sur le
plan local, régional que global. A titre d’exemple, nous donnons ci-après, au tableau I.13,
l’analyse qualitative de quelques constituants de la charge à agglomérer (Winand, R., 1971).
Tableau I.13 : L’analyse chimique moyenne des constituants d’une charge à agglomérer
Pourcentage (%)
Constituants
Cu
Fe
Zn
Pb
As
S
Minerai riche
21
8,5
19,5
1,5
0,3
21
Concentré Cu
26
15
16
1,8
0,3
Minerai oxydé
13
4,8
---
---
---
Ag (g/t)
SiO2
Al2O3
CaO MgO
450
13,5
2
3
3,6
26
375
7,5
1,4
1,3
1,3
---
---
48
5
2
8
La fumée (gaz + poussières) devrait contenir une proportion non négligeable
d’éléments chimiques présents dans la charge à agglomérer, du fait que le fonctionnement du
réacteur d’agglomération est tel que l’on aspire l’air à travers la charge.
Le tableau I.14 donne quelques caractéristiques de production à l’agglomération pour la
période allant de 1960 à 1967. On constate par exemple que la teneur moyenne en soufre dans
l’aggloméré est de 8,70 % pour une désulfuration d’environ 60 % la production horaire
d’agglomérés est en moyenne de 20 t/h et le rapport exprimé en pourcentage du poids
d’agglomérés produits sur celui de la charge fraîche alimentée est à peu prêt égal à 90 %.
33 Description de la filière de traitement des minerais sulfurés cuivre – zinc et identification des sources de pollution
Tableau I.14 : Quelques caractéristiques de production à l’agglomération
(Source : service des statistiques des usines de la Gécamines Lubumbashi)
Agglomération
Campagne UMPC
Année
Agglomérés
Désulfuration
Agglo/TCF
1960
%S
8,79
t/h
20,7
%
58,86
%
88,1
1961
8,79
20,1
59,65
89,1
1962
9,39
18,3
57,47
90,5
1963
8,57
18,7
59,66
90,3
1964
9,00
18,7
58,19
91,2
1965
8,21
20,0
60,09
90,6
1966
8,30
20,3
58,84
91,9
1967
8,52
19,7
60,05
91,7
Moyenne
8,70
19,60
59,10
90,40
Avec : UMPC, pour dire une campagne de production du cuivre blister à l’UMHK.
TCF : Tonne d’une Charge Fraîche.
Une tonne d’aggloméré produit contient en moyenne 87 kg de soufre, ce qui représente
environ 40 % de soufre alimenté à l’agglomération. La quantité de soufre évacuée dans
l’atmosphère est la différence qui vaut 130,5 kg soit l’équivalent de 261 kg de SO2 sortant par
tonne d’aggloméré produit. I.3.2.3. Fusion pour matte de cuivre La charge à fondre au four Water Jacket était constituée de 86 à 88 % d’agglomérés à
plus ou moins 25 % Cu, de 4 à 6 % de minerais sulfurés riches de cuivre crus, de 7 à 9 % de
scories de convertisseur et de 10 à 11 % de coke (Winand, R., 1971).
Une analyse chimique moyenne des scories du four Water Jacket a fourni des résultats
mentionnés dans le tableau I.15 ci-dessous.
34 Description de la filière de traitement des minerais sulfurés cuivre – zinc et identification des sources de pollution
Tableau I.15 : Composition chimique moyenne des scories de fusion pour matte
(Source : service des statistiques des usines de la Gécamines Lubumbashi)
Pourcentage (%)
Année
1960
Cu
0,90
ZnO FeO SiO2 Al2O3 MgO
18,81 30,03 31,91 5,81 4,94
CaO
4,57
PbO
0,98
Ge
0,037
1965
1,02
14,60 33,86 29,24
6,29
6,17
5,53
1,02
0,043
1970
1,11
12,76 28,31 33,97
6,77
6,29
8,43
1,36
0,011
1975
1,17
7,99
28,74 32,40
6,61
5,26
10,25
0,78
0,016
1980
1,08
9,60
27,58 32,62
6,89
4,55
10,25
0,93
0,011
1985
1,21
6,09
30,18 33,33
6,70
5,74
10,40
0,60
0,005
1986
1,40
7,81
29,84 31,49
7,15
5,41
10,55
0,29
0,006
Moyenne
1,10
11,0
29,80 32,13
6,60
5,48
8,56
0,85
0,01
Ces scories contiennent des proportions non négligeables en zinc et en cuivre.
Le tableau I.16 donne la composition chimique des mattes produites au four Water Jacket.
Tableau I.16 : Matte pour convertissage (sortie Water Jacket)
(Source : service des statistiques de la Gécamines Lubumbashi)
Année
Cu
Fe
Pb
Zn
As
S
(%)
1960
64,54
4,89
4,26
4,26
0,41
20,14
1965
63,51
5,70
5,83
3,53
0,43
19,95
1970
70,82
2,56
3,33
2,26
0,29
19,24
1975
73,13
2,52
1,62
0,81
0,15
19,86
1981
70,64
3,90
2,46
1,36
0,13
19,33
1985
70,31
3,90
2,09
0,94
0,17
19,95
1986
69,91
4,49
1,02
1,18
0,14
20,25
Moyenne
68,98
4,00
2,94
2,05
0,24
19,82
Ces mattes sont relativement riches en cuivre ; le soufre et le fer joueront un rôle
essentiel à l’étape de convertissage pour l’élimination de certaines impuretés dans les gaz et
les scories.
35 Description de la filière de traitement des minerais sulfurés cuivre – zinc et identification des sources de pollution
Les gaz à dépoussiérer sortant du four Water Jacket, constitués majoritairement d’oxydes ont
la composition moyenne suivante :
Tableau I.17 : Composition chimique moyenne des gaz avant dépoussiérage
(Source : service de statistiques des usines de la Gécamines Lubumbashi)
Année
Cd
Zn
Pb
Ge
As
S
(%)
1960
4,45
29,07
33,59
0,32
5,04
9,86
1965
2,30
25,90
39,94
0,29
4,46
9,38
1970
2,41
24,32
39,59
0,01
2,14
8,25
1975
2,00
27,50
21,00
0,14
0,61
10,71
Moyenne
2,79
26,70
33,53
0,19
3,06
9,55
Ils contiennent des polluants métalliques qu’il faudrait bien épurer avant leur évacuation dans
l’atmosphère. Le tableau I.18 donne à titre indicatif la répartition de quelques éléments
chimiques entre les trois phases (matte, scories, gaz) (Habashi, F., 1997).
Tableau I.18 : Répartition moyenne en (%) de quelques éléments entre les phases après fusion
pour matte de cuivre
Elément
Matte
scorie
Gaz
(%)
As
35
55
10
Sb
30
55
15
Bi
10
10
80
Se
40
---
60
Te
40
---
60
Ni
98
2
---
Co
95
5
---
Pb
30
10
60
Zn
40
50
10
Sn
10
50
40
Ag et Au
99
1
---
36 Description de la filière de traitement des minerais sulfurés cuivre – zinc et identification des sources de pollution
On déduit du tableau I.18 des comportements différents des éléments cités, lors de la
fusion pour matte, il y en a qui se concentrent majoritairement dans la matte et sont
pratiquement absents dans les gaz (cas des précieux : Ag, Au et du Co et du Ni), d’autres sont
pratiquement absents dans la scorie et se répartissent entre la matte (40 %) et les gaz (60 %) et
la dernière catégorie se retrouve dans les trois phases de façon variée.
Sur la figure I.15, on aperçoit le terril à scories de la Gécamines Lubumbashi, la
nouvelle montagne des scories épuisées de la STL et la direction des vents dominants.
N
O
Terril à scories de la
Gécamines Lubumbashi
Scories
STL
50 m
Vents dominants
SE - NO
Figure I.15 : Vue aérienne du terril à scories de la Gécamines Lubumbashi
(Source : Google Earth, Image satellite du 02 mai 2010, altitude : 2,56 km du sol)
Le terril à scories de Lubumbashi représente un potentiel métallurgique considérable.
En première approximation, il représentait environ 14.000.000 de tonnes de scories dont un
tiers a été cédé à la société de traitement du terril de Lubumbashi qui produit de l’alliage
blanc. Débuté vers 1925, ce terril a connu diverses phases d’accroissement suivant l’origine
des produits qui y furent déposés : minerais cupro-cobaltifères des gisements des environs de
Lubumbashi, minerais cupro-zincifères de Kipushi, mélange de minerais de Kipushi et du
groupe Ouest (Kolwezi). Le déversement des scories en couches concentriques fait que ce
terril s’avère structuré, voire même « stratifié » parallèlement à la pente de talus naturel du
produit.
37 Description de la filière de traitement des minerais sulfurés cuivre – zinc et identification des sources de pollution
Une étude antérieure (note interne du service de géologie de l’entreprise datant de
1956) avait donné lieu au forage de deux sondages verticaux de ± 100 m, en diamètre variant
de 8" à 3 ½", avec récupération continue des échantillons. Les caractéristiques suivantes
avaient été relevées :
• état des scories : granulé,
• compactage et agglomération : néant sur toute l’épaisseur du terril,
• granulométrie : comprise entre 6,7 et 0,4 mm à 97,4%,
• densité : (apparente : 1,7 ; réelle : 3) ; pourcentage de vides : 43 %,
• taux de récupération : de 8" à 6" : ± 40 % ; de 5" à 3 ½" : 95 à 100 %.
L’estimation du stock global de ces scories est donnée dans le tableau I.19 qui suit :
Tableau I.19 : Estimation du stock global du terril à scories de Lubumbashi
(Source : service des statistiques de la Gécamines Lubumbashi)
Volume
tonnes
Année
m3
brutes
Cu
ZnO
Co
Ge
1927-1934
….
1.649.699
35.852
35.944
….
….
1935-1967
….
7.325.045
82.764
1.390.672
….
2564
1927-1990
4.550.000
14.000.000
176.000
1.842.000
32.500
3080
‐
le cobalt est calculé sur les dix dernières années (1981 – 1990 inclus)
‐
le germanium est calculé de 1935 à 1990
‐
le cuivre et le zinc de 1927 à 1990.
I.3.2.4. Convertissage Le convertissage constitue la troisième opération métallurgique unitaire de l’usine de
Lubumbashi qui génère un important flux de matières et d’énergie. Les fumées produites
contiennent une bonne proportion des poussières ; d’autre part, les scories sont relativement
riches en cuivre (10 à 13 %) et sont, à cet effet, recyclées dans le procédé, à la fusion pour
38 Description de la filière de traitement des minerais sulfurés cuivre – zinc et identification des sources de pollution
matte (scories grosses) et au grillage (scories granulées). Le produit obtenu (cuivre blister)
présente les caractéristiques chimiques suivantes :
Tableau I.20 : Composition chimique des lingots ordinaires de cuivre blister
(Source : service des statistiques de la Gécamines Lubumbashi)
Année
Cu
As
Co
Fe
Pb
Zn
g/t
Se
Ni
Au
(%)
1960
98,57
0,43
80
120
2.740
40
90
120
0,35
1965
98,42
0,49
26
153
3.600
44
60
265
0,45
1970
97,99
0,65
74
169
7.550
94
32
420
0,73
1975
98,66
0,47
132
118
2.200
71
105
536
0,11
1980
98,84
0,29
104
115
1.869
44
66
319
0,94
1985
98,78
0,38
114
147
2.833
51
73
182
0,66
1986
98,88
0,30
133
184
1.500
54
84
200
0,90
Moyenne 98,59
0,43
95
144
3.185
57
73
292
0,59
Le tableau I.21 donne les principales caractéristiques de production en campagne de
production du cuivre blister (UMPC).
39 Description de la filière de traitement des minerais sulfurés cuivre – zinc et identification des sources de pollution
Tableau I.21 : Principales caractéristiques de marche (UMPC)
(Source : service des statistiques de la Gécamines Lubumbashi)
Désignation
Unité
1972
1973
1979
1980
Moyenne
Production horaire d’agglomérés
t/h
20,31
20,49
16,93
18,24
19
Rendement (agglomérés/charge)
%
88,86
89,11
88,18
88,69
89
Vitesse horaire de fusion aux FWJ
t/h
74,15
74,98
65,72
74,60
72
Vitesse horaire de fusion charge utile
t/h
68,50
66,60
58,91
67,25
65
Vitesse horaire de fusion de fondants
t/h
5,64
8,38
6,80
7,35
7
Fondants/charge utile
%
8,24
12,58
12,01
10,94
11
Coke gros/charge
%
10,92
11,03
12,03
11,24
11
kg coke/ t Cu fin produit
kg/t
398
381
443
408
408
kg calcaire/ t Cu fin produit
kg/t
278
315
213
245
263
kg minerais fer/ t Cu fin produit
kg/t
---
71
168
113
117
Consommation O2 aux fours t/j marche
t/j
---
127,48
133,76
149,92
137
Consommation O2 aux convertisseurs t/j
marche
t/j
---
27,97
24,86
30,45
28
kWh/t
67
43
92,2
78
70
kWh/t Cu blister soufflé
I.3.2.5. Bilan global de la production du cuivre blister Les données récoltées aux différentes opérations peuvent permettre d’estimer les flux
de matières et d’énergies autour de chaque opération métallurgique unitaire intervenant dans
le procédé d’élaboration du cuivre blister. La figure I.16 ci-après illustre le mouvement des
différents flux nécessaires à la production d’une tonne de cuivre blister (unité fonctionnelle) ;
et le tableau I.22 donne le bilan global.
40 Description de la filière de traitement des minerais sulfurés cuivre – zinc et identification des sources de pollution
Charge
Air1
Energie électrique1
Fumées1
Retour Agglomérés fins
Agglomération sur
DL
Energie électrique2
Air2 + O2
Dépoussiérage
Fumées2
Cheminée
Energie électrique3
Fumées3
Additifs1
Agglomérés
Scories granulées1
(vers Terril)
Four Water Jacket
(Fusion pour matte)
Additifs2
Matte
Convertisseur
Air3 + O2
Atmosphère
Cuivre blister
Scories grosses vers WJ
Scories granulées2 vers DL
Figure I.16 : Flux de matières nécessaires à l’élaboration du cuivre blister
Sur base de quelques caractéristiques de marche et de certaines données fournies par le
service des statistiques des usines de Lubumbashi, il y a lieu d’établir des ratios nécessaires à
l’élaboration d’une tonne de cuivre blister. C’est ainsi que par exemple à l’étape
d’agglomération, la production horaire moyenne d’agglomérés est estimée à 19 t/h, le
rendement (agglomérés/charge) de 89 %, et le ratio charge/aggloméré est alors égal à 1,12.
Les poussières produites à l’agglomération et les agglomérés fins de retour représenteraient
environ 10 % de la charge à l’alimentation. Au four de fusion Water Jacket, les agglomérés
représentent 86 à 88 % de la charge à fondre.
41 Description de la filière de traitement des minerais sulfurés cuivre – zinc et identification des sources de pollution
La vitesse moyenne de fusion de la charge au four Water Jacket est de 72 t/h, celle de
production horaire des mattes et des scories est estimée respectivement à 24 et 48 t/h. Le ratio
matte/scorie vaut alors 0,5. Les poussières produites au four Water Jacket représentent
environ 1 % de la charge à fondre. De même la vitesse de production du cuivre blister est en
moyenne de 15 t/h et celle de conversion de la charge d’environ 23 t/h ; le ratio charge/cuivre
blister est donc de 1,53. Les additifs à ce stade représenteraient environ 5 à 6 % de la charge à
convertir en cuivre blister. Les scories du convertisseur représentent environ 40 à 50 % du
poids du cuivre blister produit. La proportion des scories granulées était d’environ 15 % des
scories produites au convertisseur.
42 Description de la filière de traitement des minerais sulfurés cuivre – zinc et identification des sources de pollution
Tableau I.22 : Bilan global des flux pour l’élaboration d’une tonne de cuivre blister
Entrée
Agglomération
Sortie
tonnes
Charge
4,29
Soufre
Air1
Energie électrique1 (kWh)
0,93
?
65
Fusion pour matte
tonnes
Agglomérés
Additifs1
3,82
0,57
O2
Air2
Energie électrique2 (kWh)
0,35
?
63
Convertissage
tonnes
Matte
Additifs2
1,45
0,08
O2
Air3
Energie électrique3 (kWh)
0,06
?
70
tonnes
Agglomérés
Agglomérés fins
Poussières1
SO2
CO, CO2, NOx,…
3,82
0,47
1,11
?
tonnes
Matte
Scories
Poussières2
SO2, CO2, CO,
NOx,….
1,45
2,9
0,04
?
tonnes
Cuivre blister
Scories grosses
Scories granulées
Poussières3
1
0,38
0,07
0,08
NOx, SO2, …
?
I.3.2.6. Enjeux environnementaux La cité des travailleurs est située dans la direction des vents dominants (Nord-ouest,
figure I.15). Les rejets atmosphériques non épurés de l’usine, contenant le SO2, les NOx, les
poussières, etc., constituaient une menace d’abord pour la santé des travailleurs, mais
également pour la population riveraine et l’environnement en général (SNC – LAVALIN
International, 2003). La granulation des scories, sous un jet d’eau froide, a produit des
vapeurs chargées en fines particules des scories d’une part, et d’autre part de l’eau chaude
chargée également en fines particules des scories et évacuée dans la rivière Lubumbashi. Ces
43 Description de la filière de traitement des minerais sulfurés cuivre – zinc et identification des sources de pollution
scories sont très peu lixiviées1 à l’eau et le relargage des métaux contenus est très faible et par
conséquent elles peuvent être classées en classe I, sans traitement préalable selon la décision
européenne 2003/33/CE (voir chapitre IV).
I.3.3. Grillage des concentrés de zinc à Likasi I.3.3.1. Description générale Les concentrés sulfurés de zinc crus, obtenus par flottation différentielle, sont
acheminés par wagons à 150 km de la mine (usine Shituru) pour un traitement (grillage) dont
le but est d’éliminer le soufre présent (Centre d’Information et de documentation du Congo
Belge et du Ruanda – Urundi, 1955 ; Union Minière du Haut Katanga, 1944 ; Union Minière
du Haut Katanga, 1956). Ils sont ainsi grillés dans des fours Spirlet (du nom de l’inventeur),
vingt et un que comptait la division. Le gaz SO2 produit sort par les conduites en haut des
fours et est acheminé à la section «contact» pour une série de traitements afin de le
transformer en H2SO4 de la manière suivante :
‐
dans une caisse catalytique, le gaz SO2 est transformé en gaz SO3 avec comme
catalyseur le V2O5,
‐
dans la tour d’absorption, le gaz SO3 est transformé en H2S04.
Les concentrés crus qui viennent de Kipushi contiennent environ 30 % de soufre. La
charge à alimenter dans le four est ajustée de façon à avoir environ 24 % de soufre, c'est-àdire un mélange de concentrés crus (48 t/h) et des grumeaux2 (30 t/h). Comme c’est le soufre
qui brûle dans le four, il ne faut pas qu’il y en ait trop dans la charge, car le four risque de
monter trop haut en température. Cette façon de travailler a comme conséquence de faciliter
l’élimination des poussières des cyclones, les poussières des électrofiltres secs et celles des
carneaux dans les trémies à grumeaux.
Pour avoir un bon grillage et des températures normales dans un four, les concentrés
de zinc doivent avoir une humidité de 8 - 9 %. Les grillés (calcine) à expédier à l’usine à zinc
de Kolwezi qui sortent des fours par les trémies de vidange doivent contenir au plus 1,5 % S ;
1
2
Il s’agit ici des scories très finement divisées (< 38 μm)
Il s’agit des concentrés mal grillés qui sont retournés de nouveau dans le circuit.
44 Description de la filière de traitement des minerais sulfurés cuivre – zinc et identification des sources de pollution
c’est la raison pour laquelle les poussières et les mauvais grillés sortant des fours, ne
fonctionnant pas correctement et contenant plus de 3 % S, vont dans les trémies à grumeaux
pour retourner une seconde fois dans les fours après mélange avec les concentrés de zinc crus
(Centre d’Information et de documentation du Congo Belge et du Ruanda- Urundi, 1955 ;
Union Minière du Haut Katanga, 1958 ; Métalkat, 1962)
Avant que le gaz SO2 sortant des fours soit apte à être transformé en acide, il faut lui
faire subir plusieurs traitements. Le dépoussiérage vient en premier lieu. Le cyclone qui se
trouve directement après chaque four est l’appareil de dépoussiérage qui récupère la plus
grande partie des poussières contenues dans le gaz sortant. Les électrofiltres secs (ou Cottrells
du nom de l’inventeur) sont des appareils qui utilisent les forces appliquées par un champ
électrique pour séparer les particules ou vésicules du courant gazeux. Ces électrofiltres sont
appelés secs car le dépoussiérage se fait sans adjonction d’eau. Le gaz SO2 qui arrive aux
caisses de contact a encore subi différents traitements dont un refroidissement ; les caisses de
contact permettent de transformer le gaz SO2 en gaz SO3. Ce mélange gazeux contient ± 94
% d’air et ± 6 % de SO3 ; il est envoyé dans la chambre d’absorption. Dans cet appareil, les 6
% de SO3 sont dissous dans l’acide et ensuite transformés en acide sulfurique liquide qui sera
maintenu à une concentration de 98,50 % par ajout d’eau. L’adjonction d’une certaine
quantité d’eau aux gaz sulfureux qui arrivent dans les tours laveurs, permet de collecter
finalement les très fines particules qui ont échappé d’être séparées au niveau des carneaux
secondaires, et de les évacuer ainsi sous forme de boues dans la brousse.
Les électrofiltres humides sont appelés Cottrells humides. Contrairement aux
électrofiltres secs (qui enlèvent les poussières), ceux-ci enlèvent les vésicules humides se
trouvant dans le gaz toujours grâce à un champ électrique. Cette partie qui est enlevée est
celle qui se trouve sous forme de brouillard sulfurique (condensat, solution pouvant être
concentré en acide et causer la corrosion de l’équipement), tandis que l’autre partie qui est
sous forme de vapeur d’eau sera éliminée plus loin dans la tour sécheuse. A la sortie des
électrofiltres humides, le gaz est aspiré au travers d’un collecteur en plomb. Celui-ci est
maintenant exempt d’eau sous forme de brouillards sulfuriques ou gouttelettes, mais est
toujours chargé d’une certaine quantité d’eau sous forme de vapeur.
45 Description de la filière de traitement des minerais sulfurés cuivre – zinc et identification des sources de pollution
La conversion de SO2 en SO3 est réalisée par le procédé de contact utilisant l’oxygène
de l’air atmosphérique comme oxydant. Cette réaction est tellement lente qu’en pratique elle
apparaît comme irréalisable directement. Elle exige donc de faire appel à un catalyseur
approprié afin d’obtenir un taux de conversion élevé en un temps suffisamment court. Le
catalyseur universellement utilisé est l’oxyde de vanadium (V2O5). C’est une réaction qui
donne lieu à un effet thermique important puisqu’elle dégage 92 KJ/mole de SO2 transformés.
La tour d’absorption a pour but d’absorber le gaz SO3 provenant de la caisse
catalytique et de le transformer en acide sulfurique. Elle est arrosée à contre courant du gaz
SO3 par de l’acide à 98,50 % ; ce sont les 1,70 % d’eau restant qui absorbent le gaz SO3 pour
former l’acide sulfurique. Le gaz SO3 entre par le fond de l’absorbeur et traverse le corps de
remplissage de bas en haut tandis que l’acide s’écoule du haut vers le bas. Tout le gaz
sulfurique entrant dans la tour d’absorption est pratiquement absorbé, les gaz résiduaires sont
rejetés dans l’atmosphère3 par une cheminée. La figure I.17 présente le flow sheet simplifié de
l’usine de production d’acide sulfurique de Likasi (Shituru).
3
Les gaz résiduaires rejetés dans l’atmosphère, ne contiennent plus que l’azote et l’oxygène en excès qui
accompagnaient le gaz au cours de son périple dans l’usine.
46 Description de la filière de traitement des minerais sulfurés cuivre – zinc et identification des sources de pollution
Concentrés Zn crus 30 % S,
(8-9) % H O
SO2
Fours Spirlet
2
+ Grumeaux
Carneaux
Primaires
SO2
Poussières
ZnO (< 1,5 % S) Refus
Broyage
Tamisage
Calcine
(Fines vers Ex – UZK)
Poussières
SO
2
Carneaux secondaires
Electrofiltres secs
Tours laveurs
SO2 + H2O
Electrofiltres humides
Condensat vers la
brousse
Boues
Tour sécheuse
Vers la brousse
SO (420-440°C)
2
H 2SO4 (93,5 à 96 %)
Tour catalytique V2O5
Atmosphère
Tour d’absorption
(160 – 220°C) SO3
H2SO4 98,5 % (production)
Figure I.17: Flow sheet simplifié de production d’acide sulfurique à Likasi
47 Description de la filière de traitement des minerais sulfurés cuivre – zinc et identification des sources de pollution
I.3.3.2. Bilan global pour la production d’une tonne d’acide sulfurique L’estimation des flux autour de l’opération du grillage oxydant (figure I.18), permet de
prédire la charge nécessaire à alimenter au four pour la production de 1 tonne de H2SO4.
A partir des données statistiques et de quelques ratios de production, il y a lieu d’estimer le
bilan global de matières. Ainsi partant des estimations des ratios de production ci-après :
concentré cru/grumeau = 1,6 ; concentré cru/calcine = 1,2 et concentré cru/acide ex-blende =
1,3 ; on a pu établir un bilan global autour de l’opération de grillage oxydant (tableau I.23).
Concentrés zinc crus
Charge
Retour charge grumeaux
(mauvais grillés)
Air
Energie électrique
Grillage oxydant
(Four Spirlet)
Poussières + gaz
Calcine vers UZK
Traitement
Boues de lavage
H2SO4
1tonne
Figure I.18 : Estimation des flux autour de l’opération du grillage oxydant
Tableau I.23 : Bilan pour la production d’une tonne d’acide sulfurique
Entrée
Concentré crus
grumeaux
Air
Energie électrique
Sortie
tonne
1,3
0,81
?
?
Calcine
H2SO4
Boues lavage
48 tonne
1,08
1
0,03
Description de la filière de traitement des minerais sulfurés cuivre – zinc et identification des sources de pollution
I.3.3.3. Enjeux environnementaux L’usine à acide de Shituru a été à l’origine d’importantes émissions de SO2 ; elle a
effectivement constitué une source présentant des risques potentiels pour la santé des
travailleurs, mais également pour la population de Likasi et des environs. Les effluents
sortants (gazeux et/ou liquides), non épurés, étaient évacués dans la nature (SNC – LAVALIN
International, 2003). Sur la figure I.19, qui donne une vue aérienne du site de l’usine, on peut
apercevoir la direction des vents dominants.
N
Division Acide Shituru
(US/DA)
O
Vents dominants
SE - NO
25 m
Figure I.19 : Direction des vents dominants sur le site de l’usine à acide (GCM/Likasi)
(Source : Google Earth, Image satellite du 29 juin 2005, altitude : 2,07 km du sol)
I.3.4.Traitement de la calcine à l’Ex ­ UZK I.3.4.1. Description générale Les concentrés de zinc grillés (calcine) à Likasi arrivent par wagons à l’Ex–UZK pour
y être traités par voie hydrométallurgique. Cette calcine contient de 55 à 65 % Zn, 1 à 2 % Cu,
environ 0,3 % Cd et encore un peu de soufre (1 à 1,6 % S) ; ceci indique que le grillage à
Likasi n’a pas été total. Rappelons ici que le but de ce grillage était de transformer tout le
soufre de la charge en SO2 utile pour la fabrication de l’acide sulfurique nécessaire pour
49 Description de la filière de traitement des minerais sulfurés cuivre – zinc et identification des sources de pollution
toutes les usines hydrométallurgiques de l’entreprise. La faible proportion des sulfures ayant
échappés au grillage se retrouve en fin de lixiviation acide dans les résidus et est donc flottée
avant la mise en bassins des rejets finaux.
Le traitement hydrométallurgique auquel la calcine sera soumise est constitué des
étapes classiques essentielles suivantes : la lixiviation, la purification et l’électrolyse.
La calcine est pulpée avec une solution neutre de sulfate de zinc. Cette pulpe est broyée et
passée ensuite dans un cyclone qui permet de séparer les grains fins des grossiers à rebroyer.
Elle est alors introduite dans un réacteur de lixiviation (Pachuca) où elle est mélangée avec la
solution d’attaque ; c’est le début de la lixiviation neutre. La solution d’attaque, solution
diluée de retour des bacs d’électrolyse dite retour cellules contient 120 g/l d’acide sulfurique,
0,8 g/l de fer ferrique et 50 à 100 mg/l de MnO2 en excès.
Le fer ferrique contenu dans la solution initiale précipite au début de l’attaque sous
forme d’un hydrate sulfaté et entraîne par adsorption de l’arsenic, du germanium et de
l’antimoine, impuretés très nocives. Ce fer provient de l’attaque de mitrailles par du retour
cellules suivie d’une oxydation à la pyrolusite ou bioxyde de manganèse.
La pulpe s’écoule dans un décanteur où l’on sépare la solution déférée à purifier
ultérieurement d’une part et d’autre part le mélange de sels précipités et d’insolubles qui sera
alors envoyé vers une deuxième lixiviation dite acide. Cette lixiviation est menée de façon à
sortir à la fin avec un pH d’environ 2,3 au plus (Maadini, 1976). A la sortie de celle-ci, la
pulpe s’écoule dans un décanteur ; l’Over flow de celui-ci revient en tête de la lixiviation
neutre, tandis que l’Under flow est envoyé à la filtration des résidus. Ces résidus sont flottés
finalement, dans une petite section de flottation démarrée fin 1970. On extrait de ces résidus
un concentré sulfuré, environ 6000 t/an, à envoyer au grillage à Likasi.
Le procédé de purification utilisé à l’Ex–UZK est une série de séparation par
cémentation ; on élimine principalement les ions Cu2+, Co2+ et Cd2+. Le décuivrage constitue
donc la première étape de la purification proprement dite. L’Over flow clair de la lixiviation
neutre passe dans un trommel où on ajoute manuellement des morceaux de cathodes de zinc.
Une teneur résiduelle de ± 200 mg/l de Cu2+ est gardée volontairement dans la solution pour
éviter un début de précipitation du cadmium et est nécessaire pour la prochaine étape de
purification. A la sortie du trommel, le cuivre à l’état métallique est séparé de la solution dans
50 Description de la filière de traitement des minerais sulfurés cuivre – zinc et identification des sources de pollution
un décanteur. Le gâteau de cuivre est lavé, filtré, séché puis fondu dans un four à arc
électrique en lingots de 95 % Cu à un rythme de 1200 à 1500 t/an de cuivre noir.
Le décobaltage à l’Ex–UZK se faisait avec la poudre de zinc à 1 % Pb fabriquée à
partir des cathodes de qualité Higra (special high grade) et de feuilles de plomb (Métalkat,
1962). Si pour le cuivre et le cadmium, les réactions de cémentation permettent de faire
baisser les teneurs respectives, de 2 – 3 g/l de Cu à 0,3 mg/l, de 400 – 800 mg/l de Cd à 0,3
mg/l. Pour le cobalt par contre, l’obtention des rendements acceptables est laborieuse avec la
poudre de zinc ordinaire (non plombifère), même à des doses élevées de zinc, et ce d’autant
plus que la teneur en cobalt augmente. Il n’y a pas de garantie suffisante pour la réussite
complète et systématique de l’opération. La solution décuivrée (avec ± 200 mg/l de Cu2+) est
d’abord réchauffée à 80°C, on y ajoute ensuite de l’antimoine métallique (réactif nécessaire
pour précipiter le cobalt) au moyen d’un alimentateur à vis sans fin très précis. Le débit
d’antimoine est fonction de la teneur en cobalt du concentré grillé de zinc, cet ajout variant de
600 à 900 g/h de Sb métallique. Notons que le cuivre accélère la réaction plus vite que
l’antimoine qui joue le rôle de stabilisateur des céments et que la combinaison d’additifs
cuivre et plomb provoque une accélération appréciable de la cémentation du cobalt sur le zinc.
L’opération de décobaltage se fait en discontinu et hors du circuit principal au moyen d’un
énorme excès de poudre de zinc plombifère (Métalkat, 1962).
L’opération de décadmiage a pour but l’élimination du cadmium jusqu’à une valeur
inférieure à 0,5 mg/l. Avec une telle valeur, le zinc produit contient 2 à 4 g de cadmium par
tonne de zinc. Pour précipiter le cadmium par la poudre de zinc, malgré sa faible teneur de
départ, l’expérience a montré qu’il était préférable d’effectuer cette opération en deux étapes.
Chaque étape est suivie immédiatement d’une filtration afin d’éviter un contact prolongé entre
les céments et la solution qui est susceptible de provoquer la remise en solution des céments.
A toutes les étapes de purification, de grandes précautions sont prises afin de ne pas entraîner
de l’air dans les solutions contenant les céments. En effet, l’air, même en faible quantité, peut
provoquer la redissolution du cadmium et du cobalt. Le résidu de la première purification
contient normalement plus ou moins 20 % de cuivre, 2 % de cadmium et 0,8 % de cobalt,
tandis que celui de la seconde purification contient ± 60 % zinc, 1,5 % cadmium, 0,75 %
cuivre et 0,05 % cobalt.
51 Description de la filière de traitement des minerais sulfurés cuivre – zinc et identification des sources de pollution
Après traitement, les cuves sont vidangées dans un décanteur purifié au préalable. La
solution claire s’écoule vers la purification à froid, où deux ajouts de poudre de zinc
permettent de contrôler la teneur en cadmium de la solution avant d’être filtrée sur filtrespresses. Le filtrat, après ajouts de permanganate de potassium, dont le rôle est d’absorber les
dernières traces de Sb et Ge en se réduisant en bioxyde de Mn, est alors envoyé vers les tanks
de stockage de solution purifiée. Les gâteaux des filtres-presses ainsi que les boues de
purification du décanteur sont traités ensemble pour en récupérer :
• le cuivre sous forme de boues noires qui seront alimentées au four en même temps que
les céments ;
• le cadmium sous forme de céments qui seront envoyés à la section du cadmium où
l’on élaborera le métal pur sous forme de baguettes (production ± 300 t/an) ;
• une solution neutre de sulfate de zinc contenant tout le cobalt soluble alimenté par le
grillé. Cette solution était envoyée à Kipushi où elle servait de réactif de flottation.
Après refroidissement dans trois tours Hamon à circulation forcée d’air, la solution
purifiée est dirigée vers l’électrolyse. On y trouve 44 rangées de 10 bacs chacune qui
constituent le circuit normal et 4 rangées également à 10 bacs chacune qui forment le circuit
d’épuisement. Un courant électrique continu de 16.000 à 17.000 A, sous une tension de 3,4 à
3,6 V par bac, décompose la solution. La densité de courant est de 460 A/m2. Toutes les 48
heures, on détache le zinc de son support en aluminium. Pour avoir un bon rendement de
dépôt, il est conseillé de ne pas descendre sous 40 – 45 g/l de Zn. Pour éviter de faire circuler
un trop grand volume de solution, on a prévu un circuit d’épuisement qui permet d’abaisser
cette teneur de ± 10 g/l tout en augmentant l’acidité.
La solution épuisée, dite retour cellules, est alors envoyée en tête du circuit de
lixiviation. Les cathodes produites sont à 99,995 % Zn et contiennent moins de 26 g/t de Pb et
moins de 45 g/t d’impuretés totales. Les cathodes ne constituent pas une forme commerciale ;
il faut les couler en lingots de 25 kg. Cette opération se fait dans deux fours électriques à
induction (basse fréquence) de plus de 100 t/jour de capacité chacun. Une partie des cathodes
est envoyée au décuivrage. La fusion s’accompagne d’une oxydation et il se forme sur le zinc
liquide une couche de dross, qu’il faut évacuer manuellement. Ces dross sont envoyées dans
un broyeur autogène maintenu sous aspiration. Les oxydes plus légers (cendres de zinc) sont
52 Description de la filière de traitement des minerais sulfurés cuivre – zinc et identification des sources de pollution
entraînés, ensachés et expédiés. Les déchets métalliques sont retournés dans la section fours à
induction pour être stockés et puis expédiés par après. Une partie de ceux-ci est coulée et
transformée en poudre de zinc utilisée comme réactif.
La figure I.20 présente le flow sheet simplifié de la section de lixiviation de l’Ex–
UZK. Cette usine a été mise en service en 1953. Jusqu’en 1970, les résidus de lixiviation
étaient pompés directement en bassins et ceux-ci ont constitué les rejets dits anciens. En 1970,
une petite section de flottation des résidus a été démarrée pour la récupération des sulfures
présents dans les résidus de lixiviation. La qualité de l’alimentation étant alors bonne, on a pu
reprendre, jusqu’en 1977, une partie des résidus anciens en complément des résidus frais pour
saturer la section de flottation. Les résidus ainsi obtenus après flottation ont été appelés rejets
nouveaux (Entreprise Swanepoel Sarl, 2006).
53 Description de la filière de traitement des minerais sulfurés cuivre – zinc et identification des sources de pollution
Calcine (blende grillée)
Lixiviation neutre
pH : 4 -- 4,5
Décantation neutre
UF
Lixiviation acide
pH : 2,5 -- 2,8
OF
Série de purifications
Décantation acide
MnO2
OF
Oxydation
UF
Electrolyse
Filtration
Boues
Cathodes de Zn
Flottation
Rejets anciens
Concentrés de zinc vers
usine de grillage (Likasi)
Rejets nouveaux
Bassins à rejets
Figure I.20: Flow sheet simplifié de la section de lixiviation de l’Ex - UZK
Quelques caractéristiques des bassins à rejets de l’Ex–UZK sont fournies dans les tableaux
I.24 et I.25 (Entreprise Swanepoel Sarl, 2006) ci-après.
54 Description de la filière de traitement des minerais sulfurés cuivre – zinc et identification des sources de pollution
Tableau I.24 : Estimation des métaux contenus dans les rejets Ex–UZK
Elément
(%) masse
Estimation en métaux (tonnes)
Zn
13 - 21
180.000
Cu
2 - 4
25.000
Cd
0,11 – 0,12
1100
Ge
0,038 - 0,058
430
Ga
0,039 - 0,056
410
Ag
0,008 - 0,027
140
On constate que les métaux de base valorisables présents dans ces rejets sont en quantité
pouvant justifier valablement leur retraitement si cela est réalisé de façon économiquement
rentable. Ce passif environnemental est donc un véritable gisement artificiel.
Tableau I.25 : Quelques caractéristiques des bassins à rejets de l’Ex–UZK
Profondeur (m)
Superficie (m2)
Densité in situ
Volume (m3)
Tonnage total (t)
5
120.000
1,4
620.000
910.000
Les valeurs fournies dans le tableau ci-dessus sont des estimations moyennes.
I.3.4.2. Bilan global lors de la production d’une tonne de zinc à l’Ex–UZK A partir de quelques caractéristiques de production, il a été possible d’établir des ratios
pouvant permettre d’estimer le bilan global des matières nécessaires pour l’élaboration d’une
tonne de lingots de zinc à l’Ex–UZK. Sachant par exemple qu’à la lixiviation, le rapport
liquide sur solide est d’environ 5 et que 200 tonnes de cathodes de zinc étaient produites par
jour, parmi lesquelles 3,4 tonnes étaient destinées au décuivrage, 9,6 tonnes à la production de
la poudre de zinc (via les lingots) et 3 tonnes partaient sous forme d’oxydes ou de cendres. Le
solde, soit 184 tonnes, constituaient les lingots exportables. La figure I.21 permet d’illustrer
les flux des matières lors de la production d’une tonne de lingots de zinc à l’Ex–UZK et les
chiffres en rapport avec cette estimation sont consignés dans le tableau I.26.
55 Description de la filière de traitement des minerais sulfurés cuivre – zinc et identification des sources de pollution
Calcine + SA
Lixiviation neutre
Lixiviation acide
Purification1
Fusion cuivre
Scories
Purification2
Cuivre noir
Décantation/Filtration
Traitement boues de
purification2
Circuit Zn
Flottation
Solution cobaltifère
pour Kipushi
Circuit Cd
Cathode zinc
Baguettes Cd
Concentré sulfuré de Zn à
retourner au grillage à Likasi
Rejets solides + effluents
liquides (à stocker en bassins)
Fusion
Poudre de Zn
Décuivrage
Oxyde de Zn
Purification1 : Cémentation cuivre
Purification2 : Cémentation Cd et Co
SA : Solution d’Attaque (RC + Fe3+)
Lingots de Zn
Figure I.21 : Flux de matières lors de l’élaboration d’une tonne de zinc à l’Ex–UZK
56 Description de la filière de traitement des minerais sulfurés cuivre – zinc et identification des sources de pollution
Tableau I.26 : Bilan des matières nécessaire à l’élaboration d’une tonne de zinc
Entrée
Désignation
litres
Calcine
Solution d’attaque
7500
Sortie
kg
Désignation
litres
kg
Lingot zinc
1000
Oxyde de zinc
16,3
Poudre de zinc
52,1
Zinc pour décuivrage
18,4
1500
Baguettes Cadmium
4,5
262,5
Cuivre noir
20,3
Concentré zinc
90,6
Scories cuivre
?
(~ 35 g/l Zn2+)
Solution cobaltifère
?
Rejets solides
Effluents liquides
?
?
I.3.4.3. Enjeux environnementaux Dans le cas des rejets Ex–UZK, les enjeux environnementaux sont premièrement une
conséquence de l’érosion éolienne qui prend en charge, les particules des résidus et les
transporte en direction de l’usine et vers les zones habitées, pendant la saison sèche. Les
retombées de poussières affectent également la végétation et la faune vivant à proximité des
bassins de résidus. Les vents dominants soufflent dans la direction SE – NO (voir figure I.22).
Deuxièmement, la rupture des digues favorise en saison de pluie le ruissellement des eaux
chargées en particules, entraînant les résidus vers la rivière Musonoi avoisinante et affectant
ainsi la faune et la flore aquatiques en aval (SNC – LAVALIN International, 2003).
57 Description de la filière de traitement des minerais sulfurés cuivre – zinc et identification des sources de pollution
N
Bassin V
O
Bassin I
Bassin II
Bassin III
25 m
Bassin IV
Vents dominants SE - NO
Figure I.22 : Vue aérienne des bassins à rejets de l’usine à zinc de Kolwezi
(Source : Google Earth, Image satellite du 07 juillet 2009, altitude : 2,29 km du sol)
I.3.5. Résumé des points environnementaux problématiques Après avoir passé en revue toute la filière de production de cuivre-zinc de la
Gécamines et identifié toutes les opérations métallurgiques unitaires sources de production et
de génération de la pollution dans l’air, dans l’eau, dans le sol et voire dans le sous-sol, nous
donnons un résumé des points environnementaux problématiques essentiels pouvant justifier
le deuxième chapitre de notre travail qui est intitulé « incidences environnementales liées au
stockage des rejets solides de la filière cuivre-zinc ».
Le choix des rejets solides de la filière n’est pas arbitraire, puisque nous ne savons rien
faire sur la pollution diffuse par les vents d’il y a quelques dizaines d’années et par les rejets
aqueux, c’est la raison pour laquelle nous nous intéresserons uniquement aux rejets solides
qui constituent les passifs environnementaux visibles sur terrain.
58 Description de la filière de traitement des minerais sulfurés cuivre – zinc et identification des sources de pollution
Les enjeux environnementaux liés au stockage de ces rejets sont essentiellement liés à
l’érosion éolienne, pendant la saison sèche et ceux liés au ruissellement des eaux de
pluie occasionnant des ruptures des digues de retenu des rejets solides ; c’est notamment le
cas du site du concentrateur de Kipushi et de celui de l’Ex–UZK. Quant aux deux autres sites,
à savoir les usines de Lubumbashi et l’usine à acide de Likasi, les rejets atmosphériques non
épurés contenant des gaz (SO2, NOx, ZnO, CdO,…) et les poussières des minerais constituent
les enjeux environnementaux majeurs. Ainsi nous allons nous intéresser dans la suite de ce
travail de recherche uniquement au comportement à long terme des rejets solides stockés et à
leur stabilité chimique et physique.
59 Incidences environnementales liées au stockage des rejets solides de la filière cuivre - zinc
CHAPITRE II INCIDENCES ENVIRONNEMENTALES LIEES AU STOCKAGE DES REJETS SOLIDES DE LA FILIERE CUIVRE ­ ZINC II.1. Introduction Après avoir décrit toute la filière cuivre-zinc et identifié les sources de pollution, nous
allons maintenant examiner dans ce chapitre les incidences liées au stockage des rejets solides
générés dans cette filière. En effet, le comportement à long terme de ces rejets reste la
préoccupation majeure, car la maîtrise de celui-ci permet, dans l’optique du développement
durable, de minimiser leurs incidences sur l’environnement. Le stockage à l’air libre de ces
rejets solides a permis de constituer des véritables gisements artificiels riches en métaux de
base valorisables (Cu, Zn, Pb, Cd, etc.). La gestion de ces passifs environnementaux n’a pas
été rigoureuse, et ainsi des risques potentiels sont réels vis-à-vis de la population et de
l’environnement en général.
II.2. Contexte législatif de la R.D.C. Le cadre législatif de la R.D.C. relatif à la prévention et à la réduction de la pollution
minière, tel que défini dans le code minier (Journal Officiel R.D.C.,2002 ; Document de la
Banque Mondiale, 2008) et complété par le règlement minier (Journal Officiel R.D.C., 2003),
est articulé sur un certain nombre d’éléments, à savoir entre autres : assurer le développement
durable par l’utilisation efficace et responsable des ressources naturelles, prévenir la
génération de passifs environnementaux miniers comme ceux existant actuellement dans la
province du Katanga localisée dans la ceinture cuprifère congolaise, et favoriser le
retraitement des résidus miniers pouvant polluer l’environnement lorsque ceux-ci contiennent
encore des teneurs économiques en métaux valorisables. Signalons tout de même qu’avant
l’année 2002, la R.D.C a manqué de cadre réglementaire en matières de protection de
l’environnement ; ainsi la législation minière de l’époque n’a accordé que peu ou presque pas
d’importance aux problèmes environnementaux.
60 Incidences environnementales liées au stockage des rejets solides de la filière cuivre - zinc
II.3. Le parc à rejets du concentrateur de Kipushi Rappelons d’abord que ce concentrateur a été mis en service en 1935 et que le
stockage des rejets solides en surface n’a commencé que longtemps après, c’est à dire vers
les années 1960. Avant cette date, la majorité des rejets solides étaient retournés dans la mine
pour le remblayage. Les bassins artificiels crées à cet effet par la construction des digues ont
servi à la rétention des particules solides après décantation. La gestion de ces rejets solides n’a
consisté qu’à fermer à l’aide d’une digue la vallée de la rivière Kipushi et d’y déverser les
résidus jusqu’au comblement du volume disponible. Les eaux de surface qui se drainaient
dans cette portion de vallée n’étaient pas détournées et entraient directement en contact avec
les résidus et devenaient potentiellement contaminées. Elles étaient ensuite rejetées vers l’aval
par un déversoir. Cette conception de la gestion des résidus ne correspond plus avec les
façons de faire modernes, ici nous faisons allusion aux meilleures techniques disponibles
(MTD) en rapport avec la gestion des résidus et stériles des activités minières (European
Commission, 2009).
De nos jours, les parcs à résidus sont des sites confinés où les eaux de surface ne
peuvent entrer en contact avec les résidus et d’où les eaux contaminées peuvent être
récupérées pour être retournées au procédé ou traitées avant leur rejet à l’environnement.
Le rejet d’eaux contaminées peut affecter les espèces vivant en aval sur une distance
indéterminée. Les espèces végétales et animales peuvent être affectées à différents niveaux,
mais en règle générale ces contaminants ont tendance à bio accumuler le long de la chaîne
alimentaire (SNC – LAVALIN International, 2003). Les habitants riverains sont aussi
susceptibles d’être touchés par cette contamination et ce par plusieurs voies d’exposition.
L’ingestion est sans doute la voie la plus significative car les individus peuvent manger du
poisson contaminé, s’abreuver d’eau contaminée et manger des fruits ou des légumes qui ont
été arrosés avec de l’eau contaminée. L’absorption cutanée est une autre source de
contamination potentielle que ce soit en se lavant, en se baignant, en faisant la lessive ou en
préparant les aliments. Enfin, les particules ou les aérosols soulevés par le vent peuvent
pénétrer dans l’organisme par les voies respiratoires. Outre la possibilité de contamination en
aval, les enjeux environnementaux liés au stockage des rejets du concentrateur de Kipushi
sont essentiellement une conséquence de l’érosion éolienne qui prend en charge les particules
et les transportent en bordure des bassins, principalement dans le sens des vents dominants.
61 Incidences environnementales liées au stockage des rejets solides de la filière cuivre - zinc
Ces retombées de poussières affectent la végétation et la faune vivant à proximité des bassins
de résidus.
II.3.1. Géologie et circulation des eaux au niveau des bassins à rejets D’après ces auteurs (Intiomale, 1977 ; Greorghe, A., Grujenschi, C., 1975), les rejets
du concentrateur de Kipushi ont été déposés sur des formations constituées de dolomies
siliceuses et des shales argilo-gréseux. La plus grande partie se trouve sur le calcaire de
Kakontwe limité au sud par le grand conglomérat et au nord par la série récurrente. L’aquifère
de Kipushi est vaste et les venues importantes d’eaux proviennent de la brèche axiale du Roan
à l’emplacement de la nouvelle station de pompage de Kipushi. Cet endroit, autre fois
marécageux, constitue la principale résurgence de la rivière aujourd’hui à sec à cause du
rabattement de la nappe. Ces études ont confirmé l’existence d’une liaison entre la nappe de la
brèche axiale du Roan et les cassures aquifères de la mine. Les eaux de la nappe coulent vers
la mine en passant par les schistes fracturés du Mwansha, le grand conglomérat et le calcaire
de Kakontwe. Cet écoulement est rapide suite à l’exhaure dans la mine et l’existence
d’importants réseaux de cassures observées dans les diverses formations géologiques et des
voies karstiques au sein du calcaire de Kakontwe.
II.3.2. Incidences sur l’environnement Les principaux problèmes environnementaux liés aux sites d’entreposage des résidus
miniers, notamment les rejets solides de concentrateur, sont associés à la stabilité chimique et
physique de ces résidus. La stabilité chimique est compromise lorsque l’interaction entre l’eau
et le rejet solide crée une contamination du drainage minier. Le drainage minier est défini
comme le résultat de la circulation des eaux tant de surface que souterraines à travers les
composantes d’un site minier (parc à résidus, haldes à stériles, galeries de mine, etc.). On peut
diviser le drainage minier en quatre classes principales (Morin, K.A. and Hutt, N.M., 1997),
soit :
• le drainage minier acide : pH < 6,
• le drainage minier alcalin : pH ˃ 9 – 10,
• le drainage minier neutre ou drainage neutre contaminé : 6 < pH < 9 – 10 et
62 Incidences environnementales liées au stockage des rejets solides de la filière cuivre - zinc
• le drainage minier au pH peu problématique, qui découle de l’exploitation de
minéraux industriels non métalliques comme le sel gemme, la potasse, la kaolinite,
etc.
Le drainage minier acide (DMA) et le drainage neutre contaminé (DNC) constituent
une source de préoccupation environnementale, car ils contiennent des éléments en solution à
des concentrations non négligeables (Stantec Consulting, 2004). Différents phénomènes
affectent la qualité du drainage minier, c’est notamment :
ƒ l’oxydation des minéraux sulfureux (possible dans les rejets solides du concentrateur
de Kipushi qui contiennent des sulfures métalliques associés à la pyrite non flottée lors
de la flottation différentielle),
ƒ la neutralisation par les minéraux acidivores,
ƒ la précipitation de minéraux secondaires et
ƒ la solubilisation des éléments les plus mobiles.
Dans le cas de rejets sulfurés, lorsque le pouvoir neutralisant d’un rejet minier ne
permet pas de neutraliser tout l’acide qui est produit par l’oxydation des minéraux réactifs, on
parle à ce moment de génération de DMA. Ce phénomène de génération d’acide favorise la
mise en solution de divers éléments, qui deviennent plus solubles à bas pH. L’acidité,
combinée à la présence de contaminants potentiellement toxiques, comme divers métaux (Zn,
Cu, Cd, Hg, Pb, Co, As etc.), peut affecter sérieusement les écosystèmes qui reçoivent les
effluents contaminés (Morin, K.A. and Hutt, N.M., 1997 ; Down, C.G. and Stocks, J., 1977 ;
Ritcey, G.M., 1989 ; Ripley, E.A., Redmann, R.E. and Crowder, A.A., 1996 ; Marcus, J.J.,
1997 ; Aubertin, M., Bussière, B. et Bernier, L., 2002). Le DMA résulte donc de l’oxydation
naturelle de minéraux sulfureux, que l’on retrouve dans les matériaux rocheux lorsque ceux-ci
sont exposés à l’air et à l’eau. Le tableau II.1 (Aubertin, M., Bussière, B. et Bernier, L., 2002)
regroupe les principaux minéraux sulfureux susceptibles de se retrouver dans les rejets
miniers et parmi lesquels les plus fréquemment rencontrés dans les rejets de concentrateur,
notamment ceux de Kipushi (pyrite et pyrrhotite).
63 Incidences environnementales liées au stockage des rejets solides de la filière cuivre - zinc
Tableau II.1 : Principaux minéraux sulfureux susceptibles de se retrouver dans les rejets
miniers
Elément
Fe
Ni
Pb, Mo, Sb
As
Minéral
Formule
Greigite
Elément
Minéral
Formule
Fe3S4
Bornite
Cu3FeS4
Marcassite
FeS2
Chalcopyrite
CuFeS2
Pyrite
FeS2
Chalcosite
Cu2S
Pyrrhotite
Fe(1-x)S
Covellite
CuS
Triolite
FeS
Cubanite
CuFe2S3
Pentlandite
(Fe,Ni)9S8
Enargite
Cu3AsS4
Millérite
NiS
Tennantite
Cu2As2S13
Violarite
FeNi2S4
Sphalérite
ZnS
Galène
PbS
Wurtzite
ZnS
Molybdénite
MoS2
Cobaltite
CoAsS
Stibnite
Sb2S3
Linnaeite
Co3S4
Arsénopyrite
FeAsS
Greenockite
CdS
Orpiment
As2S3
Cinabre
HgS
Proustite
Ag3AsS3
Alabandite
MnS
Réalgar
AsS
Hanerite
MnS2
Cu
Zn
Co, Cd, Hg
Mn
Ces minéraux sulfureux peuvent subir l’oxydation de façon directe par l’eau et
l’oxygène, cas de la pyrite (Kleinman, R.L.P., Crerar, D.A. and Pacellil, R.R., 1981), mais il
faut noter que leur cinétique est lente :
FeS2 +
O2 + H2O → Fe2+ + 2SO42- + 2H+
(II.1)
Cette réaction peut se produire à des pH proches de la neutralité. La pyrite (FeS2) peut aussi
subir une oxydation indirecte par le fer ferrique en solution. En effet, le fer ferreux libéré par
l’oxydation de la pyrite peut être oxydé en fer ferrique suivant la réaction :
Fe2+ +
O2 + H+ → Fe3+ +
H2O
(II.2)
64 Incidences environnementales liées au stockage des rejets solides de la filière cuivre - zinc
A des pH relativement faibles, le fer ferrique précipite sous forme d’hydroxyde, en libérant
davantage d’acide dans l’eau :
Fe3+ + 3H2O → Fe(OH)3 + 3H+
(II.3)
Une fois le pH suffisamment bas (pH < 3), le fer ferrique ne précipite plus et demeure en
solution, lui permettant de contribuer à l’oxydation indirecte des sulfures :
FeS2 + 14Fe3+ + 8H2O → 15 Fe2+ + 2SO42- + 16H+
(II.4)
La réaction globale d’oxydation de la pyrite peut être exprimée ainsi :
FeS2 +
O2 +
H2O → Fe(OH)3 + 2H2SO4
(II.5)
On peut constater dans l’équation globale (II.5) que l’oxydation d’une mole de pyrite génère
deux moles d’acide sulfurique. Un autre facteur important dans la production de DMA est la
présence de bactéries, qui peuvent accélérer les mécanismes de génération d’acide. C’est
notamment le cas des bactéries acidithiobacillus ferrooxidans qui ont la capacité de catalyser
la réaction (II.2) d’oxydation du fer ferreux en fer ferrique (SRK, 1989 ; Singer, P.C. and
Stumm, W., 1970 ; Nordstrom, D.K., 2000). Le tableau II.2 fournit une liste non exhaustive
des principales bactéries impliquées ainsi que leurs diverses sources d’énergie (EPA, 1994 ;
Blowes et al., 2003). Le pH, la température, la surface spécifique, la morphologie des surfaces
et la concentration en oxygène constituent les principaux facteurs qui affectent l’apport
biologique à l’oxydation de ces minéraux.
65 Incidences environnementales liées au stockage des rejets solides de la filière cuivre - zinc
Tableau II.2 : Principales bactéries associées à l’oxydation des sulfures présents dans les
rejets miniers générateurs de DMA
Bactéries
pH
T (°C)
Source d’énergie
Thiobacillus thioparus
4,5 – 10
10 – 37
H2S, minéraux sulfurés, S0, S2O32-, S4O62-
Acidithiobacillus thiooxidans
1,0 – 6,0
10 – 37
S0, S2O32-, S4O62-
T. neapolitanus
3,0 – 8,5
8 – 37
H2S, minéraux sulfurés, S0, S2O32-, S4O62-
T. denitrificans
4,0 – 9,5
10 – 37
H2S, S0, S2O32-, S4O62-
T. novellus
5,0 – 9,2
25 – 35
S2O32-, S4O62-
T. intermedius
1,0 – 7,0
25 – 35
S0, S2O32-, S4O62-
T. perometabolis
2,8 – 6,8
25 – 35
S0, S2O32-, S4O62-
A.ferrooxidans
1,5 – 6,0
10 – 37
Fe2+, H2S, minéraux sulfurés, S0, S2O32-, S4O62-
Leptospirillum ferrooxidans
0,5 – 3,0
10 – 37
Fe2+, minéraux sulfurés
Sulfolobus acidocalderius
2,0 – 5,0
55 – 85
Fe2+, S0
Certaines bactéries peuvent aussi oxyder le soufre produit lors de l’oxydation des
minéraux sulfureux et oxyder directement certains sulfures métalliques :
S0 +
O2 + H2O → H2SO4
(II.6)
Cette action vient accélérer encore plus la production de DMA, en aidant l’oxydation directe
de la pyrite et en rendant davantage de fer ferrique disponible pour l’oxydation indirecte de la
pyrite à pH plus faible. Le taux d’oxydation des sulfures, c'est-à-dire la quantité d’acide
produite pour une période de temps donnée, dépend de plusieurs facteurs (Perkins et al.,
1995), incluant l’apport en oxygène, la température, le pH, l’activité bactérienne, l’aire des
surfaces des minéraux et la cristallographie de ces derniers.
Les réactions simplifiées (II.7 à II.16), regroupées dans le tableau II.3 (Rimstidt, J.D.,
Chermak, J.A. and Gagen, P.M., 1994), montrent l’oxydation par l’oxygène ou par le fer
ferrique d’autres minéraux sulfureux susceptibles d’être présents dans les rejets miniers. Il
faut noter ici que certaines réactions d’oxydation ne mènent pas toujours à de l’acidification,
66 Incidences environnementales liées au stockage des rejets solides de la filière cuivre - zinc
mais génèrent tout de même des contaminants (Ritcey, G.M., 1989). C’est le cas de la
sphalérite et de la galène qui produisent du zinc (II.8) et du plomb (II.10) en plus des sulfates.
Tableau II.3 : Réactions d’oxydation par l’oxygène et par le fer ferrique des principaux
minéraux sulfureux
Minéral
Réaction
Oxydation par l’oxygène
Pyrrhotite
Fe(1 - x)S + (2 - )O2 + xH2O → (1 - x)Fe2+ + (SO4)2- + 2xH+
(II.7)
Sphalérite
ZnS + 2O2 → Zn2+ + SO42-
(II.8)
Chalcopyrite
CuFeS2 + 4O2 → Cu2+ + Fe2+ + 2(SO4)2-
(II.9)
Galène
PbS + 2O2 → Pb2+ + SO42-
(II.10)
Arsénopyrite
2FeAsS + (13/2)O2 + 3H2O → 2(SO4)2- + 2(AsO4)3- + 6H+ + 2Fe2+
(II.11)
Oxydation indirecte par le fer ferrique
Pyrrhotite
Fe(1- x)S + (8-2x)Fe3+ + 4H2O → (9-3x)Fe2+ + (SO4)2- + 8H+
(II.12)
Sphalérite
ZnS + 8Fe3+ + 4H2O → Zn2+ + 8Fe2+ + (SO4)2- + 8H+
(II.13)
Chalcopyrite
CuFeS2 + 16Fe3+ + 8H2O → Cu2+ + 17Fe2+ + 2(SO4)2- + 16H+
(II.14)
Galène
PbS + 8Fe3+ + 4H2O → Pb2+ + 8Fe2+ + (SO4)2- + 8H+
(II.15)
Arsénopyrite
FeAsS + 11Fe3+ + 7H2O → H3AsO3 + (SO4)2- + 11H+ + 12Fe2+
(II.16)
Un autre aspect important, concernant la qualité du drainage minier, est la présence ou
non de minéraux acidivores dans l’environnement immédiat. Le tableau II.4 présente les
principaux minéraux neutralisants susceptibles de se retrouver dans certains rejets miniers.
Les minéraux neutralisants les plus efficaces sont les carbonates, plus particulièrement la
calcite CaCO3, la dolomite CaMg(CO3)2. Les mécanismes de neutralisation de l’acide
sulfurique (issu du DMA) par la calcite et la dolomite sont illustrés par les équations
suivantes (Aubertin, M., Bussière, B. et Bernier, L., 2002) :
67 Incidences environnementales liées au stockage des rejets solides de la filière cuivre - zinc
2CaCO3 + H2SO4 → 2Ca2+ + 2HCO3˗ + SO42-
(II.17)
CaMg(CO3)2 + H2SO4 → Ca2+ + Mg2+ + 2HCO3- + SO42-
(II.18)
D’autres carbonates (tableau II.4), en plus de ceux déjà mentionnés, peuvent aussi contribuer
à neutraliser l’acide généré par l’oxydation des minéraux sulfureux. (Aubertin, M., Bussière,
B. et Bernier, L., 2002)
Les silicates constituent également une autre famille d’agents neutralisants de l’acide
produit par l’oxydation de minéraux sulfureux. La dissolution des silicates peut se faire de
façon congruente, c'est-à-dire complètement en composants solubles ou de façon
incongruente, c'est-à-dire en formant, à partir des produits de la réaction, une autre forme
stable qui précipite. C’est ce dernier type de dissolution qui est le plus fréquent (Sherlock,
E.J., Lawrence, R.W. and Poulin, R., 1995). Les réactions ci-après représentent une
dissolution congruente et incongruente :
CaAl2Si2O8 + 2H+ + 6H2O → Ca2+ + 2Al3+ + 2H4SiO4 + 6OH-
(II.19)
CaAl2Si2O8 + 2H+ + H2O → Ca2+ + Al2Si2O5(OH)4
(II.20)
Il est toutefois clairement reconnu que les minéraux carbonatés sont nettement plus réactifs
que les silicates, mais dans une aire d’entreposage des rejets, des conditions géochimiques et
certains paramètres, notamment le pH et la température, peuvent influencer considérablement
la vitesse de réaction.
68 Incidences environnementales liées au stockage des rejets solides de la filière cuivre - zinc
Tableau II.4. Principaux minéraux neutralisants présents dans les rejets miniers
Famille
Carbonates
Hydroxydes
Silicates
Minéral
Calcite
Aragonite
Dolomite
Magnésite
Ankérite
Kutnohorite
Sidérite
Smithsonite
Cérusite
Gibbsite
Manganite
Goethite
Brucite
Chlorite
Orthose
Albite
Anorthite
Muscovite
Biotite
Formule
CaCO3
CaCO3
CaMg(CO3)2
MgCO3
Ca(Fe, Mg)(CO3)2
CaMn(CO3)2
FeCO3
ZnCO3
PbCO3
Al(OH)3
MnO(OH)
FeO(OH)
Mg(OH)2
(Mg, Fe)5Al(Si3Al)O10(OH)2
KAlSi3O8
NaAlSi3O8
CaNaAl2Si2O8
KAl2(Si3Al)O10(OH)2
K(Fe, Mg)3AlSi3O10(OH)2
Le traitement des minerais constitue déjà une source potentielle de contamination du
milieu aquatique. En effet, lors des opérations de concentration des minerais, les divers
réactifs organiques et inorganiques utilisés sont susceptibles de se retrouver dans l’effluent de
l’usine et par la suite, dans celui du parc à résidus. Des études sur la toxicité des différents
réactifs utilisés en flottation des minerais (Hawley, J.R., 1974 ; Perrodon, B., 1979) ont
montré que la plupart de ces réactifs amènent une mort chez 50 % d’individus d’espèces
différentes de poissons et d’organismes aquatiques à des concentrations variant entre 0,05 et
10.000 ppm (TL50). Les composés les plus toxiques sont les xanthates, les dithiophosphates et
le cyanure de sodium ; mais l’effet de synergie est à prendre toujours en compte. Les métaux
présents dans l’effluent de l’usine augmentent aussi la toxicité et sont généralement des
poisons du métabolisme.
69 Incidences environnementales liées au stockage des rejets solides de la filière cuivre - zinc
II.4. Les scories du terril des usines de Lubumbashi II.4.1. Contexte géologique et structure du terril de Lubumbashi Sans chercher à aller loin dans les détails géologiques, on note que le terril à scories de
Lubumbashi est posé sur une formation géologique constituée de grès argilo-dolomitiques à
laies de shales, très micacés, oligistifères, à litage souvent irrégulier (Armand, F., 1973). Ces
formations géologiques sont plissées ; entre l’anticlinal de l’Etoile à l’Est et celui de Kasonta
à l’Ouest, s’étend le synclinal de la Lubumbashi qui comprend toute la ville de Lubumbashi.
Ces plis ont une direction nord-ouest à sud-est et appartiennent à l’arc cuprifère Katangais.
Les anticlinaux de l’Etoile et de Kasonta sont faillés axialement et laissent apparaître la série
de Roan. Suite à un phénomène d’extrusion, la série des mines riche en cuivre et en cobalt se
dispose en paquets au cœur de ces deux anticlinaux (Leblanc, M. et Malaisse, F., 1978).
Ce terril est composé des scories issues du traitement par voie pyrométallurgique des
minerais de cuivre aux usines de la Gécamines Lubumbashi de 1924 à 1992 ; il constitue donc
un gisement artificiel encaissé dans les shales noirs type Copper Belt. La masse de ce terril
était estimée à 14.000.000 de tonnes avant le début de retraitement d’une partie de ce terril, en
février 2001, par la société de traitement du terril de Lubumbashi (STL), installée juste à côté
de celui-ci.
Sa structure témoigne de trois phases d’exploitation distinctes : une partie située au
cœur du terril de 1924 à 1931, une deuxième intermédiaire, de 1931 à 1970 et une partie
externe de 1970 à 1992. Le cœur est issu du traitement des minerais cuivre cobalt des mines
des alentours de Lubumbashi (Ruashi, Etoile, Luiswishi et Lukuni), la partie intermédiaire des
minerais sulfurés cuivre-zinc en provenance de la mine de Kipushi et l’enveloppe externe du
mélange des minerais cuivre-cobalt de Kolwezi, de Kipushi et de Kambove (Tshibanda, K.D.,
2004 ; Document de la Banque Mondiale, 2008). Il faut préciser qu’à partir des années 1970,
l’exploitation des minerais de Kipushi ne permit plus d’alimenter à elle seule l’usine de
Lubumbashi ; la Gécamines eut donc différentes campagnes d’alimentation en alternance
entre les minerais en provenance de Kolwezi (majoritaire), de Kambove et de Kipushi. Les
métaux contenus variant selon leurs origines respectives, les différentes parties ont
évidemment des caractéristiques propres. Ceci explique par exemple pourquoi dans la partie
70 Incidences environnementales liées au stockage des rejets solides de la filière cuivre - zinc
externe sud du terril, les scories sont majoritairement cupro-cobaltifères avec des poches des
scories riches en zinc (auquel le germanium est presque toujours associé). Un tiers du terril
(environ 4,5 millions de tonnes de scories), en l’occurrence la partie sud et la plus récente
(caractérisée par une teneur d’environ 2,2 % de cobalt), est cédée à la Société de Traitement
du Terril de Lubumbashi (STL) pour le retraitement par voie pyrométallurgique en vue de la
production d’un alliage blanc (cobalt - fer).
II.4.2. Incidences sur l’environnement Ces scories ont été obtenues après une opération de fusion pour matte de cuivre dans
un four de type Water Jacket. Elles sont granulées, car collectées sous un jet d’eau froide,
avant leur mise en terril. Ceci explique leur granulométrie non uniforme. Elles ne constituent
pas une source majeure de poussières et/ou des particules solides en suspension qui
sédimentent dans les cours d’eau, du fait de leur granulométrie grossière et de leur densité
relativement élevée. Leur structure amorphe (Tshibanda, K.D., 2004) ne permet qu’un faible
relargage des métaux contenus dans le lixiviat, ce qui limite relativement les risques de
contamination et permettrait leur stockage, sans traitement préalable, en décharge de classe I au regard de la décision européenne 2003/33/CE.
Elles étaient parfois utilisées comme additifs dans la construction des chaussées dans
la ville de Lubumbashi, souvent mélangées aux enrobés bitumineux et autres matériaux, puis
placées comme couche de roulement. Aucune étude d’impact environnemental n’a été
signalée sur l’utilisation de ces scories dans ces mélanges. Elles sont aussi utilisées comme
constituants de la charge dans la fabrication des ciments dits métallurgiques (cas de l’usine de
Calcaire Chaux et Ciment de la Gécamines à Kakontwe/Likasi). Aucune étude n’a été
signalée sur la tenue de ce ciment dans la construction des bâtiments vis-à-vis de
l’environnement.
II.5. Le grillage des concentrés sulfurés de zinc à Likasi Après flottation différentielle au concentrateur de Kipushi, les concentrés sulfurés de
zinc crus sont acheminés à l’usine à acide de Shituru pour y subir un grillage oxydant dans le
but d’éliminer tout le soufre contenu. La tenue des fours de grillage n’a pas été parfaite, c’est
ainsi que certains fours en disfonctionnement, ont produit des grumeaux, c'est-à-dire des
71 Incidences environnementales liées au stockage des rejets solides de la filière cuivre - zinc
concentrés mal grillés ou dont la désulfuration n’a pas été très poussée. Ils ont été stockés
provisoirement à l’air libre sur le site même de l’usine dans le but d’être repris ultérieurement
en proportion précise avec la charge fraiche (concentrés crus) pour être réalimentés de
nouveau dans des fours en parfait état de fonctionnement. Tout ceci a eu comme conséquence
la baisse de rendement de production de la section de grillage.
Les impacts environnementaux liés au stockage de ces grumeaux sont comparables à
ceux rencontrés aux parcs à rejets de Kipushi, surtout en ce qui concerne l’instabilité
chimique de ceux-ci, pouvant occasionner un drainage minier acide au contact de l’air et de
l’eau de pluie.
II.6. Le parc à résidus de l’Ex–UZK II.6.1. Contexte géologique A la suite d’un traitement hydrométallurgique de la calcine provenant de l’usine à
acide de Likasi, des résidus obtenus après lixiviation acide ont été stockés dans des bassins
juste à côté de l’Ex–UZK. Ces rejets ont été déposés sur des formations géologiques
constituées des grès argileux, des shales gréseux et des shales argileux alternant. Ces roches
sont assez carbonatées, très micacées avec des laies et bancs d’arkose dolomitique à grain
moyen et claire (Armand, F., 1973).
Le stockage de ces rejets a été fait dans des conditions non optimales, c'est-à-dire sans
tenir compte des exigences environnementales. Les digues aménagées à cet effet pour retenir
ces résidus ont cédé en plusieurs endroits occasionnant ainsi des pertes de matières dans la
rivière Musonoi longeant les bassins du sud au nord et en aval de celle-ci. Le problème de
gestion de ces rejets reste similaire à celui rencontré au niveau du parc à rejets du
concentrateur de Kipushi, même s’il existe une différence au niveau de l’acidité des effluents
liquides produits et du taux de sulfate élevé dans ces derniers.
II.6.2. Incidences sur l’environnement Les enjeux environnementaux liés au stockage de ces résidus restent essentiellement
une conséquence de l’érosion éolienne due à l’instabilité chimique et physique des particules
72 Incidences environnementales liées au stockage des rejets solides de la filière cuivre - zinc
qui sont transportées hors des bassins vers les zones avoisinantes. Les retombées de
poussières (souvent en direction d’usine, voir figure I.22) ont une incidence sur les
travailleurs, les habitants des environs, la végétation et la faune vivant à proximité des bassins
de résidus. En saison de pluies, l’érosion est due aux eaux de ruissellement qui transportent
les particules solides en aval de la rivière Musonoi à travers les brèches occasionnées par la
rupture des digues. La flore et la faune aquatiques sont considérablement affectées à cause
d’une contamination des eaux de surface et éventuellement souterraines.
Le drainage minier acide possible dans ce cas, avec effets directs du changement de
pH sur la vie aquatique et interruption indirecte de la chaine alimentaire, pourrait être
neutralisé par les agents acidogènes présents (Aubertin, M., Bussière, B. et Bernier, L., 2002 ;
William A. Price, 2005), augmentant de ce fait les teneurs en métaux dans les effluents
produits. Ces rejets restent dangereux (Tshibanda, K.D., Degrez, M., Kongolo, K.P., 2010) au
regard de la décision européenne 2003/33/CE.
II.7. Conclusion partielle Les enjeux environnementaux majeurs liés au stockage des rejets solides de la filière
cuivre-zinc, à savoir l’érosion éolienne et le ruissellement des eaux des pluies à travers les
brèches occasionnées par la rupture des digues ont été présentés d’une part et d’autre part, les
incidences environnementales pouvant présentées des risques d’irritations pulmonaire et
oculaire, la contamination des eaux de surface et souterraines, la perturbation de la vie
aquatique, etc. Il y a lieu maintenant d’envisager dans la suite de nos recherches, des voies et
moyens de gestion efficaces de ces passifs environnementaux pouvant garantir la stabilité
chimique et physique des rejets existants ou à venir sur le long terme. Pour cela, ces rejets
doivent revêtir des formes ultimes stables dans l’environnement, c'est-à-dire sans impacts
négatifs dans l’environnement. Ainsi le recours aux meilleures techniques disponibles s’avère
donc nécessaire pour se conformer aux lois et règles de l’environnement et surtout rester dans
l’optique du développement durable.
73 Gestion des résidus issus des activités d’extraction des minerais contenant les métaux de base
CHAPITRE III GESTION DES RESIDUS ISSUS DES ACTIVITES D’EXTRACTION DES MINERAIS CONTENANT LES METAUX DE BASE III.1. Introduction La gestion des déchets provenant d’activités minières représente habituellement une
charge financière indésirable pour les exploitants. Les possibilités de gestion des résidus et
des stériles sont nombreuses, et les méthodes couramment utilisées jusqu’à ce jour, bien que
loin d’être équivalentes du point de vue environnementale les unes les autres, sont les
suivantes (European Commission, 2009 ; Aubertin et al., 2002a) :
• rejet des boues dans des bassins,
• remblayage des mines souterraines ou à ciel ouvert ou construction de digues de
retenue avec les résidus ou stériles,
• déchargement des résidus et stériles plus ou moins secs sur des terrils ou à flanc des
collines,
• emploi des résidus ou stériles comme matériau destiné à l’aménagement des sols
(agrégats, par exemple) ou pour la restauration,
• stockage à sec des résidus épaissis,
• rejet des résidus dans les eaux de surface ou souterraines, pas vraiment génial pour
l’environnement.
Toutefois, le choix de la méthode de gestion à appliquer dépend d’une évaluation de trois
facteurs à savoir : le coût, les performances environnementales et les risques d’accidents. Une
bonne gestion des résidus et stériles comporte une évaluation des différentes solutions entre
autres pour :
ƒ limiter le plus possible le volume des résidus et des stériles produits au départ,
notamment par un choix judicieux de la méthode d’exploitation,
ƒ multiplier les occasions d’utiliser autrement les résidus et stériles,
ƒ conditionner les résidus et les stériles lors du traitement pour réduire autant que
possible les risques pour l’environnement ou la sécurité.
74 Gestion des résidus issus des activités d’extraction des minerais contenant les métaux de base
Il convient de noter que chaque type de rejet est géré de façon spécifique, c'est-à-dire
en fonction de ses propriétés, des caractéristiques de l’opération minière et/ou métallurgique,
des particularités du site minier. C’est ainsi que les matières résiduelles sont déposées dans les
aires d’entreposage sous forme broyée (rejets de concentrateurs ou d’installations de
lixiviation) ou simplement concassée (stériles miniers). Nous examinons brièvement dans ce
chapitre, quelques aspects qui s’intègrent dans la gestion des rejets miniers.
III.2. Questions environnementales essentielles Les questions environnementales essentielles liées à la gestion des résidus et/ou
stériles sont en rapport avec (Aubertin et al., 2002a ; European Commission, 2009) :
o l’implantation du site de gestion où il convient de tenir compte des nombreux facteurs,
entre autres : l’utilisation de formations géologiques existantes, le respect du contexte
hydrogéologique de la zone environnante, les données météorologiques, le contexte
géotechnique et géologique (état du sous - sol, données sur le risque sismique), les
communautés locales (environnement social), la biodiversité etc.
o la caractérisation des matériaux y compris la prévision de leur comportement à long
terme. Les caractéristiques à étudier sont : la composition chimique, le comportement
à la lixiviation, la stabilité physique, la stabilité à l’érosion, le comportement en
décantation et en tassement (formation d’une croûte sur le dessus des résidus), etc.
o les paramètres relatifs aux installations de gestion des résidus et/ou des stériles. Il
convient de signaler toutefois deux problèmes environnementaux majeurs : le DMA,
déjà évoqué au chapitre II et les effondrements accidentels d’ouvrages de retenue qui
peuvent avoir des incidences à court terme (inondations, intoxication, écrasement et
destruction, mise hors service de l’infrastructure, etc.) et à long terme (accumulation
de métaux dans les plantes et chez les animaux, contamination du sol, pertes en vie
animale, etc.).
o la réhabilitation et l’entretien après la fermeture des sites. Lorsqu’une exploitation
s’achève, le site doit être préparé en vue de son utilisation ultérieure. Dans certains
cas, le but sera de laisser le moins de traces possible, tandis que dans d’autres, une
modification complète du paysage peut être recherchée. Dans tous les cas, les effets
nocifs pour l’environnement doivent être réduits au minimum.
75 Gestion des résidus issus des activités d’extraction des minerais contenant les métaux de base
III.3. Les défis environnementaux de l’industrie minière La restauration des sites miniers générateurs de DMA est probablement le défi
environnemental le plus important auquel doit faire face l’industrie minière mondiale (Ritcey,
G.M., 1989 ; Aubertin et al., 2002 ; MEND, 2001 ; Bussière, B., 2007). On note ici que la
restauration des sites abandonnés ayant déjà généré du DMA, pour une période plus ou moins
longue, est encore plus compliquée que celle des sites actifs en fin d’opération.
Dans l’histoire environnementale d’un site minier, on distingue deux principales
phases : une phase opérationnelle et une autre dite post-fermeture, les deux étant inter-reliées.
Durant la phase opérationnelle, les principales préoccupations environnementales sont
associées à la stabilité des ouvrages et au respect des normes environnementales (Morin, K.A.
and Hutt, N.M., 1997 ; Ritcey, G.M., 1989 ; Aubertin, M. and Bussière, B., 2001 ; Bussière et
al., 2005). La responsabilité environnementale d’une exploitation minière ne s’arrête pas à la
fin de la période d’exploitation. Elle demeure bien présente après la fermeture du site. Il faut
donc remettre le site en bon état en procédant au démantèlement des infrastructures et à la
restauration des aires d’entreposage des rejets. C’est ce dernier point qui est la principale
source de préoccupations, particulièrement dans le cas où les rejets contiendraient des
minéraux sulfureux qui peuvent s’oxyder lorsqu’ils sont exposés à l’eau, à l’air et à l’action
bactérienne. Dans ces cas particuliers, il faut mettre en place des méthodes de contrôle qui
seront efficaces à long terme.
III.3.1. Gestion des rejets liquides Les rejets liquides contiennent différents types des contaminants qui peuvent être
solubles, non solubles ou même radioactifs. Les contaminants solubles comprennent à la fois
les acides générés par l’exposition des sulfures contenus dans les rejets miniers à l’oxygène de
l’atmosphère, les métaux lourds et ceux résultant des procédés de traitement des minerais. Ce
type de contamination est habituellement associé au phénomène de DMA déjà évoqué au
chapitre II. Les contaminants non solubles sont constitués de particules solides en suspension
dans l’eau causant une turbidité accrue ou des effets d’ensablement suite à leur sédimentation.
(Ripley, E.A., Redmann, R.E. and Crowder, A.A., 1996; MEND, 2001; Aubertin et al., 2002)
76 Gestion des résidus issus des activités d’extraction des minerais contenant les métaux de base
III.3.2. Gestion des rejets solides Les principaux rejets solides générés par les exploitations minières comprennent le
mort-terrain résultant du décapage de la surface, les roches stériles issues des opérations
d’extraction, les rejets de concentrateur qui forment une pulpe souvent entreposée en surface
dans des parcs à résidus miniers et les boues provenant du traitement chimique des eaux.
Chacun de ces rejets doit être géré de façon à minimiser les impacts environnementaux et à
permettre l’obtention d’une stabilité physique et géochimique à long terme (Aubertin et al.,
2002 ; MEND, 2001).
III.3.2.1. La gestion des stériles miniers Les principales préoccupations reliées aux empilements des stériles miniers sont leurs
stabilités physique et chimique. La stabilité physique des haldes peut être affectée par les
facteurs ci-après : leur configuration géométrique, la topographie des lieux, les propriétés des
matériaux de fondation et des matériaux de la halde (incluant leur durabilité), la méthode et la
séquence de construction, les conditions climatiques et hydrologiques, les pressions d’eau
ainsi que l’ampleur et la nature des forces dynamiques. L’effet de chacun de ces facteurs doit
être considéré lors de l’analyse de stabilité (Aubertin, M., Bussière, B. et Bernier, L., 2002 ;
Bussière et al., 1994).
La stabilité chimique des empilements des stériles miniers est compromise lorsqu’ils
contiennent des minéraux sulfureux et générateurs de drainage minier acide. La grande
porosité effective des empilements entraîne, dans la plupart des cas, des taux de réaction très
élevés, supérieurs à ceux observés dans les parcs à rejets de concentrateur, en raison des
phénomènes de transport de l’oxygène par convection qui s’ajoutent à ceux par diffusion.
III.3.2.2. La gestion des rejets de concentrateur Les rejets de concentrateur sont habituellement transportés sous forme de pulpe
jusqu’au site d’entreposage qui est ceinturé par des digues. Les principaux problèmes
environnementaux liés aux rejets de concentrateur sont la stabilité physique des ouvrages de
retenue et de confinement et la stabilité chimique des rejets. Les problèmes de stabilité
physique rencontrés avec les rejets de concentrateurs sont habituellement associés au matériau
en place qui est dans un état lâche et fortement saturé et qui ne se consolide que lentement en
77 Gestion des résidus issus des activités d’extraction des minerais contenant les métaux de base
raison du mode de mise en place, de sa teneur en eau initiale et de sa faible conductivité
hydraulique.
La stabilité des digues dépend également du type de matériaux utilisés pour contenir
les rejets de concentrateur et de la méthode de construction utilisée. Les digues peuvent être
constituées de rejets de concentrateur ou de matériaux meubles d’origine naturelle. Les digues
de retenue doivent être anticipativement conçues de façon à supporter les combinaisons de
charge les plus défavorables (Bussière et al., 2005 ; Aubertin et al., 2002).
La stabilité chimique des rejets de concentrateur stockés en surface durant la phase
d’exploitation est une préoccupation. Celle des rejets de concentrateur utilisés comme
matériau de base pour du remblai cimenté sous terre est également importante (Bernier, L., Li,
M. and Morman, A., 1999 ; Belem et al., 2002). En effet, la résistance du remblai est affectée
par la composition minéralogique et chimique des rejets de concentrateur. Dans certains cas,
il peut y avoir une perte de résistance du remblai avec le temps, attribuable à une altération
chimique.
III.3.2.3. La gestion des boues de traitement Lorsque l’on utilise le traitement chimique pour décontaminer l’eau acide chargée en
métaux, on obtient de l’eau traitée et une boue de traitement contenant les contaminants. Au
cours des dernières années, des progrès significatifs ont été réalisés quant aux méthodes de
traitement de DMA et de disposition des boues. Il reste cependant de nombreuses questions,
notamment celles en rapport avec le comportement hydromécanique des boues durant les
étapes de suspension, sédimentation et/ou clarification et consolidation (Cabral et al., 1999 ;
Marcus, J.J., 1997 ; Aubertin et al, 2002).
III.4. Méthodes de restauration des aires d’entreposage Lorsque des rejets sont identifiés comme potentiellement générateurs de DMA par les
méthodes de prédiction, il est essentiel de prendre des mesures qui limiteront les impacts
environnementaux de ceux-ci. Une des façons qui permet d’atteindre cet objectif est le
traitement chimique du DMA qui conduit au relèvement de la valeur du pH et à l’élimination
des métaux en solution ; l’alternative intéressante consiste à récupérer les métaux dissous et à
78 Gestion des résidus issus des activités d’extraction des minerais contenant les métaux de base
les valoriser. Cependant, cette technique a certains désavantages, comme par exemple le
maintien à long terme d’infrastructures servant au traitement chimique de l’eau et la
production de boues de traitement que l’on doit entreposer dans des aires prévues à cet effet.
Le tableau A.1.1 en annexes 1.1 donne une synthèse des traitements actifs et passifs des DMA
(Brunet J.F.and Coste B., 2000).
Les traitements actifs mettent en jeu des techniques physico-chimiques basées sur des
réactions acido-basiques, d’oxydo-réduction et d’échange d’ions. Ils exigent donc un apport
de réactifs et une mise en place d’équipements lourds. Les traitements passifs nécessitent peu
d’investissement, un entretien pratiquement minime et satisfaisant sur le long terme au plan
environnemental. Ils sont simples et moins coûteux, leur efficacité est due à l’association des
deux voire des trois groupes de réactions simultanément.
Une autre façon de limiter les impacts environnementaux du DMA produit par les
rejets miniers consiste à contrôler la production du DMA par la prévention. On entend par
prévention, les mesures qui visent à inhiber la réaction d’oxydation des sulfures à la source.
Le tableau A.1.2 en annexes 1.2 donne des techniques préventives et curatives appliquées à la
source des DMA (Brunet J.F.and Coste B., 2000).
Les principales méthodes préventives consistent à éviter la rencontre de la roche
sulfurée, de l’eau, de l’oxygène et éventuellement de l’activité biologique par isolement,
extraction ou l’élimination d’au moins l’un d’eux. Mais dans le cas où leur conjonction est
inévitable, d’autres techniques consistent à empêcher ou limiter leur interaction par adjonction
préventive de produits alcalinisants, inertants, ou inhibiteurs. Ces techniques complémentaires
peuvent bien sûr faire l’objet de combinaisons. Les mêmes méthodes sont employées pour
éviter l’aggravation d’un DMA déclaré et prennent alors une forme curative.
Une technique efficace pour prévenir la production d’acide consiste à limiter
l’infiltration de l’oxygène en plaçant un recouvrement d’eau par-dessus les résidus miniers
(habituellement des rejets de concentrateurs) (Aubertin et al, 2002 ; MEND, 2001).
La technique est en partie basée sur le fait que le coefficient de diffusion effectif de l’oxygène
dans l’eau stagnante est environ 10.000 fois plus faible que dans l’air. On peut maintenir une
79 Gestion des résidus issus des activités d’extraction des minerais contenant les métaux de base
couverture d’eau, plus ou moins profonde, grâce à la construction d’infrastructures étanches
qui créent un réservoir artificiel.
Une autre alternative intéressante aux recouvrements aqueux pour réduire l’infiltration
d’oxygène est le recouvrement de type couvertures avec effets de barrière capillaire (CEBC)
(Aubertin, M. and Bussière, B., 2001 ; Bussière, B. and Aubertin, M., 1999). Pour limiter le
flux d’oxygène, on vise ici le maintien d’un haut degré de saturation dans une des couches du
recouvrement. La diffusion de l’oxygène à travers un sol saturé est très faible puisque celle-ci
est nulle à travers les grains solides et très lente à travers l’eau. L’efficacité d’une CEBC pour
limiter l’infiltration des gaz est donc liée à la capacité que possède celle-ci à retenir l’eau dans
une de ces couches (Bussière, B., Aubertin, M. et Julien, M., 2001).
III.4.1. La désulfuration environnementale Pour éviter les effets négatifs du DMA sur l’environnement, une technique dite de
désulfuration environnementale peut être appliquée déjà à l’usine de concentration des
minerais. Elle consiste en une séparation minérale par flottation des rejets de concentrateur.
En séparant les sulfures des autres minéraux de la gangue, on peut réduire l’ampleur des
volumes de rejets de concentrateur générateurs des DMA à gérer et à entreposer en surface
(Bussière et al., 1995; Benzaazoua, M. and Kongolo, M., 2003; Bois et al., 2005; MermillodBlondin, et al., 2005). De plus, il est possible d’utiliser la fraction désulfurée comme matériau
de recouvrement pour la restauration des sites miniers générateurs de DMA. Cette technique
est davantage applicable aux sites en opération, c'est-à-dire dès la sortie du circuit de
concentration et avant leur entreposage en surface, mais le recyclage des rejets de
concentrateur pourrait être une option dans des cas très particuliers des sites abandonnés. La
partie sulfurée recueillie présente un volume réduit et serait moins coûteuse à encapsuler.
III.4.1.1. Gestion intégrée des rejets suite à la désulfuration La désulfuration environnementale, combinée à une gestion intégrée des rejets, est une
option qui s’offre pour réduire les impacts potentiels sur l’environnement de l’exploitation des
mines (Bussière et al., 1995 ; Bussière et al., 1994). On pourrait intégrer la désulfuration au
remblayage souterrain, en envoyant sous terre la presque totalité de concentré sulfuré produit,
ce qui permettrait de réduire les frais associés à la restauration des rejets miniers générateurs
d’acide en surface. La co-disposition des stériles et des rejets de concentrateur désulfurés, la
80 Gestion des résidus issus des activités d’extraction des minerais contenant les métaux de base
production de remblai minier désulfuré en surface et la mise en place sélective des rejets
désulfurés et sulfureux dans les parcs à rejets de concentrateur étanches peuvent également
être envisagées. La désulfuration environnementale peut aussi être intégrée à la restauration
des sites miniers générateurs d’acide, par l’utilisation des rejets désulfurés comme matériaux
de recouvrement jouant le rôle de barrière à l’oxygène. Des rejets de concentrateur alcalins
(Aubertin et al., 1995 ; Aubertin et al., 1997 ; Richard et al., 1997 ; Aubertin et al., 1999) ou
des matériaux organiques (Tremblay, R., 1994 ; Cabral et al., 1999) peuvent être utilisés
comme composante de recouvrements mis en place sur des rejets miniers générateurs de
DMA dans le but de constituer une barrière à l’oxygène. Une des options est d’utiliser le rejet
désulfuré comme composante de la couche de rétention d’eau d’une couverture avec effets de
barrière capillaire (CEBC) qui, habituellement, est constituée de plusieurs couches (au moins
trois) ayant chacune un rôle spécifique (Aubertin, M., Bussière, B. et Bernier, L., 2002 ;
Aubertin et al., 1995). Une autre option pourrait consister à désulfurer les rejets de
concentrateur à la fin de la vie de la mine et à mettre en place un recouvrement monocouche
fait des matériaux désulfurés (Sjoberg, B., Wilson, G.W. and Aubertin, M., 2001).
III.4.2. Barrière à l’oxygène La réduction de l’apport en oxygène est considérée comme la méthode la plus efficace
pour prévenir la génération de DMA des résidus miniers (SRK, 1989). Pour limiter l’apport
en oxygène au point de ramener la production d’acide à des niveaux négligeables, du moins
dans des rejets peu ou pas oxydés préalablement, on peut installer des recouvrements ayant
une perméabilité au gaz extrêmement faible ou encore un recouvrement qui consomme
l’oxygène. L’eau, les sols, les matériaux synthétiques et des combinaisons de ces matériaux
peuvent être utilisés pour créer un recouvrement à faible perméabilité au gaz, alors que les
matériaux organiques sont généralement utilisés comme composante des recouvrements à
consommation d’oxygène (Aubertin, M., Bussière, B. et Bernier, L., 2002 ; MEND, 2001).
III.4.3. Recouvrements étanches et contrôle des infiltrations d’eau En excluant l’apport en eau aux résidus miniers sulfureux, on peut réduire ou même
éliminer la production de DMA. Pour ce faire, on doit aménager des barrières, qui empêchent
l’infiltration des eaux de surface et souterraines. Ces barrières peuvent être faites de sols à
faibles conductivités hydrauliques ou de matériaux synthétiques peu perméables comme par
81 Gestion des résidus issus des activités d’extraction des minerais contenant les métaux de base
exemples des géomembranes ou des géocomposites bentonitiques (Aubertin et al., 1995 ;
Oakley, R.E., 1987; Aubertin, M. et Chapuis, R.P., 1991 ; Daniel, D.E. and Koerner, R.M.,
1993; Koerner, R.M., 1993 ; Koerner, R.M., 1994). Des couvertures avec effets de barrière
capillaire ont déjà été aussi proposées pour limiter l’infiltration d’eau plutôt que l’infiltration
d’oxygène (Ross, B., 1990 ; Fayer, M.J., Rockhold, M.L. and Campbell, M.D., 1992 ; MorelSeytoux, H.J., 1994 ; Stormont, J.C. and Morris, C.E., 1998 ; Williams, D.J., Currey, N.A.
and Ritchie, P.J., 2003 ; Dwyer, S.F., 1998 ; Albright et al., 2004).
III.5. Conclusion partielle La gestion des rejets miniers porte principalement sur l’évaluation du comportement
de ces matériaux et sur leurs stabilités physique et chimique. Une attention particulière a été
accordée aux conditions de formation du drainage minier acide (DMA), qui demeure un défi
de taille aujourd’hui. La désulfuration des rejets générateurs de DMA constitue une voie
prometteuse pour leur revalorisation (en termes de développement durable), soit comme
remblai ou matériau de recouvrement. Au niveau des recouvrements aqueux, une piste de
développement intéressant est l’entreposage de stériles miniers ou des rejets de concentrateur
oxydés dans des fosses exploitées. Une autre solution prometteuse serait de maintenir le
niveau d’eau dans les rejets de concentrateurs près de la surface (pas ou peu d’eau libre)
réduisant ainsi les risques d’instabilité des infrastructures. La compréhension des phénomènes
liés aux mouvements des fluides dans les recouvrements du type couvertures avec effets de
barrière capillaire (CEBC) afin d’en optimiser le design, les performances à long terme et
l’utilisation du matériau alternatif en est une autre piste.
82 Caractérisation et comportement environnemental des rejets solides engendrés par le traitement des minerais sulfurés Cu-Zn
CHAPITRE IV CARACTERISATION ET COMPORTEMENT ENVIRONNEMENTAL DES REJETS SOLIDES ENGENDRES PAR LE TRAITEMENT DES MINERAIS SULFURES CUIVRE – ZINC IV.1. Introduction Nous présentons dans ce chapitre les résultats des essais de caractérisation des rejets
solides engendrés par le traitement des minerais sulfurés cuivre – zinc stockés dans les
différents sites de la filière. Ces rejets solides constituent actuellement l’existant de cette
filière où la Gécamines était seule active. Elle traitait les minerais sulfurés contenant à la fois
le cuivre et le zinc en des proportions intéressantes dans une exploitation économiquement
rentable. Nous retraçons toutes les étapes essentielles qui nous ont permis d’obtenir les
différents résultats présentés, partant de l’échantillonnage, en passant par les analyses
chimiques et minéralogiques, sans oublier les différents matériels et équipements utilisés à cet
effet. Dans la deuxième partie du chapitre, nous présentons et discutons les résultats obtenus
après les tests de disponibilité à la lixiviation et ceux relatifs à la conformité de mise en
décharge en respectant les normes et/ou directives de l’Union Européenne en rapport avec la
mise en décharge des déchets solides.
IV.2. Caractérisation des rejets de la filière cuivre – zinc Nous rappelons ici que nous nous intéressons uniquement aux rejets solides, car ce
sont les seuls rejets présents actuellement sur trois des quatre sites de la filière ; ils constituent
donc les passifs environnementaux existants sur terrain après plusieurs années d’exploitation.
IV.2.1. Prélèvement et préparation des échantillons L’échantillonnage est une étape clé de la caractérisation, qui est malheureusement
souvent négligée. Le principal problème à résoudre est la représentativité de l’échantillon,
qu’il faut d’autant plus assurée dans le cas de la présence d’éléments en traces en raison de
leur faible concentration. La connaissance de l’état physique, de la stabilité, de l’homogénéité
et de la quantité disponible de l’échantillon permet à l’analyste de planifier une méthode
d’échantillonnage appropriée, et de décider des méthodes de conservation des échantillons,
83 Caractérisation et comportement environnemental des rejets solides engendrés par le traitement des minerais sulfurés Cu-Zn
des phases de prétraitement comme la dissolution, la pré concentration (si nécessaire), etc.,
car en effet, il faut éviter les risques de détérioration (contamination ou perte) de l’échantillon
lors du prélèvement et les résultats se doivent d’être représentatifs de l’ensemble du milieu.
Le prélèvement des échantillons solides, comme c’est le cas dans le présent travail, est
souvent confronté à un problème d’hétérogénéité, qui est donc directement lié à la
représentativité. Dans ce cas, il convient d’augmenter la masse de l’échantillon à prélever et
de procéder ensuite à une opération complexe de division de cet échantillon brut avec un
risque d’altération. D’autres facteurs entrent en jeu comme l’état d’agrégation des particules,
car les matériaux peuvent être compacts ou constitués de particules dissociées.
Il peut s’agir d’un échantillon statique ou en mouvement. Dans le cas de particules en
mouvement, l’aspect clé à considérer est la taille de particules conditionnant la portion
d’échantillon nécessaire à l’analyse. L’échantillonnage de particules statiques peut souffrir
d’un manque de représentativité dû à la distribution différente des particules en fonction de
leur taille (Kebbekus, B.B. and Mitras, S., 1998). Le séchage de l’échantillon est important,
car l’humidité peut altérer la composition initiale de l’échantillon par le processus
d’hydrolyse, de prolifération de microorganismes, etc. La quantité d’eau absorbée par un
échantillon dépend des conditions atmosphériques et peut donc varier, ce qui affecte
généralement le poids de l’échantillon. Afin d’éviter des sources d’erreurs liées à
d’éventuelles variations de poids, il est recommandé de déterminer le degré d’humidité
(hygrométrie) d’un échantillon et ensuite, de corriger le résultat de l’analyse en tenant compte
de ce facteur pour chaque aliquote analysée dans des conditions similaires.
Le broyage, préalable à la dissolution de l’échantillon, est nécessaire afin d’assurer
une bonne homogénéité et de ce fait, la représentativité de l’analyse (Stoeppler, M., 1997).
La plupart des systèmes de mesure nécessitent une conversion de l’échantillon solide vers une
forme liquide (ou gazeuse). Il n’existe que peu de techniques comme la fluorescence des
rayons X, l’ablation laser couplée à la spectrométrie de masse, etc., qui permettent une
analyse quantitative directe des échantillons solides. Il est donc nécessaire de procéder à la
mise en solution des éléments à analyser. Cette opération nécessite l’ajout d’un réactif
chimique, un apport d’énergie ou une combinaison des deux. En effet, bien que certaines
matrices puissent être dissoutes par simple action du réactif approprié, la plupart des
84 Caractérisation et comportement environnemental des rejets solides engendrés par le traitement des minerais sulfurés Cu-Zn
matériaux d’origine géologique ou organique requièrent un apport d’énergie supplémentaire,
généralement fourni par chauffage (Analusis, 1992 ; Merian, E., 1991).
La fusion alcaline, technique applicable aux matrices d’origine minérale, consiste à
minéraliser l’échantillon à l’aide d’un sel fondu puis à le « reprendre », d’une manière
générale à l’aide de l’acide chlorhydrique. Traditionnellement le fondant utilisé est le
tétraborate de lithium, mais d’autres sels peuvent être utilisés, notamment les fluorures, les
nitrates, les pyrosulfates, les tétraborates, ou un mélange de tétraborate de lithium et de
métaborate de lithium en proportions variées. Les sels fondus sont généralement utilisés
quand les acides ne dissolvent pas toute la matrice, comme c’est le cas par exemple de la
silice.
IV.2.1.1. Echantillonnage des rejets de flottation de Kipushi Nous avons réalisé des travaux d’échantillonnage systématique dans le parc I à rejets
de flottation en respectant un maillage de 100 m x 100 m conformément à la pratique courante
du service topographique de la Gécamines pour les travaux de sondage de routine. Ainsi,
d’une soixantaine des points de prélèvement de profondeur (0 – 1) m, nous avons d’abord
constitué un lot de 60 kg in situ. Après homogénéisation et quartage au laboratoire de
Géologie de la Gécamines Kipushi, 15 kg d’échantillon de laboratoire ont été constitués ; de
ceux-là, 5 kg ont été acheminés au laboratoire du service 4MAT de l’Université Libre de
Bruxelles pour la caractérisation et les tests de lixiviation. Les figures IV.1.a et IV.1.b
montrent les images d’un échantillon brut des rejets de flottation tel que prélevé in situ et
broyé au laboratoire avant analyses et tests de lixiviation.
85 Caractérisation et comportement environnemental des rejets solides engendrés par le traitement des minerais sulfurés Cu-Zn
(a)
(b)
Figure IV.1.a : Echantillon brut des rejets de flottation de Kipushi
Figure IV.1.b : Echantillon broyé des rejets de flottation de Kipushi
IV.2.1.2. Echantillonnage des scories des usines de Lubumbashi L’échantillonnage des scories sur le terril à scories de Lubumbashi a été effectué de
façon aléatoire, par forage sur des profondeurs variables (0 – 1) m, permettant ainsi de
constituer un premier lot de 500 kg in situ. Après homogénéisation et quartage au laboratoire
de la STL, un échantillon de laboratoire de 50 kg a été constitué et acheminé au laboratoire du
service 4MAT de l’Université Libre de Bruxelles, où 5 kg d’échantillon de scories ont servi
pour la caractérisation et les tests de lixiviation.
Les images d’un échantillon brut de scories, tel que prélevé in situ (figure IV.2.a) et
broyé au laboratoire (figure IV.2.b), avant analyses et tests de lixiviation sont présentées cidessous :
86 Caractérisation et comportement environnemental des rejets solides engendrés par le traitement des minerais sulfurés Cu-Zn
(a)
(b)
Figure IV.2.a : Echantillon brut de scories de Lubumbashi
Figure IV.2.b : Echantillon broyé de scories de Lubumbashi
IV.2.1.3. Echantillonnage des rejets Ex – UZK Nous avons réalisé ici aussi des travaux d’échantillonnage systématique dans les cinq
bassins de stockage des rejets Ex–UZK en respectant le même principe de maillage de 100 m
x 100 m comme sur le site de Kipushi. Ainsi, d’une cinquantaine de points de prélèvement de
profondeur (0 – 1) m dans chaque bassin, nous avons d’abord constitué cinq lots de 50 kg
chacun in situ. Après homogénéisation et quartage au laboratoire de EMT/Ex–UZK, cinq
échantillons de laboratoire de 10 kg chacun ont été constitués, où 3 kg représentant chaque
bassin, ont été acheminés au laboratoire du service 4MAT de l’Université Libre de Bruxelles
pour la caractérisation et tous les tests de lixiviation. Les images des échantillons bruts des
cinq bassins des rejets Ex–UZK, tels que prélevés in situ (figures IV.3.a, IV.4.a, IV.5.a,
IV.6.a, IV.7.a) et broyés au laboratoire (figures IV.3.b, IV.4.b, IV.5.b, IV.6.b, IV.7.b), avant
analyses et tests de lixiviation sont présentées ci-dessous :
87 Caractérisation et comportement environnemental des rejets solides engendrés par le traitement des minerais sulfurés Cu-Zn
(a)
(b)
Figure IV.3.a : Echantillon brut de rejets Ex – UZK (bassin 1)
Figure IV.3.b : Echantillon broyé de rejets Ex – UZK (bassin 1)
(a)
(b)
Figure IV.4.a : Echantillon brut de rejets Ex – UZK (bassin 2)
Figure IV.4.b : Echantillon broyé de rejets Ex – UZK (bassin 2)
88 Caractérisation et comportement environnemental des rejets solides engendrés par le traitement des minerais sulfurés Cu-Zn
(a)
(b)
Figure IV.5.a : Echantillon brut de rejets Ex – UZK (bassin 3)
Figure IV.5.b : Echantillon broyé de rejets Ex – UZK (bassin 3)
(a)
(b)
Figure IV.6.a : Echantillon brut de rejets Ex – UZK (bassin 4)
Figure IV.6.b : Echantillon broyé de rejets Ex – UZK (bassin 4)
89 Caractérisation et comportement environnemental des rejets solides engendrés par le traitement des minerais sulfurés Cu-Zn
(a)
(b)
Figure IV.7.a : Echantillon brut de rejets Ex – UZK (bassin 5)
Figure IV.7.b : Echantillon broyé de rejets Ex – UZK (bassin 5)
IV.2.2. Caractéristiques physico­chimiques des rejets étudiés Avant la caractérisation proprement dite des rejets étudiés, nous avons procédé à
quelques mesures physico-chimiques à savoir les taux d’humidité et de matière sèche, la
densité, la surface spécifique et ainsi que la granulométrie des rejets de flottation de Kipushi,
des scories de fusion pour matte de cuivre et des rejets Ex – UZK.
IV.2.2.1. Taux de matière sèche et d’humidité Le tableau IV.1 ci-dessous présente les valeurs de taux de matière sèche (TS) et
d’humidité (TH) exprimées en pourcentage, obtenues après séchage des échantillons à 105°C
± 5°C dans une étuve et pendant 24 h, conformément à la norme ISO 11465.
90 Caractérisation et comportement environnemental des rejets solides engendrés par le traitement des minerais sulfurés Cu-Zn
Tableau IV.1 : Taux de matière sèche et d’humidité en pourcentage
Pourcentage
Désignation
RUZK
TH
TS
Bassin 1
4,2
95,8
Bassin 2
5,9
94,1
Bassin 3
2,9
97,1
Bassin 4
5,6
94,4
Bassin 5
2,5
97,5
0,7
99,3
RKHI
Avec : RUZK : Rejets Ex – UZK
RKHI : Rejets de flottation de Kipushi
Le taux de matière sèche (TS) exprimé en pourcentage, exprime le rapport entre la masse du
résidu sec, déterminée conformément à la norme ISO 11465, ou à la norme EN 12880 pour
les boues, et la masse brute correspondante. Le taux d’humidité (TH) exprimé en pourcentage,
exprime le rapport entre la masse d’eau contenue dans le matériau et la masse sèche
correspondante du matériau. Il est à noter ici que la masse du résidu sec constitue la base de
calcul du taux d’humidité, comme il est spécifié dans la norme ISO 11465 (pour la
détermination de la teneur du sol en eau). Dans la norme EN 12880 (pour la détermination de
la teneur des boues en eau), la teneur en eau est calculée sur base de la masse brute. D’où les
expressions ci-après, où MH et MS représentent respectivement la masse de la prise d’essai
non séchée (kg) et la masse de la prise d’essai séchée (kg) :
TS = 100.(MS/MH)
{IV.1}
TH = 100.(MH – MS)/MS
{IV.2}
On constate dans le tableau IV.1 ci-dessus que le taux de matière sèche des rejets Ex –
UZK et Kipushi est relativement élevé, et par conséquent celui d’humidité est relativement
faible. Il s’agit d’une humidité permanente mesurée en laboratoire suivant la norme ISO
91 Caractérisation et comportement environnemental des rejets solides engendrés par le traitement des minerais sulfurés Cu-Zn
11465. Elle reste toujours inférieure à l’humidité temporaire, mesurée sur le rejet tout venant,
qui dépend fortement de la saison et du temps qui a précédé le prélèvement ainsi que des
conditions de stockage. Nous n’avons pas repris dans ce tableau, les scories de fusion pour
mattes de cuivre de Lubumbashi, car les grains de ces scories sont secs, vu la façon dont ces
scories ont été produites, et donc leur humidité permanente est très négligeable.
IV.2.2.2. Mesure de la densité Les mesures de la densité des rejets ont été refaites en laboratoire à l’aide d’un ultra
pycnomètre de marque Micrometrics. Chaque échantillon a été mesuré quatre fois, et
l’intervalle de confiance calculé avec un niveau de confiance 0,95 (Chèze, N., 2002 ; Chèze,
N., 2003) a permis de trouver les résultats mentionnés dans le tableau IV.2 ci-après.
Tableau IV.2 : Densité mesurée de différentes matières
Désignation
Densité
IC
Bassin 1
1,2181
[1,2179 ; 1,2183]
Bassin 2
1,1661
[1,1656 ; 1,1664]
Bassin 3
1,9059
[1,9051 ; 1,9067]
Bassin 4
1,3261
[1,3256 ; 1,3267]
Bassin 5
1,6635
[1,6629 ; 1,6640]
RKHI
1,8776
[1,8769 ; 1,8783]
SCUL
2,3930
[2,3922 ; 2,3937]
RUZK
Avec : SCUL : Scories des Usines de Lubumbashi
IC : Intervalle de confiance
Les rejets Ex–UZK ont présenté une densité relativement faible que celle des rejets de
flottation et/ou des scories.
IV.2.2.3. Mesure de la surface spécifique Les mesures de la surface spécifique des échantillons ont été faites en suivant la
méthode développée par Brunauer Emett et Teller en utilisant un appareil Micrometrics de
type Flow Sorb II 2300.
92 Caractérisation et comportement environnemental des rejets solides engendrés par le traitement des minerais sulfurés Cu-Zn
Chaque échantillon a été mesuré deux fois et l’intervalle de confiance calculé avec un niveau
de confiance 0,95 (Chèze, N., 2002 ;
Chèze, N., 2003) a permis de donner les résultats
consignés dans le tableau IV.3 ci-après.
Tableau IV.3 : Surface spécifique des rejets (m2/g)
Surface spécifique (m2/g)
IC
Bassin 1
49
[42,56]
Bassin 2
39
[34,5 ; 43,4]
Bassin 3
14
[12,5 ; 15,4]
Bassin 4
18
[15,62 ; 20,5]
Bassin 5
36
[33,6 ; 38]
RKHI
18
[17 ; 19,12]
SCUL
1,0
[0,88 ; 1,14]
Désignation
RUZK
On constate que les rejets Ex–UZK présentent une grande surface spécifique que les
rejets de flottation et ainsi que les scories.
IV.2.2.4. Mesures de la granulométrie Les tests de lixiviation ont nécessité un échantillon dont au moins 95 % des particules
(en masse) aient une taille inférieure à 4 mm (EN12457-1, 1ère Ed, novembre 2002).
En aucun cas pour un test de conformité, le matériau ne devrait être finement broyé, au risque
de modifier les propriétés du déchet et par suite, son comportement à la lixiviation. La
diminution de la granulométrie peut entraîner une variation du pH de l’éluat et par
conséquent, une lixiviabilité différente des constituants sensibles au pH. Ainsi, pour nos
échantillons des scories de Lubumbashi qui présentent une granulométrie non uniforme, les
mesures ont été faites sur un tamiseur de marque Retsch GmbH et Co. KG 42781 Haan. Les
résultats sont consignés dans le tableau IV.4 ci-dessous.
93 Caractérisation et comportement environnemental des rejets solides engendrés par le traitement des minerais sulfurés Cu-Zn
Tableau IV.4 : Répartition granulométrique des scories
Fraction (mm)
< 0,5
0,5 ─ 0,85
0,85 ─ 1
1 ─ 5
> 5
Répartition (%)
5,34
25,08
12,40
54,84
2,34
La tranche granulométrique (1 - 5) mm a représenté près de 55 % des particules des
scories. Les deux autres rejets présentent une granulométrie fine ; 80 % des particules des
rejets Ex–UZK et près de 50 % des rejets de flottation de Kipushi ont une dimension
inférieure à 38 μm, selon les mesures faites au granulomètre à faisceau laser Mastersizer S
2000 de Marven Instruments.
IV.2.3. Analyses chimiques et minéralogiques Les analyses chimiques ont été faites par fluorescence des rayons X, à l’aide d’un
appareil de marque Siemens SRS 3000. Un logiciel SEMIQUANT compris dans l’ensemble
Spectra Plus est utilisé pour l’analyse des spectres, spécialement pour les analyses semi
quantitatives. Les analyses minéralogiques ont été effectuées par diffraction des rayons X à
l’aide d’un diffractomètre Siemens D500 à anticathode de cuivre (λKα = 1,5406 Å). Ce
dernier est couplé à un micro-ordinateur qui permet un pilotage automatique de la rotation du
goniomètre ainsi que l’acquisition et le traitement des données. Le protocole expérimental est
schématisé en annexes 2.1 et 2.2. (Figures A.2.1 et A.2.2) et toute la technique analytique
observée dans ce travail est reprise en annexes 3. Les résultats obtenus après analyses sont
regroupés et fournis par site.
IV.2.3.1. Rejets de l’ancien concentrateur de Kipushi IV.2.3.1.1. Analyses chimiques Les résultats obtenus après analyses chimiques par fluorescence des rayons X sont
donnés dans le tableau IV.5 ci – après. On signale que les résultats fournis sont approximatifs,
car la méthode utilisée est semi – quantitative.
94 Caractérisation et comportement environnemental des rejets solides engendrés par le traitement des minerais sulfurés Cu-Zn
Tableau IV.5 : Composition chimique moyenne des rejets de l’ancien concentrateur de
Kipushi (%)
Si
Ca
Mg
Al
Fe
S
Zn
Cu
18,3
13,6
7,7
5,5
4,6
1,9
2,3
0,6
As
Pb
Mn
Ba
Cd
Co
Cr
Ni
0,12
0,13
0,09
0,08
0,026
0,013
0,01
0,006
La somme des pourcentages des éléments est d’environ 55 %, la différence est
pratiquement de l’oxygène, car les éléments analysés sont présents sous formes d’oxydes. Les
résultats d’analyses chimiques détaillés des tous les rejets sont fournis en annexes 4 (Tableaux
A.4.1 à A.4.7).
On constate que ces rejets contiennent encore des métaux de base valorisables (cuivre,
zinc, etc.) en proportions non négligeables et pouvant justifier une exploitation industrielle
dans le but de les récupérer de façon économiquement rentable. D’autres métaux et
métalloïdes sous forme de traces sont aussi bien présents et peuvent avoir des impacts
potentiels dans l’environnement.
IV.2.3.1.2. Analyses minéralogiques L’analyse minéralogique faite sur ces rejets de flottation par diffraction des rayons X
révèle une minéralisation complexe, caractérisée notamment par la présence des principaux
minéraux constituant la gangue des minerais.
95 Caractérisation et comportement environnemental des rejets solides engendrés par le traitement des minerais sulfurés Cu-Zn
Tableau IV.6 : Composition minéralogique des rejets de flottation
Minéral
Formule
Dolomie
CaMg(CO3)2
Quartz
SiO2
Gypse
CaSO4.2H2O
Sphalérite
ZnS
Pyrite
FeS2
Ilménite
FeTiO3
Clinochlore
(Mg, Fe2+)5 Al(Si3Al).O10(OH)8
Illite
(K, H3O)(Al, Mg, Fe)2(Si, Al)4O10[(OH)2,(H2O)]
La présence de la pyrite et notamment d’autres sulfures détectés dans ces rejets
pourrait justifier la nécessité d’évaluer les risques du drainage minier acide (DMA) sur ce site.
Le diphractogramme en rapport avec ces analyses minéralogiques est donné en annexe 6.1
(figure A.6.1).
IV.2.3.2. Scories des usines de Lubumbashi IV.2.3.2.1. Analyses chimiques Les résultats obtenus après analyses chimiques par fluorescence des rayons X sont
donnés dans le tableau IV.7 ci-dessous :
Tableau IV.7 : Composition chimique moyenne des scories (%)
Si
Ca
Mg
Al
Fe
S
Zn
Cu
14,6
8,1
3,4
3,2
21
0,3
6,5
1
As
Pb
Mn
Ba
Cd
Co
Cr
Ni
nd
0,8
0,07
0,04
nd
2,3
0,03
0,06
Avec nd : non détecté.
96 Caractérisation et comportement environnemental des rejets solides engendrés par le traitement des minerais sulfurés Cu-Zn
La somme des éléments analysés est d’environ 61 %, le reste est de l’oxygène. Ces
scories sont relativement riches en métaux de base (cuivre, cobalt, zinc, etc.), et autres de
valeur ; ce qui justifie leur retraitement actuellement par la Société de traitement de Terril de
Lubumbashi (STL).
IV.2.3.2.2. Analyses minéralogiques L’analyse minéralogique révèle que ces scories sont amorphes ; ceci peut s’expliquer
par le fait qu’elles ont été refroidies brutalement par un jet d’eau froide lors de leur production
au four à cuve de fusion pour matte de cuivre Water Jacket. Le diphractogramme en rapport
avec cette analyse minéralogique est donné en annexes 6.2 (figure A.6.2).
IV.2.3.3. Rejets de l’ex­usine à zinc de Kolwezi IV.2.3.3.1. Analyses chimiques Les résultats d’analyses chimiques moyennes sont donnés dans le tableau IV.8 ciaprès.
97 Caractérisation et comportement environnemental des rejets solides engendrés par le traitement des minerais sulfurés Cu-Zn
Tableau IV.8 : Composition chimique moyenne des rejets Ex–UZK (%)
Bassin 1
Bassin 2
Bassin 3
Bassin 4
Bassin 5
Moyenne
Si
7
9,4
7,9
8,4
7,8
8,1
Ca
0,6
0,9
1,4
2,4
1,3
1,2
Mg
nd
nd
nd
nd
nd
nd
Al
1,1
1,6
1,2
1,2
1,2
1,2
Fe
29
24
27
24
28
26,4
S
4,3
5,1
4,2
6,1
3
4,5
Zn
14
13,6
19,3
17
20
16,8
Cu
3
2,9
2,4
2,2
2,2
2,5
As
1,04
0,9
0,4
0,4
0,5
0,6
Pb
5,8
4,3
0,9
1,3
1,4
2,7
Mn
0,07
0,09
0,3
0,2
0,3
0,2
Ba
0,3
0,2
0,1
0,1
0,1
0,16
Cd
0,13
0,12
0,2
0,2
0,2
0,17
Co
nd
nd
0,05
0,04
0,04
0,04
Cr
0,02
0,02
0,01
nd
0,01
0,01
Ni
nd
nd
nd
nd
nd
nd
Avec nd : non détecté
La somme des éléments analysés est d’environ 65 %, comme les éléments analysés
sont présents sous forme d’oxydes, la différence est donc de l’oxygène.
On constate bien dans le tableau IV.8 que ces rejets contiennent des métaux utiles
valorisables (cuivre, zinc, etc.) et bien d’autres métaux et métalloïdes pouvant constituer un
danger potentiel pour l’environnement.
IV.2.3.3.2. Analyses minéralogiques Les résultats d’analyses minéralogiques ont révélés la présence des minéraux suivants
dans les cinq bassins à rejets.
98 Caractérisation et comportement environnemental des rejets solides engendrés par le traitement des minerais sulfurés Cu-Zn
Tableau IV.9 : Composition minéralogique des rejets Ex – UZK
Bassins
Minéral
Formule
1, 2, 3, 4, 5
Franklinite
ZnFe2O4
1, 2, 3, 4, 5
Beudantite
PbFe3(AsO4)(SO4)(OH)6
1, 2, 3, 4, 5
Quartz
SiO2
1, 2, 3, 4, 5
Willémite
Zn2SiO4
2, 3, 4, 5
Gypse
CaSO4.2H2O
3
Arséniate de Plomb
Pb3(AsO4)2
4
Sphalérite
ZnS
On constate dans le tableau IV.9 que les minéraux suivants : Franklinite, Beudantite,
Quartz et Willémite sont présents dans tous les bassins à rejets ; le gypse est presqu’aussi
présent partout dans ces bassins. Ces résultats d’analyses sont en concordance avec ceux
obtenus dans les travaux antérieurs (Tambwe, D.L., 2004 ; Ngenda, R.B., Segers, L. and
Kongolo, P.K. 2009 ; Ngenda, R.B., 2010) et avec les observations faites par le service de
Géologie de la Gécamines. La franklinite, observée en grande majorité, serait formée lors des
opérations de grillage de concentrés de zinc à l’usine à acide à Likasi. Les diffractogammes
relatifs à ces résultats sont présentés en annexes 6.3 à 6.7 (figures A.6.3.à A.6.7).
IV.3. Comportement environnemental des rejets de la filière Cu – Zn IV.3.1. Quelques considérations Dans plusieurs pays de l’Union Européenne, des essais de lixiviation ont été mis au
point pour caractériser les déchets granulaires et identifier les paramètres essentiels contrôlant
le relargage. Ces tests de lixiviation sont considérés comme un outil indispensable pour la
prédiction du comportement à long terme des déchets, notamment ceux qui sont stockés dans
la nature. Des nombreux tests de lixiviation existent, leurs principes se ressemblent (Apichat,
I., 2000). En annexes 5.1 à 5.5, les tableaux (A.5.1. à A.5.5) rassemblent des tests de
lixiviation utilisés en Europe et en Amérique du Nord. Certains d’entre eux sont employés
pour simuler le comportement à la lixiviation de matériaux en conditions réelles d’utilisation.
Cependant, il faut noter que le choix d’un test de lixiviation est dicté par l’objectif visé qui
peut être réglementaire, c'est-à-dire destiné à vérifier la performance du procédé de traitement
99 Caractérisation et comportement environnemental des rejets solides engendrés par le traitement des minerais sulfurés Cu-Zn
ainsi que pour pouvoir juger de l’acceptation par rapport à un scénario donné ou scientifique
avec comme objectif la modélisation et la prédiction du relargage à long terme. Le relargage
des constituants solubles lors de leur contact avec l’eau est considéré comme le principal
mécanisme de relargage résultant en un risque potentiel pour l’environnement lors de la
réutilisation ou de l’élimination des déchets (EN12457-1, 1ère Ed, novembre 2002).
Dans cette partie du chapitre, nous allons essayer d’évaluer le potentiel polluant des
rejets de la filière cuivre-zinc, notamment en métaux, afin de projeter les scénarios possibles
de gestion durable. Il faut noter que selon les objectifs poursuivis, les tests existants peuvent
être classés en trois catégories (European Committee for Standardization CEN/TC292/WG6,
1999) :
• Tests de caractérisation de base ayant pour but d’obtenir des informations sur le
comportement à la lixiviation à court et à long terme et sur les caractéristiques des
matériaux. Le rapport liquide sur solide, les paramètres physiques et la durée de vie
des matériaux, la composition chimique du lixiviant, et les facteurs contrôlant la
lixiviabilité tels que le pH, le potentiel redox, le pouvoir de complexation, sont les
principaux aspects examinés.
• Tests de conformité, basés sur les tests de caractérisation, ils sont utilisés pour
déterminer si les déchets se conforment à des valeurs de référence.
• Tests de vérification sur site, visant à vérifier rapidement que le comportement des
déchets sur le terrain est semblable à celui des tests de conformité.
Ainsi, dans ce travail, deux types de tests ont été réalisés : un test de disponibilité à la
lixiviation effectué à l’eau déminéralisée, avec un rapport L/S = 100 l/kg suivant la norme
NEN 7343 (Van der Sloot, H.A., 1996) correspondant à la première catégorie et un deuxième
test de conformité de mise en décharge (JO, Décision 2003/33/CE, 2003), avec un rapport L/S
= 2 l/kg réalisé toujours avec de l’eau déminéralisée comme agent lixiviant, correspondant à
la deuxième catégorie.
100 Caractérisation et comportement environnemental des rejets solides engendrés par le traitement des minerais sulfurés Cu-Zn
IV.3.2. Expérimentation IV.3.2.1. Test de disponibilité à la lixiviation IV.3.2.1.1. Principe Une masse de rejets équivalente à 3,5 g (matière séchée et broyée, granulométrie < 38
μm) est mise en contact avec 350 ml d’eau déminéralisée (L/S = 100 ml/g) ; le tout est
mélangé dans un flacon en polypropylène de 500 ml par un agitateur à retournement (5 à 10)
tr/min, à 20 °C ± 5° C (température ambiante) pendant 24 h (voir image de l’agitateur à la
figure IV.8). Le mélange est ensuite filtré sur filtre Millipore (0,45 μm) et le lixiviat analysé
par spectroscopie d’émission atomique à plasma inductif (ICP – OES), appareil de type
VISTA MPX de marque Varian doté d’un logiciel ICP Expert. La conductivité des lixiviats
est mesurée à l’aide d’un conductimètre de type CD 810 (Tacussel), calibré avec une solution
de KCl (0,1M). Le pH des lixiviats est également relevé à l’aide du pH-mètre de marque
PHM 210 Metalab (Radiometer).
101 Caractérisation et comportement environnemental des rejets solides engendrés par le traitement des minerais sulfurés Cu-Zn
Figure IV.8 : Vue de l’agitateur à retournement avec des échantillons Ex–UZK
IV.3.2.1.2. Résultats obtenus IV.3.2.1.2.1. Facteurs de contrôle de la lixiviation Les paramètres qui régissent le comportement à la lixiviation des déchets, notamment
le pH, la conductivité, etc., sont importants à connaître pour mieux contrôler l’essai de
lixiviation. Le tableau IV.10 ci-dessous donne les valeurs mesurées de ces paramètres après
l’essai de lixiviation.
102 Caractérisation et comportement environnemental des rejets solides engendrés par le traitement des minerais sulfurés Cu-Zn
Tableau IV.10 : Facteurs de contrôle de la lixiviation
pH du
lixiviat
Conductivité
(mS/cm)
Bassin 1
Température
lixiviat (°C)
21
5,85
0,20
Bassin 2
21
5,72
0,78
Bassin 3
21
5,21
0,56
Bassin 4
21
6,13
0,56
Bassin 5
21
5,43
1,14
RKHI
21
6,95
0,23
SCUL
21
9,04
0,10
Essai à blanc
21
5,16
0,00
Désignation
RUZK
Le pH des lixiviats obtenus est très légèrement acide pour les rejets Ex–UZK (de 5,21
à 6,13), proche de la neutralité pour les rejets de flottation et basique pour les scories. Quant à
la conductivité, les rejets Ex–UZK montrent une conductivité en général légèrement plus
élevée que celle enregistrée pour les rejets de flottation et pour les scories. D’après les valeurs
communément admises en pratique, cette tranche de conductivité (0,20 à 1,14 mS/cm)
correspondrait à une quantité totale de sels dissous allant de 80 à 300 mg/l dans le lixiviat.
IV.3.2.1.2.2. Résultats d’analyse chimique de solutions de lixiviation Les résultats d’analyses chimiques moyennes obtenus par ICP – AES sont présentés
dans le tableau IV.11 ci-après.
103 Caractérisation et comportement environnemental des rejets solides engendrés par le traitement des minerais sulfurés Cu-Zn
Tableau IV.11 : Résultats d’analyse chimique de solutions de lixiviation
Désignation
Teneur en mg/l
Mg
Mn
Si
Zn
Pb
0,08 12,62
0,70
0,49
4,07
36,40
1,47
88,95
0,09 22,44
3,29
4,01
4,76
127,76
1,13
0,045
81,46
0,06
7,59
1,01
1,89
2,46
60,22
0,23
Bassin 4
0,052
89,87
0,03
1,55
0,24
0,13
3,34
12,96
0,17
Bassin 5
0,081
84,79
0,04
7,17
0,69
2,00
1,95
76,34
0,95
RKHI
0,056
39,32
0,03
nd
3,31
nd
0,14
1,05
nd
SCUL
0,021
2,05
0,03
nd
0,34
nd
0,35
nd
nd
RUZK
Ba
Ca
Bassin 1
0,095
26,25
Bassin 2
0,047
Bassin 3
Co
Cu
On constate dans les filtrats Ex–UZK, la présence de neuf éléments chimiques sur les
quinze identifiés et analysés préalablement par fluorescence des rayons X dans les rejets
solides. Par contre dans les filtrats des rejets de flottation et/ou de scories, certains cations
métalliques ne sont pas détectés, c’est le cas notamment du cuivre, du zinc, du manganèse et
du plomb. La forme sous laquelle ces éléments se trouvent dans la matrice du rejet de départ
conditionne la lixiviabilité ou non de ceux-ci. A partir de ces concentrations, il y a lieu de
calculer le pourcentage extrait de chaque élément, connaissant le volume du filtrat et la teneur
de l’élément dans le rejet avant lixiviation (tableau IV.12).
Tableau IV.12 : Taux d’extraction des éléments
Taux d’extraction des éléments (%)
Désignation
Ba
Ca
Co
Cu
Mg
Mn
Si
Zn
Pb
Bassin 1
0,3
44
--
4,2
--
7
0,6
2,6
0,3
Bassin 2
0,2
99
--
7,7
--
44,5
0,5
9,4
0,3
Bassin 3
0,4
58,2
1,2
3,2
--
6,3
0,3
3,1
0,3
Bassin 4
0,5
37,4
0,7
0,7
--
0,6
0,4
0,8
0,1
Bassin 5
0,8
65,2
1
3,2
--
6,7
0,2
3,8
0,7
RKHI
0,7
2,9
2,3
--
0,4
--
0,007
0,4
--
SCUL
0,5
0,3
0,01
--
0,1
--
0,02
--
--
RUZK
104 Caractérisation et comportement environnemental des rejets solides engendrés par le traitement des minerais sulfurés Cu-Zn
L’examen de ce tableau montre que l’extraction à l’eau déminéralisée permet la
quantification de la fraction soluble, c'est-à-dire la fraction d’éléments extrêmement mobiles
ou adsorbés de manière non spécifique dans un résidu et dissoute lors de la mise en équilibre
par agitation d’une suspension résidu – eau déminéralisée. On constate par ailleurs que les
métaux (Cu, Zn, Co, Mn, etc.) sont tout de même extraits, mais avec des taux relativement
faibles comparativement à celui du calcium (valeurs supérieures à 50 %) dans trois des cinq
bassins à rejets Ex–UZK que dans les rejets de flottation et les scories. Nous pensons que le
calcium est présent dans les rejets Ex–UZK sous une forme facilement lixiviable qu’il ne l’est
dans les deux autres rejets. Certains métaux voient leur solubilité limitée suite aux valeurs de
pH des lixiviats obtenus ; c’est notamment le cas du fer qui n’est même pas détecté dans les
solutions de lixiviation.
IV.3.2.2. Test de conformité de mise en décharge IV.3.2.2.1. Principe Une masse de rejet équivalente à 175 g (matière séchée non broyée, granulométrie < 4
mm) est mise en contact avec 350 ml d’eau déminéralisée (L/S = 2 ml/g), le tout est mélangé
dans un flacon en polypropylène de 500 ml par un agitateur à retournement (5 à 10) tr/min, à
20 °C ± 5° C (température ambiante) pendant 24 h. Le mélange est ensuite filtré sur filtre
Millipore (0,45 μm) et le lixiviat analysé par spectroscopie d’émission atomique à plasma
inductif ICP – OES, appareil de type Vista MPX de marque Varian doté d’un logiciel ICP
Expert. La conductivité des lixiviats est mesurée à l’aide d’un conductimètre de type CD 810
(Tacussel), calibré avec une solution de KCl (0,1M). Le pH des lixiviats est également relevé
à l’aide du pH-mètre de marque PHM 210 Metalab (Radiometer). Le schéma de tout le
processus opératoire est donné en annexes (figures A.8.a et A.8.b).
IV.3.2.2.2. Résultats obtenus IV.3.2.2.2.1. Facteurs de contrôle de la lixiviation Les facteurs de contrôle de lixiviation mesurés après essai de lixiviation sont présentés
dans le tableau ci – dessous :
105 Caractérisation et comportement environnemental des rejets solides engendrés par le traitement des minerais sulfurés Cu-Zn
Tableau IV.13 : Facteurs de contrôle de la lixiviation
Température du
lixiviat (°C)
pH du
lixiviat
Conductivité
(mS/cm)
Bassin 1
21
4,65
3,70
Bassin 2
21
4,77
9,42
Bassin 3
21
5,16
5,59
Bassin 4
21
5,07
9,72
Bassin 5
21
5,12
6,05
RKHI
21
7,25
2,12
SCUL
21
9,02
0,09
Essai à blanc
21
5,16
< 0,01
Désignation
RUZK
On constate dans le tableau IV.13 ci-dessus que le pH des solutions Ex–UZK est
faiblement acide, tandis que celui de solution de rejets de flottation reste toujours proche de la
neutralité, alors que celui de solution de scories demeure toujours basique. La conductivité
des solutions Ex–UZK reste faible mais toujours supérieure à celle de solution de rejets de
flottation et celle des scories. Un essai à blanc, fait uniquement avec de l’eau déminéralisée
sans ajout de rejets, a permis de comparer la conductivité mesurée de l’eau déminéralisée (<
0,01 mS/cm) avec celles des solutions de lixiviation obtenues d’une part, et d’autre part de
permettre un calcul aisé des taux d’extraction des éléments sans chercher à reconstituer
l’alimentation, comme dans le cas où le lixiviant contiendrait au départ une certaine
proportion d’ions dissous.
IV.3.2.2.2.2. Résultats d’analyse chimique de solutions de lixiviation L’analyse chimique des solutions de lixiviation par ICP a donné les résultats présentés
dans le tableau IV.14 ci-dessous, et le tableau IV.15 donne quant à lui le pourcentage extrait
de chaque élément.
106 Caractérisation et comportement environnemental des rejets solides engendrés par le traitement des minerais sulfurés Cu-Zn
Tableau IV.14 : Résultats d’analyse chimique des solutions de lixiviation
Teneur en mg/l
Désignation
RUZK
Ba
Ca
Co
Cu
Mg
Mn
Si
Zn
Pb
Bassin 1
0,026
404
2,73
343
37
26
29
1722
1,36
Bassin 2
0,026
472
3,19
92
157
199
26
6559
0,98
Bassin 3
0,026
490
1,46
280
52
77
16
3252
nd
Bassin 4
0,024
566
0,33
54
11
54
19
482
nd
Bassin 5
0,024
473
0,73
241
31
71
14
3892
1,38
RKHI
0,025 423,5
0,11
1,91
121,9
0,83
0,83
40,75
1,38
SCUL
0,013 199,5
0,04
3,45
2,00
0,23
0,34
17,22
nd
L’examen de ce tableau indique que le passage du rapport L/S de 100 à 2 a une
incidence sur certains éléments chimiques (Zn, Cu, Co, Mn, Mg, etc.), surtout dans les rejets
Ex–UZK, qui voient leur concentration multipliée jusqu’à environ 50, montrant ainsi leur
forte solubilité, alors que d’autres sont moins solubilisés (Si, Ca), voire très peu solubilisés
(Ba, Pb).
Tableau IV.15 : Pourcentage extrait des éléments
Désignation
Taux d’extraction des éléments (%)
Ba
Ca
Co
Cu
Mg
Mn
Si
Zn
Pb
Bassin 1
0,002
13,5
--
2,3
--
7,4
0,08
2,5
0,004
Bassin 2
0,003
10,5
--
0,6
--
44,2
0,05
9,6
0,004
Bassin 3
0,005
7
0,6
2,3
--
5,1
0,04
3,3
--
Bassin 4
0,005
4,7
0,16
0,5
--
5,4
0,004
0,56
--
Bassin 5
0,005
7,3
0,36
2,2
--
4,7
0,03
3,9
0,02
RKHI
0,006
0,6
0,2
0,06
0,32
0,2
0,009
0,35
0,2
SCUL
0,007
0,5
0,00
0,07
0,01
0,06
0,00
0,05
--
RUZK
Les pourcentages extraits de certains éléments (tableaux IV.12 et IV.15) sont très
proches, cela veut dire que la solubilisation de l’élément n’est pas influencée ou limitée par la
107 Caractérisation et comportement environnemental des rejets solides engendrés par le traitement des minerais sulfurés Cu-Zn
dilution (Mn, Zn), même s’il est peu solubilisé. Par contre d’autres éléments sont très
influencés ou limités par la dilution, à l’exemple des éléments Ba et Pb pour les peu solubles
et Ca pour les très solubilisables. A partir des résultats du tableau IV.14, on peut aussi
calculer le relargage (tableau IV.16), c'est-à-dire la quantité de constituants lixiviés rapportée
à la masse initiale sèche de l’échantillon (en mg/kg). Le relargage est calculé à l’aide de
l’expression suivante :
{IV.3}
où :
A : est le relargage d’un constituant pour L/S = 2 (mg/kg de matière sèche)
C : est la concentration d’un constituant particulier dans l’éluat (mg/l)
L : est le volume de lixiviant (l)
TH : est le taux d’humidité (%)
MS : est la masse de la prise d’essai sèche (kg)
Tableau IV.16 : Quantité de constituants lixiviés par kg de rejet
mg/kg
Désignation
Ba
Ca
Co
Cu
Mg
Mn
Si
Zn
Pb
Bassin 1
0,05
825
5,6
700
76
53
59
3516
3
Bassin 2
0,05
972
6,6
189
323
410
54
13505
2
Bassin 3
0,05
994
3
568
106
156
32
6598
--
Bassin 4
0,05
1164
0,7
111
23
111
39
991
--
Bassin 5
0,05
958
1,5
488
63
144
28
7881
3
RKHI
0,05
850
0,2
4
245
2
1,7
82
3
SCUL
0,03
399
0,08
7
4
0,5
0,7
34
--
RUZK
Pour connaître la fraction soluble, il faudrait connaître la concentration des anions
(sulfates en majorité).
108 Caractérisation et comportement environnemental des rejets solides engendrés par le traitement des minerais sulfurés Cu-Zn
La directive 2003/33/CE, d’acceptation en classe I, II ou III des déchets, basée sur la
lixiviabilité des déchets (avec L/S = 2), fournit les limites d’acceptation dans les décharges
(Tableau IV.17) (JO, Décision 2003/33/CE, 2003).
Tableau IV.17 : Limites d’acceptation dans les décharges
Limites
Elément
Classe I
(déchets dangereux)
Classe II
(déchets non dangereux)
mg/kg
Classe III
(déchets inertes)
As
6
0,4
0,1
Ba
100
30
7
Cd
3
0,6
0,03
Cr total
25
4
0,2
Cu
50
25
0,9
Hg
0,5
0,05
0,003
Mo
20
5
0,3
Ni
20
5
0,2
Pb
25
5
0,2
Sb
2
0,2
0,02
Se
4
0,3
0,06
Zn
90
25
2
Chlorure
17.000
10.000
550
Fluorure
200
60
4
Sulfate
25.000
10.000
560
Fraction soluble
70.000
40.000
2.500
En comparant les quantités de constituants lixiviés par kg de rejets (tableau IV.16) et
les limites d’acceptation dans les décharges (tableau IV.17), on constate que les rejets Ex–
UZK ne peuvent pas être acceptés en décharge de classe I sans traitement préalable, car
dangereux au regard de la directive 2003/33/CE. Les quantités lixiviées de cuivre et de zinc
dans ces rejets, dépassent très largement les limites fournies par la dite directive. Par contre
les rejets de flottation de Kipushi et les scories de Lubumbashi, peuvent eux être stockés en
décharge de classe I, sans traitement préalable, au regard des limites fournies par la directive,
109 Caractérisation et comportement environnemental des rejets solides engendrés par le traitement des minerais sulfurés Cu-Zn
car les quantités lixiviées de zinc dans ces deux rejets restent dans la marge de la directive.
Cependant, on note aussi des quantités lixiviées de cobalt, de magnésium et de manganèse
dans les lixiviats issus des trois rejets ; la directive ne fait aucune allusion à ces éléments,
alors que dans le contexte de la R.D.C., ces éléments peuvent être, comme tant d’autres non
cités ici, à l’origine des réels problèmes environnementaux.
IV.3.2.3. Conclusions partielles La capacité polluante en métaux des rejets Ex–UZK, des rejets de flottation de Kipushi
et des scories de Lubumbashi vient d’être établie à partir des tests de lixiviation à l’eau
déminéralisée simulant les conditions naturelles. Les tests de disponibilité à la lixiviation avec
un rapport L/S = 100 l/kg ont permis d’évaluer les fractions solubles des métaux présents dans
ces rejets, alors que les tests de conformité de mise en décharge avec L/S = 2 l/kg ont montré
que les rejets Ex–UZK, contrairement aux rejets de flottation et les scories, ne peuvent pas
être mis en décharge de classe I sans traitement préalable. Les rejets Ex–UZK sont donc
dangereux au regard de la directive 2003/33/CE.
Des scénarios de gestion durable applicables à ces rejets sont très nécessaires à
suggérer dans la suite de ce travail pour, d’une part récupérer les métaux valorisables
contenus et, d’autre part assainir le site par un stockage adéquat des nouveaux rejets qui
seront produits au départ de ces anciens rejets. Ainsi dans la suite de ce travail, nous
focaliserons notre attention uniquement sur les rejets Ex–UZK pour d’abord proposer des
scénarios de gestion et donc des pistes de gestion durable, avant d’envisager une éventuelle
modélisation.
110 Scénarios de gestion durable des rejets solides issus d’un traitement hydrométallurgique de zinc
CHAPITRE V SCENARIOS DE GESTION DURABLE DES REJETS SOLIDES ISSUS D’UN TRAITEMENT HYDROMETALLURGIQUE DE ZINC V.1. Introduction A la suite d’une évaluation des risques environnementaux sur des rejets solides issus
du traitement hydrométallurgique des minerais sulfurés de zinc à l’Ex–UZK, des scenarios de
gestion durable sont envisagés dans ce travail pour permettre de réduire ces risques
(Tshibanda, K.D., Degrez, M., Kongolo, K.P., 2010). En effet, les enjeux environnementaux
liés au stockage de ces rejets à proximité de l’Ex–UZK sont réels, car en saison sèche, on
assiste à une importante érosion éolienne dans le sens des vents dominants, transportant les
résidus vers l’usine et les zones habitées avoisinantes avec tous les risques d’irritation
pulmonaire et oculaire. En saison des pluies, la rupture des digues favorise l’écoulement des
eaux de ruissellement vers la rivière Musonoi, y occasionnant ainsi une perturbation de la vie
aquatique et une possible infiltration dans les eaux souterraines.
Le cadre législatif de la République Démocratique du Congo relatif à la prévention et à
la réduction de la pollution minière, tel que défini dans le code minier (Journal Officiel
R.D.C., 2002), est articulé sur un certain nombre d’éléments entre autres : assurer le
développement durable des ressources naturelles, prévenir la génération de passifs
environnementaux miniers comme ceux existant actuellement dans la province minière du
Katanga localisée dans la ceinture cuprifère congolaise, et favoriser le retraitement des résidus
miniers polluant l’environnement lorsque ceux-ci contiennent encore des teneurs
économiques en métaux (Kampunzu et al.,2009 ; Journal Officiel R.D.C., 2002 ; Chen, T.T.,
Dutrizac, J.E. and Canoo, C., 1993 ; Claassen et al., 2002; Filippou, D. and Demopoulos,
G.P., 1992 ; Leclerc, N., Mieux, E. and Lecuire, J.M., 2003).
Face à la problématique de génération des passifs environnementaux contenant des
sous-produits riches en métaux valorisables, et en raison de leur caractère polluant, quelques
procédés de retraitement vont être passés en revue et ensuite être comparés. Cet exercice a
pour but d’opérer un choix judicieux de la méthode qui permettra de minimiser l’impact
111 Scénarios de gestion durable des rejets solides issus d’un traitement hydrométallurgique de zinc
négatif sur l’environnement par des mesures appropriées de gestion et de traitement des
effluents.
V.2. Scénarios de gestion durable applicables aux rejets Ex–UZK Nous suggérons dans cette section, quelques scénarios de gestion durable susceptibles
d’être appliqués aux rejets Ex–UZK. Il s’agit des techniques suivantes : la lixiviation acide
chaude, la combinaison digestion – grillage suivie d’une lixiviation, la lixiviation en milieu
alcalin et la biolixiviation.
V.2.1. Lixiviation acide chaude La lixiviation acide chaude est appliquée aux résidus de lixiviation acide de zinc
essentiellement pour assurer la lixiviation des ferrites de zinc présents dans ces résidus
(Hau, J.M., 2010 ; Darcy, M., 1988). La solubilisation des ferrites de zinc est réalisée
industriellement avec la solution acide dite retour cellule, c'est-à-dire une solution d’acide
sulfurique provenant de l’électrolyse à environ 150 g/l d’H2SO4 et 30 à 50 g/l de Zn2+. Dans
ces conditions, la ferrite est dissoute suivant la réaction :
ZnO.Fe2O3 + 4H2SO4 → Fe2(SO4)3 + ZnSO4 + 4H2O
(V.1)
La dissolution des ferrites est, d’une manière générale, un processus lent qui nécessite parfois
de recourir à un appoint d’acide sulfurique concentré. La température de travail doit être
maintenue entre 90 et 95 °C. La lixiviation s’effectue alors à contre-courant avec, entre
chaque étape, une séparation solide/liquide par décantation. Elle conduit à une solution
contenant des ions zinc, cuivre, cadmium et fer et un résidu solide où se concentrent le plomb
et les métaux de valeur tels que l’argent, le germanium, le gallium etc.
Les solutions issues des étapes d’attaque acide chaude, particulièrement riches en fer,
font l’objet d’un traitement de précipitation spécifique. Les boues produites représentent les
déchets ultimes du procédé. Elles sont non valorisables et doivent faire l’objet d’un stockage
dans des conditions acceptables du point de vue économique et environnemental. Un exemple
de flow-sheet simplifié de traitement des résidus à Zincor (Afrique du Sud) et celui de
précipitation du fer (Van Dyk, J.P., 2006) sont illustrés sur les figures V.1 et V.2 ci-après.
112 Scénarios de gestion durable des rejets solides issus d’un traitement hydrométallurgique de zinc
Neutral Leach Residue
Solution to Fe
Precipitation
Weak Acid Leach
OF
Thickener
Spent Electrolyte
UF
Steam
OF
Hot Acid Leach
Thickener
OF
H2SO4 Conc.
UF
Thickener
Spent Electrolyte
Super Hot Acid Leach
UF
Steam
Filtrate
Belt filter
Water
Pb/Ag residue to tailings
Figure V.1 : Traitement des résidus de lixiviation neutre à Zincor
113 Scénarios de gestion durable des rejets solides issus d’un traitement hydrométallurgique de zinc
L’élimination du fer de façon plus économique est naturellement possible par un précipité
relativement facile à filtrer, l’hydroxyde, très défavorable à ce point de vue, est donc à
exclure. Le fer est donc précipité sous forme d’un composé particulier : jarosite, goethite ou
hématite.
Spent Electrolyte
Process water
Calcine
Steam
Slurry
Tunk
Fe solution (from Weak Acid
Leach Thickener)
Slurry
Tunk
Iron precipitation
Zn oxide
OF
Thickener
ZnSO4 solution to Neutral Leach
UF
Water
Filtrate
Belt filter
Fe residue to tailings
Figure V.2 : Précipitation du fer à Zincor
Parmi les trois précipités, on signale que la forme hématite présenterait une teneur
relativement élevée en fer et entraînerait moins de zinc et de soufre que les deux autres formes
d’une part et d’autre part, elle serait générée en faible quantité par tonne de concentré traité et
114 Scénarios de gestion durable des rejets solides issus d’un traitement hydrométallurgique de zinc
son stockage dans la nature ne poserait aucun problème sur le plan environnemental (Pelino et
al., 1996).
V.2.1.1. Procédé jarosite Le procédé jarosite est, de loin, le plus employé. Les jarosites (Tableau V.1)
regroupent une famille de composés amorphes ou cristallins qui sont des sulfates basiques de
fer. La composition générale d’une jarosite est MFe3(SO4)2(OH)6 ; où M représente un cation
métallique (Ag+, ½ Pb2+), alcalin (Na+, Li+, K+), l’ion hydronium (H3O+) ou encore l’ion
ammonium (NH4+) (Hau, J.M., 2010 ; Dutrizac, J.E., and Chen, T.T., 2000 ; Arregui, V.,
Gordon, A.R. and Steinveit, G., 1980).
Tableau V.1 : Composition des jarosites
Formules
Noms
KFe3(SO4)2(OH)6
Jarosite de potassium
H3OFe3(SO4)2(OH)6
Hydronium jarosite
NaFe3(SO4)2(OH)6
Jarosite de sodium
AgFe3(SO4)2(OH)6
Argento jarosite
NH4Fe3(SO4)2(OH)6
Jarosite d’ammonium
Pb0,5Fe3(SO4)2(OH)6
Plumbo jarosite
En effet, pour chaque tonne de zinc produite, on peut considérer que 1 à 3 tonnes de
jarosite seront produites et devront être stockées durablement. L’équation globale de
précipitation de fer sous forme de jarosite est donnée par :
3Fe2(SO4)3 + M2SO4 + 12H2O → 2MFe3(SO4)2(OH)6 + 6H2SO4
(V.2)
Les conditions de précipitation sont variables d’une installation à l’autre, mais de manière
générale il faut une température variant entre 95 et 100°C et un pH compris entre 1,5 et 2
(Kershaw, M.G. and Pickering, R.W., 1980 ; Dutrizac, J.E. and Dinardo, O., 1983 ; Dutrizac,
J.E., Jambor, J.L., 1984; Babcan, J., 1971; Teixeira, L.A. and Tavares, L.Y., 1986; Dutrizac,
J.E., 1999).
115 Scénarios de gestion durable des rejets solides issus d’un traitement hydrométallurgique de zinc
Le contrôle du pH s’effectue par ajout de calcine au cours de la précipitation. Au-delà de ces
valeurs de pH, d’autres phases solides de fer sont précipitées. Les jarosites de sodium et
d’ammonium sont celles qui sont les plus largement produites. Les ions ammonium sont
apportés par injection d’ammoniac gazeux ou par l’intermédiaire d’un sel d’ammonium. Le
procédé jarofix (Seyer et al., 2001) développé ces dernières années, introduit une étape
supplémentaire. Les boues sont mélangées avec des quantités prédéterminées de ciment
Portland et de chaux. Ce procédé permet une meilleure fixation des métaux lourds dans les
résidus miniers.
V.2.1.2. Procédé goethite Dans le procédé goethite, appelé aussi « procédé Vieille Montagne » (Boxal, J.M. and
James, S.E., 1986; Abbruzzese et al., 1993), la précipitation du fer sous forme de FeOOH
s’effectue dans la gamme de température allant de 80 à 90 °C avec un bon rendement. Le fer
est préalablement réduit à l’état de fer ferreux par addition de concentrés de zinc riches en
blende (Hau, J.M., 2010 ; Darcy, M., 1988 ; Torfs, K.J. and Vliegen, J., 1996) selon la
réaction suivante :
Fe2(SO4)3 + ZnS → 2FeSO4 + ZnSO4 + S
(V.3)
Le concentré doit être judicieusement sélectionné afin de minimiser l’apport de ferrites de
zinc insolubles. Le résidu solide de cette étape de réduction du fer contient du concentré non
réagi et du soufre, il est recyclé au grillage. Dans la deuxième étape, la solution est
partiellement neutralisée par ajout de calcine et le résidu solide obtenu recyclé à l’attaque
acide à chaud. Dans la troisième étape, le fer est précipité sous forme de goethite à un pH
d’environ 2,8 à 3 en présence de l’air ou mieux encore de l’oxygène (Hau, J.M., 2010).
2FeSO4 + 2ZnO + ½ O2 + H2O → 2ZnSO4 + 2FeOOH
(V.4)
Le pH en cours de précipitation est maintenu par ajout de calcine. La réduction préalable de
Fe3+ en Fe2+ permet de réduire de ⅓ la quantité de calcine nécessaire, donc de diminuer
d’autant les pertes de zinc sous forme de composés insolubles dans ces conditions. Dans le
procédé paragoethite, le fer ne fait l’objet d’aucune réduction préalable à sa précipitation.
116 Scénarios de gestion durable des rejets solides issus d’un traitement hydrométallurgique de zinc
Le flow-sheet simplifié du procédé goethite (Vieille Montagne) (Darcy, M., 1988) est illustré
à la figure V.3 ci-après.
Calcine
Concentré cru (blende)
RC
Réduction
Lixiviation neutre
Décantation
Solution vers
Purification
Décantation
Lixiviation acide
Solution vers
Lixiviation
neutre
RC
Résidus sulfurés
vers grillage
Calcine
Décantation
Neutralisation
1ère Lixiviation à chaud
H2SO4 (40 à 50 g/l)
Décantation
Décantation
Calcine
Air
RC
Précipitation du fer
2ème Lixiviation à chaud
H2SO4 (100 g/l)
Décantation
Décantation
Filtration
Insoluble (Pb, Ag, SiO2, S, …)
Précipité de goethite
Figure V.3 : Flow sheet de principe du procédé goethite
117 Scénarios de gestion durable des rejets solides issus d’un traitement hydrométallurgique de zinc
V.2.1.3. Procédé hématite Dans ce procédé, le fer est précipité sous forme de Fe2O3 à partir d’une solution de fer
ferreux suivant la réaction :
2FeSO4 + ½ O2 + 2H2O → Fe2O3 + 2H2SO4
(V.5)
Ceci nécessite de travailler sous pression (en autoclave, pression partielle d’oxygène
supérieure à 5 bars, température relativement élevée entre 180 et 220 °C) (Hau, J.M., 2010 ;
Babcan, J., 1971; Ropenack, A.V., 1982; Umetsu, Y., Tozawa, K. and Sasaki, K., 1977).
Le résidu obtenu est riche en fer et susceptible d’être valorisé. On note ici que les conditions
optimales de travail, lorsqu’on utilise un autoclave, sont relativement rigoureuses que lorsque
l’opération de lixiviation se fait dans les équipements conventionnels.
Sur la figure V.4, nous présentons un exemple de flow sheet simplifié du procédé
hématite qui était d’application à Iijima Zinc Plant, Japon (Onozaki, A., Sato, K. and
Kuramochi, S., 1986 ; Tsunoda et al., 1973). Les résidus sont lixiviés à une température
variant entre 95 et 100 °C, le fer ferrique produit à ce stade de lixiviation est réduit en fer
ferreux en présence de SO2. L’excès de SO2 est récupéré et envoyé à l’usine à acide pour
servir à la production d’acide sulfurique. Le cuivre présent dans la solution lixiviée est
précipité par le H2S sous forme d’un sulfure qui est traité ensuite dans un four de fusion de
cuivre. La neutralisation par le calcaire se fait en deux étapes à pH = 2 et 4,5. La précipitation
du fer sous forme d’hématite se réalise en autoclave sous pression d’environ 18 atmosphères
et en présence d’oxygène à une température située entre 180 et 200 °C.
Nous pensons, à ce stade de nos recherches qu’un procédé menant à l’obtention d’un
résidu de type hématite comme rejet final d’usine semble être intéressant et peut être suggéré
parmi les scénarios de gestion applicables aux rejets Ex–UZK, compte tenu du fait que le rejet
final peut être stocké dans la nature sans crainte vis-à-vis de l’environnement, voire être
valorisé.
118 Scénarios de gestion durable des rejets solides issus d’un traitement hydrométallurgique de zinc
Residue
Spent Electrolyte
Residue Leaching, (95 – 100) °C, 2 kg/cm2
SO2, gas
Stripping of SO2
SO2 to Acid Plant
H2S, gas
Cu precipitation
Cu Cake to
Kosaka Smelter
Solids Separation
CaCO3
1st stage Neutralisation, pH = 2
Solids Separation
CaCO3
Gypsum
2nd stage Neutralisation, pH = 4,5
Solids Separation
O2, gas
Steam,
20 kg/cm2
Fe2O3 Precipitation, 200 °C
Gypsum + Fe, Ga,
Ge, In, As, Sb to
Kosaka Smelter
Solids Separation
Hematite
Return solution to primary Leaching
Figure V.4 : Flow sheet simplifié du procédé hématite à Iijima Zinc Plant
119 Scénarios de gestion durable des rejets solides issus d’un traitement hydrométallurgique de zinc
V.2.2. Technique de digestion La technique de digestion à l’acide sulfurique appliquée au retraitement des rejets Ex–
UZK est un procédé en trois étapes (Ngenda, R.B., 2010 ; Banza, N.A., Gock, E. and
Kongolo, K., 2002). Elle permet une mise en solution sélective des métaux (zinc, cuivre et
cadmium) tout en laissant le fer sous forme d’hématite, un composé insoluble dans l’eau. La
première étape consiste en une digestion à l’aide de l’acide sulfurique (Banza, N.A., Gock, E.
and Kongolo, K., 2002) ; son but est la sulfatation du maximum de composés oxydés,
notamment les ferrites (Elegersma et al., 1992). Au cours de cette étape, les composés oxydes,
hydroxydes et ferrites sont transformés en sulfates hydratés. La réaction globale de digestion
pour la sulfatation des ferrites est donnée par :
MeFe2O4 + 4H2SO4 → MeSO4 + Fe2(SO4)3 + 4H2O
(V.6)
où Me représente un cation métallique (Cu2+, Zn2+, Cd2+,…).
Dans la deuxième étape, le produit de digestion obtenu est d’abord séché pendant 24
heures, ensuite broyé avant d’être soumis à un traitement thermique (grillage) à environ 770
°C pendant 2 heures. Dans ces conditions, le sulfate de fer est transformé sélectivement en
oxyde ferrique insoluble dans l’eau ; les autres sulfates des métaux présents Zn, Cu, Cd
restent inchangés et donc solubles. La réaction de décomposition thermique du sulfate de fer
est :
Fe2(SO4)3 → Fe2O3 + 3SO2 + 3/2 O2
(V.7)
La troisième étape consiste en une solubilisation du produit issu de la décomposition
thermique afin d’obtenir une solution contenant des ions zinc, cuivre et cadmium et un résidu
solide formé principalement d’hématite, de sulfate de plomb, dans lequel sont concentrés les
métaux suivants : Ge, Ga, Ag, etc. La solution sulfate obtenue peut être purifiée par
cémentation ou par extraction par solvant (Tambwe, D.L., 2004) avant d’être soumise à
l’électrolyse pour la récupération du zinc sous forme métallique. Les gaz de grillage, riches en
SO2, sont utilisés pour la fabrication de l’acide sulfurique. L’acide produit, intervient dans une
120 Scénarios de gestion durable des rejets solides issus d’un traitement hydrométallurgique de zinc
certaine proportion à la réduction du coût de consommation globale d’acide frais. Le flow
sheet proposé pour le retraitement des rejets Ex–UZK est présenté à la figure V.5 ci-dessous.
Rejets Ex-UZK
H2SO4
Digestion à température ambiante
Pâte
Vapeur d’eau
Séchage, 100°C, 24 h
Produit sec
Broyage
Air
Grillage, 770°C, 2h)
Gaz (SO2, NOx, …)
Production H2SO4
Lixiviation, 40°C, 2h
Décantation/Filtration
Résidus (Fe, Pb, Ag, Ge, Ga)
Solution (Zn, Cu, Cd,…) à purifier
Figure V.5 : Flow-sheet de retraitement des rejets Ex – UZK par digestion
121 Scénarios de gestion durable des rejets solides issus d’un traitement hydrométallurgique de zinc
V.2.3. Lixiviation en milieu alcalin Cette voie reste encore exploratoire mais, connaît déjà d’application industrielle
(Procédé REZEDA4) (Charpentier, P.E., 1997; Charpentier, P.E., Rizet, L. et Trouillet, C.,
2008). Ce procédé s’applique tout particulièrement aux déchets contenant une teneur
significative en zinc, c’est-à-dire supérieure au moins à 10 % en masse. Il utilise les principes
de l’hydrométallurgie extractive en milieu alcalin. Les déchets susceptibles d’être valorisés
par ce procédé sont entre autres : les poussières d’aciérie électrique et de four à arc électrique
récupérées après traitement des fumées et les boues d’hydroxydes métalliques (BHM)
provenant de l’épuration des eaux résiduaires des ateliers de traitement de surface, aux quels
nous pouvons ajouter les rejets Ex–UZK. Dans le tableau V.2 ci-après, on peut comparer la
composition chimique des rejets Ex – UZK à celle de deux autres sous – produits susceptibles
d’être traités par ce procédé.
4
Recyclage du Zinc par Electrolyse des Déchets d’Aciérie
122 Scénarios de gestion durable des rejets solides issus d’un traitement hydrométallurgique de zinc
Tableau V.2 : Composition chimique moyenne des produits susceptibles d’être traités par le
procédé REZEDA
Composé
Poussières d’aciérie
électrique
Boue d’hydroxydes
métalliques
Rejets Ex-UZK5
(%)
12
16,8
26,4
Zn
23,5
Fe
6
4
Ni
2,5
4
Mn
0,85
0,19
0,2
Cr
0,15
0,55
0,01
Pb
3
0,04
2,7
Ca
5,7
23,3
1,2
Na
11
0,55
K
3,1
2,3
Cl
4,4
0,11
SO4
2,4
0,13
CO3
5,7
20,2
On constate bien dans le tableau V.2 que la teneur en zinc des rejets Ex–UZK permet
de classer ceux-ci dans la même catégorie des produits pouvant être traités par ce procédé ;
cependant, la teneur relativement élevée en fer pourrait être une limitation. Les principales
étapes du procédé sont :
• la dessalinisation préalable des déchets : on procède à l’évaporation partielle de la
solution de lixiviation jusqu’à l’obtention d’une concentration en soude égale à 750
g/l, les sels (chlorures et sulfates) précipitent et la saumure résultante peut être
extraite. Cette opération est coûteuse du point de vue énergétique (750 kWh/t d’eau
évaporée) ;
• la lixiviation à la soude : permet d’extraire les métaux du résidu dessalinisé tels que
zinc, cuivre, plomb, cadmium présents sous forme d’oxydes ou d’hydroxydes. La
5
Il s’agit de la composition chimique moyenne calculée à partir des résultats d’analyses (voir chapitre IV)
123 Scénarios de gestion durable des rejets solides issus d’un traitement hydrométallurgique de zinc
lixiviation se réalise à chaud (température égale à 90° C), pratiquement comme dans le
procédé de lixiviation acide chaude ; l’agent de lixiviation est une solution de soude
dont la concentration varie de 250 à 300 g/l ;
• purification de la solution de lixiviation : on procède en deux étapes : la cémentation,
par ajout de la poudre de zinc (permet l’extraction avec des rendements de 99 % de
Pb, Cu et Cd), et ensuite la démanganisation, qui consiste en la précipitation du
manganèse résiduel (sous forme d’oxyde) par oxydation au peroxyde d’hydrogène
(H2O2) ;
• élaboration du zinc par électrodéposition : la particularité de cette électrolyse réside
dans le fait que le zinc métal est déposé à la cathode6 sous forme dendritique (forme
de fougères). Une simple vibration de cette dernière permet la récupération d’une
poudre de zinc relativement fine (environ 60 μm) ;
• lavage et séchage de la poudre de zinc : la poudre de zinc obtenue par
électrodéposition est lavée7 afin d’éliminer la soude interstitielle et ensuite séchée.
Pour éviter l’oxydation du zinc durant cette opération, le séchage8 se fait sous vide ;
• neutralisation des eaux avant rejet : l’électrolyte appauvri (< 15 g/l de Zn) est
intégralement recyclé à l’étape de lixiviation si ses teneurs en chlorures et en sulfates
n’excèdent pas respectivement 10 et 5 g/l. Dans le cas contraire, il est nécessaire
d’effectuer une purge soude. Le volume purgé ainsi que toutes les eaux de lavage du
procédé sont neutralisées avant rejet dans le milieu extérieur.
Le procédé n’a qu’un impact négligeable sur la qualité de l’environnement si des
mesures de gestion et de traitement des effluents appropriées sont mises en œuvre telles que :
• traitement des effluents aqueux et suivi analytique avant rejet vers le milieu extérieur ;
• aspiration de l’air collecté au niveau des différentes cuves de stockage et lavage avant
rejet atmosphérique permettant entre autre d’éviter la dilution des gaz produits par
l’électrolyse (principalement de l’oxygène).
6
La nature de la cathode influence fortement les conditions d’électrolyse. Divers matériaux ont été testés tels
que l’inox pur, l’inox imprégné d’un film de silicone, de l’acier doux ainsi que du magnésium. L’utilisation de
cathodes en magnésium s’avère efficace et permet l’obtention d’un rendement faradique supérieur de près de
10% aux cathodes inox. Le dépôt sur cathode en magnésium est de type spongieux, volumineux et très peu
adhérent. Une simple vibration de l’électrode permet un décollement efficace laissant une cathode sans zinc
résiduel.
7
A l’eau déminéralisée dans un filtre à cloche de type « Buchner sous pression »
8
A l’abri de l’air dans une étuve.
124 Scénarios de gestion durable des rejets solides issus d’un traitement hydrométallurgique de zinc
Le seul effluent de ce procédé est de l’eau salée obtenue après neutralisation des eaux du
procédé, pouvant être rejetée dans le milieu naturel conformément aux réglementations en
vigueur ou recyclée par évaporation. Les risques pour la santé humaine liés au procédé sont
essentiellement dus aux produits utilisés ou fabriqués par le procédé :
• risques liés aux poussières d’aciéries (manipulation des poussières sans port de
masque ou sans prévention collective adéquate (aspiration et captation des poussières)
peut engendrer des troubles graves sur la santé (risque de saturnisme) en raison
notamment de la présence du plomb dans ce type de déchet ;
• risques liés à l’utilisation de la soude (dégagement de chaleur suffisante) en présence
d’eau ou d’humidité pouvant enflammer des matériaux combustibles, graves brûlures
au contact de la peau, son action sur certains métaux (Cu, Zn, Pb) provoque un
dégagement d’hydrogène ;
• risques liés à la production de la poudre de zinc (propriété d’inflammabilité spontanée,
cas des poudres de zinc pyrophoriques).
Le schéma simplifié du procédé REZEDA est présenté à la figure V.6 ci-après. Les
rejets Ex–UZK ne contiennent pas des chlorures (voir chapitre IV), mais seulement une
certaine proportion de soufre sous forme sulfate (soluble et insoluble) ; des investigations sont
nécessaires pour déterminer leurs comportements dans un milieu alcalin ; néanmoins cette
technique reste intéressante, car elle est respectueuse de l’environnement.
125 Scénarios de gestion durable des rejets solides issus d’un traitement hydrométallurgique de zinc
Eau
Déchets
Dessalinisation
Attaque sodique
300 g/l NaOH
Gâteau
d’hydroxydes
recyclés
Poudre de zinc
Filtration
Cémentation
Filtration
Lavage et
Filtration
Electrolyse
Insoluble
Lavage et
Filtration
Neutralisation par acide
de galvanisation
Eau salée
Filtration
Céments
(Pb, Cu, Cd, …)
Lavage et
Filtration
Poudre de zinc
Figure V.6 : Flow sheet simplifié du procédé REZEDA
126 Eau
Scénarios de gestion durable des rejets solides issus d’un traitement hydrométallurgique de zinc
V.2.4. Technique de biolixiviation La biolixiviation ou lixiviation biologique est une technique d’extraction de métaux
d’intérêts économiques d’une roche, mettant en jeu des micro-organismes capables de
convertir ces métaux de la forme solide à la forme soluble, qui pourront ensuite être extraits
(Gericke et al., 2008). Le processus de dégradation des minéraux sulfurés par les bactéries, qui
est à l’origine, un phénomène naturel9 (déjà évoqué au chapitre II du présent travail),
constitue la base de la biolixiviation. Notons qu’il s’agit ici de maîtriser la solubilisation
biologique des sulfures métalliques présents dans les minerais pauvres ou déchets miniers afin
d’en extraire les métaux de base et/ou précieux.
Cette méthode est également utilisée à des fins de purification de certains minéraux
comme le quartz, dans la plupart des stations d’épuration des eaux usées où des colonies de
bactéries gloutonnes digèrent les pollutions pour les réduire ou les supprimer, et aussi dans
des décharges à déchets ménagers où l’activité bactérienne permet une décomposition rapide
et productrice de gaz tel le méthane par exemple (Centre Scientifique et Technique, 2006 ;
Gomez et al., 1997 ; Pina et al., 2005). Ces micro-organismes puisent leur source d’énergie
dans les phénomènes d’oxydation d’éléments chimiques minéraux, comme le fer ou le soufre,
constituants majeurs de minerais sulfurés qui renferment d’importante quantité de métaux de
grande valeur économique (cuivre, nickel, cobalt, zinc, etc.) (Geosciences, 2010; Gomez, C.,
Blazquez, M.L. and Ballester, A., 1999; Tipre, D.R. and Dave, S.R., 2004). La biolixiviation
permet, par des installations industrielles de grandes envergures, de mettre à profit la capacité
métabolique de certaines bactéries (Sulfolobus metallicus, Thiobacillus ferrooxydans et
thiooxidans, etc.) afin de libérer par des réactions d’oxydo-réductions, les ions métalliques
d’intérêts. La plupart de ces micro-organismes sont acidophiles (pH compris entre 1,5 et 3,5)
et mésophiles ou thermophiles (température comprise entre 35°C et 70°C). Ils sont ainsi
capables de tolérer une concentration importante d’ions métalliques dissous, et de se
multiplier dans des conditions extrêmes de température et de pH (Centre Scientifique et
Technique, 2006 ; Deveci, H., Akcil, A. and Alp, I., 2004).
9
L’oxydation des minerais sulfurés par l’oxygène de l’air produit de l’énergie au cours d’une réaction
naturellement accélérée par des micro-organismes capables de se développer dans des conditions hostiles à toute
forme de vie.
127 Scénarios de gestion durable des rejets solides issus d’un traitement hydrométallurgique de zinc
La maîtrise de cette catalyse biologique a permis de concevoir des procédés industriels
d’extraction des métaux comme le cuivre, l’or, le cobalt et le nickel. Ces procédés complètent
les moyens actuels d’exploitation des ressources minérales primaires et ouvrent des
perspectives sur le long terme dont l’économie mondiale aura besoin pour satisfaire une
demande croissante. Il existe deux grandes voies d’application de la biolixiviation :
procédé statique et procédé dynamique (Morin, D., 1997 ; Morin, D., Battaglia, F. and
Olivier, P., 1993 ; Gouin, J., 2008)
Le procédé statique consiste à faire percoler des solutions10 acides à travers le minerai,
que ce soit in situ, disposé dans des vallons aux parois imperméables après une fragmentation
réduite (procédé appliqué aux déchets miniers en particulier) ou en tas sur des aires étanches
réutilisables ou non pour ce qui concerne les minerais à faible teneur. Un exemple
d’installation de biolixiviation en tas est celui de Talvivaara (Finlande), les métaux (Ni, Co,
Cu et Zn), sont extraits d’un minerai pauvre de composition : 0,27 % Ni, 0,02 % Co, 0,014 %
Cu et 0,54 % Zn.
Le procédé dynamique, commence par un broyage fin du minerai, la concentration des
sulfures porteurs du métal d’intérêt et ensuite le traitement par biolixiviation proprement dit,
dans une série de cuves, du concentré sulfuré mis en pulpe dans une solution aqueuse.
Chacune des cuves est agitée par un système mécanique et oxygénée par injection d’air. Un
exemple d’installation de ce genre, implantée en Uganda (Kasese Cobalt Company Ltd), traite
un concentré11 de pyrite cobaltifère qui est un sous-produit d’une installation minière qui a
produit un concentré de cuivre pendant une vingtaine d’années avant son arrêt d’exploitation
en 1986. Le cobalt, contenu à une teneur de 1,37 % dans le concentré sulfuré constitué de 80
% de pyrite, est dissous au cours de la biolixiviation de la pyrite sous forme de Co2+ avec le
même rendement que celui de la dégradation du sulfure. Le nickel et le cuivre, aussi présents
dans le concentré à des teneurs respectives de 0,12 et 0,14, sont mis en solution à un moindre
degré.
Les rejets de l’Ex–UZK ne contiennent pas de proportions importantes des sulfures12
(voir chapitre IV) d’une part, et d’autre part les métaux de base valorisables présents dans ces
10
Enrichies en éléments nutritifs et en oxygène dissous.
Stock estimé à 1,1 M de tonnes de concentrés de pyrite contenant du cobalt.
12
Pas de pyrite et très peu de sulfures d’autres métaux ; donc le soufre présent est sous forme de sulfures et/ou
de sulfates (soluble et insoluble).
11
128 Scénarios de gestion durable des rejets solides issus d’un traitement hydrométallurgique de zinc
rejets sont en quantités relativement élevées que dans des minerais et/ou des rejets traités
habituellement par cette technique ; ils vont donc nécessiter une concentration préalable des
sulfures des métaux d’intérêts avant la biolixiviation, néanmoins cette technique reste très
avantageuse en ce qui concerne la protection de l’environnement.
V.2.5. Commentaires sur les procédés proposés Sur le plan technologique les procédés suivants : lixiviation acide chaude, REZEDA et
biolixiviation ont déjà trouvé des applications sur le plan industriel (Hau, J.M., 2010 ; Seyer
et al., 2001; Darcy, M., 1988 ; Charpentier, P.E., Rizet, L. et Trouillet, C., 2008). Le procédé
de lixiviation acide chaude fait recours à un appoint d’acide sulfurique concentré et nécessite
de travailler à température relativement élevée (90 à 95°C) occasionnant une gestion des
vapeurs (mélange d’eau et d’acide) ; les solutions produites, riches en fer, doivent faire l’objet
de précipitation spécifique (jarosite, goethite ou hématite), la forme hématite nécessitant de
travailler en autoclave (température et pression relativement élevées).
Le procédé de digestion est encore au stade de laboratoire et requiert une étude pilote
avant son application industrielle. Il est sélectif, car les métaux cuivre, zinc et cadmium sont
lixiviés avec un rendement d’environ 99 %, alors que le fer se retrouve presqu’entièrement
dans les résidus de lixiviation sous forme d’hématite (Ngenda, R.B., 2010), qui est une forme
ultime stable pour un long stockage dans l’environnement. Le traitement thermique du sulfate
de fer produit un gaz contenant du SO2 à partir duquel on peut fabriquer de l’acide sulfurique
réutilisable dans le procédé ; ceci a comme conséquence la réduction de la consommation
d’acide frais. Il n’y a pas d’étapes de précipitation du fer. La température de travail à la
lixiviation est relativement faible (40°C) et permet d’éviter la gestion des vapeurs intenses.
Le procédé d’extraction REZEDA permet d’opérer entièrement en milieu basique à
une température relativement élevée (environ 90 °C) et aboutit à la production d’une poudre
de zinc de haute pureté et à grande surface spécifique (Charpentier, P.E., Rizet, L. et Trouillet,
C., 2008). Des investigations méritent d’être faites pour tester d’abord son application sur les
rejets Ex–UZK à l’échelle de laboratoire.
La biolixiviation en tas a un avenir sur le très long terme car cette technologie a permis
d’acquérir une certaine maîtrise de l’oxydation des sulfures primaires d’intérêts économiques,
129 Scénarios de gestion durable des rejets solides issus d’un traitement hydrométallurgique de zinc
et rendant ainsi son application extensible à encore plus de ressources. La biolixiviation en
cuve agitée reste une technologie d’opportunités qui ne peut pas remplacer les installations
classiques de production des métaux de base pour les grandes capacités ; en revanche elle
reste très compétitive pour des projets de petites ou moyennes dimensions susceptibles
d’extension (Geosciences, 2010).
En ce qui concerne les impacts respectifs vis-à-vis de l’environnement, on doit faire
face dans tous les cas à de nouveaux challenges. La stabilité chimique et physique des boues
rejetées doit être garantie sur le long terme et donc l’on doit travailler dans le sens à réduire le
volume des rejets et permettre leur stockage sous forme solide après déshydratation poussée
et solidification éventuelle, comme c’est le cas dans le procédé jarofix où l’on fait usage de
mélange de liants hydrauliques (Seyer et al., 2001). Les seules eaux à gérer sont celles liées
au ruissellement et au drainage des boues en cours de séchage. La transformation
métallurgique des rejets devra permettre d’aboutir à l’obtention des nouveaux résidus sous des
formes ultimes stables, c'est-à-dire sans impact négatif dans l’environnement et sur le long
terme.
En ce qui concerne leurs coûts économiques, l’on remarquera que le procédé de
digestion n’a pas d’étapes de précipitation de fer et que la production d’acide sulfurique
contribuerait à une certaine proportion non négligeable dans l’apport d’acide dans l’ensemble.
Le taux de conversion de SO2 en H2SO4 est quasi maximal avec la technique moderne de
double contact et double conversion (DCDC) utilisé de nos jours pour la fabrication de l’acide
sulfurique. Signalons tout de même que toute implantation d’installation industrielle
s’accompagne désormais d’une évaluation très détaillée de ses caractéristiques en termes de
développement durable. La rentabilité financière d’un projet est confrontée, au moins à une
échelle locale, à une analyse de ses impacts sous tous ses aspects (économiques, sociaux et
environnementaux).
Considérant la conversion récente des installations de l’Ex–UZK en usine à cuivre
(UCK), le retraitement des rejets Ex–UZK devra être intégré dans une nouvelle filière de
production de zinc, qui pourrait être développée à proximité de la mine à zinc de Kipushi, à
environ 300 km de chemin de fer au sud-est de Kolwezi.
130 Scénarios de gestion durable des rejets solides issus d’un traitement hydrométallurgique de zinc
V.3. Conclusion partielle Le retraitement des rejets Ex–UZK est nécessaire non seulement pour récupérer les
métaux de valeur présents, mais également pour assainir l’environnement, ceci étant conforme
aux prescrits du code minier de la République Démocratique du Congo. Les quatre scénarios
de gestion passés en revue, intègrent une démarche environnementale exigeante qui doit viser
aussi la valorisation des sous produits et de limiter la consommation en eau. Considérant que
le procédé opérant en milieu basique (REZEDA) serait plus corrosif et qu’aucune installation
de ce genre n’est signalée nulle part en R.D.C d’une part et d’autre part, la technique de
biolixiviation présenterait une faible productivité à l’échelle industrielle à cause d’une
cinétique lente ; compte tenu de ce qui précède, nous pensons donc poursuivre nos
investigations dans le prochain chapitre en focalisant toute notre attention sur les deux
techniques opérant en milieu acide sulfurique à savoir la lixiviation acide chaude et la
digestion, d’autant plus que ces mêmes rejets ont été produits dans le même milieu
réactionnel. Une comparaison quantitative sera faite au chapitre VI afin de nous permettre de
bien affiner les quantités valorisées et rejetées.
131 Modélisation de scénarios de gestion durable applicables aux rejets Ex–UZK
CHAPITRE VI MODELISATION DE SCENARIOS DE GESTION DURABLE APPLICABLES AUX REJETS EX–UZK VI.1. Introduction La revue de la littérature faite au chapitre précédent sur l’hydrométallurgie du zinc
nous a permis de cibler deux des quatre scénarios proposés pour une modélisation que nous
nous proposons de faire dans le présent chapitre. Les scénarios retenus sont la technique de
lixiviation acide chaude et celle de digestion.
Par un calcul approché et tenant compte de certaines hypothèses13simplificatrices, il
est possible de faire un bilan partiel de matière autour de chaque opération métallurgique
unitaire et en parallèle, celui de l’ensemble du procédé. Ainsi il y a lieu de modéliser les deux
procédés pour essayer d’établir un bilan de matière équilibré et cohérent pour l’ensemble des
flux dans chaque cas. Certains logiciels spécialisés en la matière existent (Toulhoat. H, 2007)
et aident à faciliter l’établissement des bilans de matière des procédés industriels par exemple
; mais il faut noter que leur choix et/ou leurs applications font intervenir un certain nombre
des paramètres qu’il est nécessaire de maîtriser au préalable avant d’envisager une
quelconque simulation.
En ce qui concerne la gestion des rejets Ex–UZK, nous estimons qu’en procédant par
un modèle théorique de calcul de bilan de matière, élaboré sur base d’un flow sheet classique
proche de la réalité en usine, il est possible de bien maîtriser la circulation de l’ensemble des
flux dans les deux procédés, et d’évaluer ensuite les coûts et les bénéfices environnementaux
à affecter à ces deux scénarios pour une meilleure aide à la prise de décision. Ce dernier point
fera l’objet du chapitre VII.
VI.2. Bref rappel du concept « modélisation » La modélisation consiste à construire une représentation la plus proche possible du
fonctionnement d’un système réel afin d’en analyser le comportement ou de réagir à un
13
A fixer selon la nature et le fonctionnement de l’opération métallurgique unitaire ciblée.
132 Modélisation de scénarios de gestion durable applicables aux rejets Ex–UZK
comportement (Xuân-Mi, T.M., 2009). Dans notre cas plus précisément, il s’agit, pour
faciliter l’obtention des données, d’établir un certain nombre d’expressions mathématiques,
contenant des données et des inconnues au système étudié, c'est-à-dire en d’autre termes,
d’établir des équations mathématiques construites sur base de données expérimentales
acquises sur le système réel (relevés des données statistiques de production d’usines, ou des
données fournies dans la littérature ou à défaut des estimations sur base des résultats
d’expériences de laboratoire) et permettant de représenter les relations entre les entrées et les
sorties du système.
Les données dont nous avons besoin ici sont celles particulièrement en rapport avec
les flux de matières entre différentes opérations métallurgiques unitaires successives dans les
deux procédés retenus pour notre étude : les débits de charge circulante, les concentrations en
éléments utiles dissous, les différents rendements (à la lixiviation, à la décantation, à la
purification, et à l’électrolyse), etc. Signalons tout de même que l’acquisition de toutes ces
données n’est pas du tout aisée ; cela peut s’expliquer simplement par un manque d’accès aux
archives disponibles et autres sources ou documents d’informations.
VI.3. Application aux deux scénarios VI.3.1. Modèle de la technique de lixiviation acide chaude Le scénario étudié ici est un modèle de lixiviation acide chaude qui s’effectue à
contre-courant avec, entre chaque étape, une séparation solide/liquide par décantation14 suivie
d’une filtration (Hau, J.M., 2010). Il comprend les opérations métallurgiques unitaires
classiques suivantes : lixiviation, précipitation, purification et électrolyse. On peut constater
sur le schéma du modèle proposé (figures VI.1.a et VI.1.b) que la charge entrante dans le
système est constituée : des rejets solides crus Ex–UZK, de l’acide sulfurique concentré
d’appoint, de l’eau de lavage aux étapes i de filtration, d’un réducteur H2S, d’un agent de
neutralisation CaCO3 et de l’oxygène à la précipitation du fer. L’opération de réduction
aboutit à la précipitation du cuivre sous forme d’un sulfure, alors que la neutralisation15
conduit à la production d’un gypse pouvant contenir une certaine quantité de métaux de
14
15
En pratique il peut s’agir d’une série de décanteurs pouvant fonctionner à contre courant.
Se fait en pratique en deux étapes en variant le pH de 2 à 4,5.
133 Modélisation de scénarios de gestion durable applicables aux rejets Ex–UZK
valeur (Ga, Ge, In, etc.). La précipitation du fer sous forme d’hématite se réalise dans un
autoclave sous pression élevée (~ 18 atm) et une température allant de 180 à 200 °C (Ockert
Claassen, J. and Sandenbergh, R.F., 2002 ; Terry Chi-Ming Cheng, 2002). La charge sortante
est constituée d’un gâteau de filtration G1 contenant des insolubles (Pb, Ag, SiO2,…), d’un
cake de précipitation de cuivre G2 à acheminer au four de fusion de cuivre, de gypse G3 que
l’on peut utiliser en cimenterie s’il ne contient pas de métaux de valeur en quantité pouvant
justifier leur récupération de façon économiquement rentable, d’un rejet final d’usine G4
constitué essentiellement du fer sous forme d’hématite que l’on peut stocker facilement dans
des conditions respectueuses de l’environnement, des céments de Cu, de Cd, de Co et du zinc
cathodique à commercialiser directement ou après transformation en lingots après fusion.
Le choix de précipiter le fer sous forme d’hématite dans notre modèle a été dicté par le
fait que cette façon de procéder, en plus d’être économique, présente des avantages surtout sur
le plan environnemental. L’examen du tableau VI.1 ci-après vient appuyer notre choix, car on
constate que la forme hématite a le contenu le plus élevé en fer, ce qui permet un stockage
aisé et durable ; les teneurs en soufre et en zinc sont relativement faibles par rapport à celles
rencontrées dans les deux autres résidus et enfin la quantité de rejets produits par tonne de
zinc élaboré est près de trois fois moindre que celle des rejets produits sous forme de goethite
et près de cinq fois moindre que celle des rejets produits sous forme de jarosite (Pelino et al.,
1996 ; Onozaki, A., Sato, K. and Kuramochi, S., 1986 ; Von Röpenack, A., 1990 ; Collins et
al., 1993 ; Piret, N.L. and Melin, A.E., 1993 ; Ashman, D.W., 1996).
Tableau VI.1 : Caractéristiques des trois principaux résidus de fer produits dans
l’hydrométallurgie du zinc
Procédé
Hématite
Goethite
Jarosite
Précipité
α - Fe2O3
α - FeOOH
MFe3(SO4)2(OH)6
% Fe contenu
50 - 60
40 - 45
25 - 30
% S contenu
2 - 5
5 - 8
10 - 12
% Zn contenu
0,5 - 1
5 - 10
4 - 6
t résidus/t Zn produit
0,22
0,64
1
134 Modélisation de scénarios de gestion durable applicables aux rejets Ex–UZK
Nous avons adopté les notations suivantes pour faciliter la compréhension du modèle :
• pour les opérations métallurgiques unitaires :
LIXi : Lixiviation acide chaude au stade i, avec i = 1, 2, 3.
RED : Réduction,
NEUT : Neutralisation,
PUR : Purification par cémentation,
PF : Précipitation du fer,
EL : Electrolyse du zinc,
• pour les autres opérations :
Déci : Décantation au stade i,
Fi : Filtration au stade i,
PUL : Pulpage.
• pour les différents flux de matières en circulation dans le système, on peut noter que
de manière générale les liquides contiennent une certaine proportion de solides et
inversement les solides sont accompagnés d’une certaine quantité de liquides16 :
RC : Retour Cellules d’électrolyse,
Li : Solution chargée à décanter à l’étape i,
SLi : Solide dans Li,
SP : Solution de sulfate de Zn purifiée,
OFi : Over flow (Surverse) après l’étape i de décantation,
SOFi : Solide dans OFi,
UFi : Under flow (Sous-verse) après l’étape i de décantation,
SUFi : Solide dans UFi,
fi : filtrat après l’étape i de filtration,
Sfi : Solide dans fi,
Gi : Gâteau de filtration après l’étape i de filtration,
SGi : Solide dans Gi,
SF : Solution de fer à purifier,
Ei : Eau de lavage entrant à l’étape i de filtration,
R : Rejets solides Ex–UZK,
16
Solutions imprégnantes
135 Modélisation de scénarios de gestion durable applicables aux rejets Ex–UZK
RC
R
PUL
LIX1
L1
OF1
SF
OF2
Déc1
UF1
LIX2
L2
Déc2
UF2
LIX3
L3
H2SO4
OF3
Déc3
UF3
f1
F1
E1
G1
Figure VI.1.a : Modèle de Flow-sheet de retraitement des rejets Ex–UZK par lixiviation acide
chaude
136 Modélisation de scénarios de gestion durable applicables aux rejets Ex–UZK
SF
G2
H2S
RED
f2
L4
UF4
F2
E2
Déc4
OF4
NEUT
f3
UF5
E3
F3
L5
CaCO3
OF5
Déc5
PF
O2
G3
L6
OF6
Déc6
f4
E4
UF6
F4
G4
L7
Céments Cu
PUR
Céments Cd
Poudre Zn
SP
RC
EL Zn
Céments Co
O2 Cathodes Zn
Figure VI.1.b : Modèle de Flow-sheet de retraitement des rejets Ex–UZK par lixiviation acide
chaude (suite)
137 Modélisation de scénarios de gestion durable applicables aux rejets Ex–UZK
VI.3.1.1. Quelques hypothèses à formuler Avant de calculer le bilan de matières, il est nécessaire de faire quelques hypothèses :
• le procédé fonctionne en continu ;
• la granulométrie des rejets Ex–UZK est suffisamment fine pour permettre un bon
contact solide – liquide sans frein cinétique, lors de la lixiviation ;
• les réacteurs sont supposés parfaitement mélangés et les solutions sont homogènes à
chaque étape ;
• la fraction soluble des rejets se dissout sous forme de sulfates avec un rendement
déterminé, à chaque étape i de lixiviation ;
• le solide est dissous indépendamment de sa composition ;
• la solution obtenue après chaque étape i de lixiviation contient des sulfates dissous et
la fraction non dissoute des rejets mouillée par celle-ci ;
• les quantités d’eau de lavage, d’acide sulfurique d’appoint, des sulfates dissous et de
rejets Ex – UZK s’expriment en masse (kg) ;
• la quantité de solution (QDi) retenue par masse de solide après chaque étape i de
décantation est constante tout au long du procédé ;
• la quantité de solution (QFi) retenue par masse de solide après chaque étape i de
filtration est constante tout au long du procédé ;
• la température de travail à chaque étape i de lixiviation est fixée à 95° C ;
• la quantité de vapeur de solution acide libérée après chaque étape i de lixiviation est
constante, ceci veut dire le temps de séjour est le même à chaque étape de lixiviation ;
• les cathodes de zinc sont déposées avec un rendement maximal ;
• un rapport liquide/solide = 5 est fixé à la lixiviation 1.
VI.3.1.2. Données et inconnues du système Les données du système sont :
• MR : la masse des rejets crus Ex–UZK à l’entrée (kg),
• ηlixi : le rendement de lixiviation à chaque étape i de lixiviation (%),
• ηdéci : le rendement de décantation à chaque étape i de décantation (%),
• ηfi : le rendement de filtration à chaque étape i de filtration (%),
• ηPF : le rendement de précipitation du fer (%),
138 Modélisation de scénarios de gestion durable applicables aux rejets Ex–UZK
• ηél : le rendement d’électrolyse (%),
• FS : la fraction soluble (%).
Les inconnues du système sont :
• Li : la solution chargée après l’étape i de lixiviation (kg),
• SLi : la masse de solide dans Li (kg),
• MEi: la masse d’eau de lavage entrant dans le procédé à l’étape i de filtration (kg),
• MOFi : la masse de l’Over flow après l’étape i de décantation (kg),
• MUFi : la masse de l’Under flow après l’étape i de décantation (kg),
• MGi : la masse du gâteau après l’étape i de filtration (kg),
• Mfi : la masse du filtrat après l’étape i de filtration (kg),
• MPZn : la masse de la poudre de zinc introduite à la purification par cémentation (kg),
• MCCu: la masse de céments de cuivre (kg),
• MCCd : la masse de céments de cadmium (kg),
• MCCo : la masse de céments de Cobalt (kg),
• MZn : la masse de zinc déposé à la cathode (kg),
• MH2SO4 : la masse d’acide sulfurique concentré d’appoint (kg),
• EvapSlixi : la masse de la vapeur de solution qui s’échappe à l’étape i de lixiviation (kg),
• EvapSél : la masse de la vapeur de solution qui s’échappe à l’électrolyse (kg),
•
EvapSpur : la masse de la vapeur de solution qui s’échappe à la purification (kg),
•
EvapSréd : la masse de la vapeur de solution qui s’échappe à la réduction (kg)
•
EvapSneutr : la masse de la vapeur de solution qui s’échappe à la neutralisation (kg)
• MO2 : la masse d’O2 introduite à la précipitation du fer (kg),
VI.3.1.3. Résolution du système d’équations Les expressions qui suivent ont été établies après un examen de flux de matière
circulant dans le modèle représenté sur les figures VI.1.a et VI.1.b et sur base des données et
inconnues tirées des hypothèses formulées ci-dessus. Elles constituent donc un système
d’équations dont la résolution permettra de connaître les différentes quantités de masses
entrantes et sortantes dans le modèle du procédé étudié.
139 Modélisation de scénarios de gestion durable applicables aux rejets Ex–UZK
VI.3.1.3.1. Bilan de masses solides Dans cette section, nous donnons les bilans partiels de masses solides circulant dans
tout le procédé. Les équations de bilans partiels de masses solides correspondant aux trois
étapes de lixiviation peuvent être écrites de la manière suivante :
SL1 = (SRC + SOF2 + MR)[1 – (ηlix1).FS] = SOF1 + SUF1
{VI.1}
SL2 = SUF1 + SOF3 + Sf1 = SOF2 + SUF2
{VI.2}
SL3 = SOF3 + SUF3
{VI.3}
La masse de solide après chaque étape i de lixiviation (SLi) est donc déterminée de la manière
suivante :
SLi = (SRC + SOF2 + MR)[1 – (ηlixi)FS]
{VI.4}
La masse de l’Under flow obtenue après chaque étape i de décantation (MUFi), est calculée à
l’aide de l’expression suivante :
MUFi = ηdéci.(SLi) + QDi
{VI.5}
On note que la concentration massique en solides dans l’UF peut varier entre 20 et 60 %, et
que la solution imprégnante devrait être lavée pendant la filtration, pour récupérer aussi bien
le soluté que les agents de lixiviation. En hydrométallurgie, d’une manière générale, le
rendement de récupération du soluté, à la filtration, est de l’ordre de 95 à 99,5 % et la
concentration en solides dans les boues ne devrait pas dépasser 50 % (Blazy, P., El-Aïd JDID
and Bersillon, J.L., 1999).
La masse du gâteau de filtration peut être calculée à l’aide de l’expression suivante :
MGi = (ηfi)(ηdéci)(SLi) + QFi
{VI.6}
Le bilan partiel de masses solides à chaque étape de filtration peut être maintenant établi :
140 Modélisation de scénarios de gestion durable applicables aux rejets Ex–UZK
SUF3 = Sf1 + SG1
{VI.7}
SUF4 = Sf2 + SG2
{VI.8}
SUF5 = Sf3 + SG3
{VI.9}
SUF6 = Sf4 + SG4
{VI.10}
A l’étape de réduction :
SOF1 + Sf2 = SL4 = SUF4 + SOF4
{VI.11}
A l’étape de neutralisation :
SOF4 + Sf3 + MCaCO3 = SL5 = SUF5 + SOF5
{VI.12}
A la précipitation du fer :
SOF5 + MFe2O3 = SL6 = SOF6 + SUF6
{VI.13}
A la purification :
SOF6 + Sf4 + MPZn = SSP + MCCu +MCCd + MCCo
{VI.14}
A l’électrolyse :
SSP = SRC + MZn
{VI.15}
141 Modélisation de scénarios de gestion durable applicables aux rejets Ex–UZK
VI.3.1.3.2. Bilan de masses des sulfates des métaux dissous Nous rassemblons dans cette section toutes les équations de bilans partiels de masses
des sulfates17 des métaux dissous que nous avons choisi de suivre dans ce chapitre (avec n =
Zn, Cu, Cd, Co, Fe). Les équations correspondant aux trois étapes de lixiviation sont reprises
ci-après :
TRCn + TOF2n = TOF1n + TUF1n
{VI.16}
TUF1n + TOF3n + Tf1n = TOF2n + TUF2n
{VI.17}
TUF2n = TOF3n + TUF3n
{VI.18}
Les équations correspondant aux quatre étapes de filtration sont les suivantes :
TUF3n = Tf1n + TG1n
{VI.19}
TUF4n = Tf2n + TG2n
{VI.20}
TUF5n = Tf3n + TG3n
{VI.21}
TUF6n = Tf4n + TG4n
{VI.22}
A la réduction :
TOF1n + Tf2n = TUF4n + TOF4n
{VI.23}
A la neutralisation :
TOF4n + Tf3n = TUF5n + TOF5n
{VI.24}
A la précipitation du fer :
17
Les masses des sulfates sont représentées par la lettre T suivie du nom du flux de matière correspondant.
142 Modélisation de scénarios de gestion durable applicables aux rejets Ex–UZK
TOF5n = TOF6n + TUF6n
{VI.25}
A la purification :
TOF6n + Tf4n = TSPn
{VI.26}
A l’électrolyse :
TSPn = TRCn
{VI.27}
VI.3.1.3.3. Bilan de masses en eau de procédé Un bilan de masses en eau18 de procédé peut être aussi établi. Les équations donnant
les bilans partiels de masses correspondant à chaque étape du procédé sont reprises ci-après :
Aux trois étapes de lixiviation, nous pouvons écrire :
ERC + EOF2 = EOF1 + EUF1 + EvapSlix1
{VI.28}
EUF1 + EOF3 + Ef1 = EOF2 + EUF2 + EvapSlix2
{VI.29}
EUF2 = EOF3 + EUF3 + EvapSlix3
{VI.30}
Aux quatre étapes de filtration :
EUF3 + E1 = Ef1 + EG1
{VI.31}
EUF4 + E2 = Ef2 + EG2
{VI.32}
EUF5 + E3 = Ef3 + EG3
{VI.33}
18
Les masses d’eau sont représentées par la lettre E suivie du nom du flux de matière correspondant.
143 Modélisation de scénarios de gestion durable applicables aux rejets Ex–UZK
EUF6 + E4 = Ef4 + EG4
{VI.34}
A la réduction :
EOF1 + Ef2 = EUF4 + EOF4 + EvapSréd
{VI.35}
A la neutralisation, on suppose que le calcaire broyé est préalablement mélangé à l’eau :
EOF4 + Ef3 + ECaCO3 = EUF5 + EOF5 + EvapSneutr
{VI.36}
A la précipitation du fer (le réacteur est fermé et est sous pression) :
EOF5 = EOF6 + EUF6
{VI.37}
A la purification :
EOF6 + Ef4 = ESP + EvapSpur
{VI.38}
A l’électrolyse :
ESP = ERC + EvapSél
{VI.39}
VI.3.1.3.4. Bilan de masses des ions H+ Un bilan de masses des ions H+ peut être également établi à chaque étape du procédé.
Aux trois étapes de lixiviation, nous pouvons écrire :
HRC + HOF2 = HOF1 + HUF1
{VI.40}
HUF1 + HOF3 + Hf1 = HOF2 + HUF2
{VI.41}
HUF2 + HH2SO4 = HOF3 + HUF3
{VI.42}
144 Modélisation de scénarios de gestion durable applicables aux rejets Ex–UZK
Aux quatre étapes de filtration, on a :
HUF3 = Hf1 + HG1
{VI.43}
HUF4 = Hf2 + HG2
{VI.44}
HUF5 = Hf3 + HG3
{VI.45}
HUF6 = Hf4 + HG4
{VI.46}
A la réduction :
HOF1 + Hf2 = HUF4 + HOF4
{VI.47}
A la neutralisation :
HOF4 + Hf3 = HUF5 + HOF5
{VI.48}
A la précipitation du fer :
HOF5 = HUF6 + HOF6
{VI.49}
A la purification :
HOF6 + Hf4 = HSP
{VI.50}
A l’électrolyse :
HSP = HRC
{VI.51}
La résolution des systèmes d’équations formés par les groupes d’équations de {VI.1} à
{VI.15}, de {VI.16} à {VI.27}, de {VI.28} à {V.39} et de {V.40} à {VI.51} nous permettra
145 Modélisation de scénarios de gestion durable applicables aux rejets Ex–UZK
d’établir un bilan global de masses solides, de masses des sulfates des métaux dissous suivis
dans notre travail, de masses en eau de procédé et de masses acides.
VI.3.1.3.5. Exemple chiffré Considérons le retraitement de rejets Ex–UZK dans les conditions suivantes : 1000 kg
de rejets sont alimentés dans la cuve de la 1ère lixiviation (LIX1) avec une solution retour19
cellules d’électrolyse contenant 150 g/l de H2SO4 et environ 35 g/l de Zn2+ (Darcy, M., 1988)
sans solides en suspension, ainsi que l’OF2 du décanteur 2. Les métaux20 à valoriser pris en
compte dans ce scénario sont : le zinc, le cuivre, le cadmium et le cobalt. Le fer bien que non
valorisé dans notre cas, intervient tout de même dans nos calculs, car il passe aussi en solution
sous forme de sulfate, au même titre que les éléments à valoriser.
La fraction soluble (FS) des rejets, est constituée de : 16,8 % Zn ; 2,5 % Cu ; 0,17 %
Cd ; 0,04 % Co et de 26,4 % Fe. Les rendements de lixiviation de ces éléments, aux trois
étapes de lixiviation, sont estimés globalement à 65, 85 et 98 % respectivement21. En pratique,
ces éléments ne sont pas tous lixiviés de la même façon, l’hypothèse étant simplificatrice,
juste pour faciliter les calculs et permettre qu’enfin de lixiviation nous ayons des rendements
proches de ceux obtenus en laboratoire.
La séparation solide/liquide des solutions chargées se fait avec des rendements estimés
à 92 et 99 % respectivement à la décantation et à la filtration, ce qui veut dire qu’il y a 8 % de
solides dans les OF et 1 % de solides dans les filtrats. Pour faciliter la résolution du système
d’équations, des estimations seront faites là où les données de l’industrie et/ou de la littérature
font défaut.
VI.3.1.3.5.1. Bilan de masses solides La concentration de la fraction soluble dans la charge à lixivier à l’étape de la LIX1 est
déterminée sur base de la fraction soluble connue préalablement dans les rejets Ex–UZK et de
19
Charge circulante
Dans les calculs, on tiendra compte des teneurs moyennes données au chapitre IV du présent travail.
21
Fixés sur base de quelques résultats d’essais obtenus en laboratoire (EMT/Gécamines/Likasi)
20
146 Modélisation de scénarios de gestion durable applicables aux rejets Ex–UZK
celle calculée dans le solide non lixivié ramené par OF2 après la LIX2. On constate dans le
tableau VI.2 ci-après que (FS) vaut 44,66 %.
Tableau VI.2 : Fraction soluble dans la charge solide à lixivier
Elément
MR = 1000 kg
41,6 kg dans
OF2
1041,6 kg Charge à lixivier
%
kg
%
kg
%
kg
Moles
Zn
16,8
168
5,49
2,28
16,34
170,28
2603,67
Moles Me
dissous
2551,60
Cu
2,5
25
0,82
0,34
2,43
25,34
399,05
391,07
Cd
0,17
1,7
0,06
0,02
0,16
1,72
15,30
14,99
Co
0,04
0,4
0,02
0,01
0,04
0,41
6,96
6,82
Fe
26,4
264
8,62
3,58
25,69
267,58
4795,34
4699,43
Total
45,91
459,1
15
6,24
44,66
465,33
7820,32
7663,91
A la LIX1, le bilan de masses solides est calculé à l’aide de l’équation {VI.1}. Nous
estimons en première approximation que la masse solide dans OF2 représente environ 4 % de
la masse de rejets Ex–UZK alimentés (Blazy, P., El-Aïd JDID and Bersillon, J.L., 1999), ce
qui donne une charge solide à lixivier de 1040 kg. Cette première approximation introduit
déjà une certaine erreur dans la première itération, soit un écart de (40 – 37,82) kg = 2,18 kg
dans OF2 pour 1000 kg des rejets alimentés et en deuxième itération, l’écart est réduit à
(41,60 – 40,56) kg = 1,04 kg pour 1041,6 kg alimentés. On constate que l’écart se réduit de
plus en plus lorsque le nombre d’itérations augmente ; nous pensons qu’en s’arrêtant à la
deuxième itération, l’erreur admise n’empêchera pas de se rapprocher de la réalité en usine.
La masse solide après cette première étape de lixiviation peut être maintenant calculée en
tenant compte du passage des métaux de la forme oxyde à la forme sulfate soluble selon la
réaction VI.3. La masse d’oxygène qui était lié aux métaux (Cu, Zn, Cd, Co et Fe) avant
lixiviation est de 106,26 kg. La masse solide est donc estimée à :
SL1 = [1041,6 (1 – 0,65 x 0,4466)]kg – 106,26 kg = 632,97 kg
Après décantation, le solide se repartit entre l’UF1 et l’OF1 de la manière suivante :
147 Modélisation de scénarios de gestion durable applicables aux rejets Ex–UZK
SUF1 = 0,92SL1 = 582,33 kg
SOF1 = SL1 – SUF1 = 50,64 kg
A la LIX2, le bilan de masses solides est établi de la même manière, en tenant compte de
l’oxygène qui était lié aux métaux (Cu, Zn, Cd, Co et Fe) avant lixiviation, soit 138,96 kg. La
masse solide restant après cette 2ème lixiviation est estimée à :
SL2 = [1041,6 (1 – 0,85 x 0,4466)]kg – 138,96 kg. = 507,23 kg
Après décantation, le solide se repartit entre l’UF2 et l’OF2 de la manière suivante :
SUF2 = 0,92SL2 = 466,65 kg
SOF2 = SL2 – SUF2 = 40,58 kg
A la LIX3, la masse d’oxygène qui était lié aux métaux (Cu, Zn, Cd, Co et Fe) avant
lixiviation est de 160,20 kg, ainsi la masse solide restant après cette lixiviation est de :
SL3 = [1041,6 (1 – 0,98 x 0,4466)]kg – 160,20 kg = 425,52 kg
Après décantation, le solide se repartit entre l’UF3 et l’OF3 de la manière suivante :
SUF3 = 0,92SL3 = 391,48 kg
SOF3 = SL3 – SUF3 = 34,04 kg
La masse solide de l’UF3 se repartit après filtration en :
SG1 = 0,99.SUF3 = 387,56 kg ;
Sf1 = SUF3 – SG1 = 3,92 kg ;
148 Modélisation de scénarios de gestion durable applicables aux rejets Ex–UZK
En considérant que les UFi et les boues de filtration Gi présentent des concentrations
massiques en solides de 20 et 40 % (Blazy, P., El-Aïd JDID and Bersillon, J.L., 1999) ; cela
signifie que la masse de la solution imprégnante est environ égale à 4 et 1,5 fois
respectivement dans les UFi et dans les boues de filtration. Ainsi les masses suivantes peuvent
être calculées à l’aide des expressions {VI.5} et {VI.6} :
MUF1 = SUF1 + 4 SUF1 = 5 SUF1 = 2911,65 kg
MUF2 = 5 SUF2 = 2333,25 kg
MUF3 = 5 SUF3 = 1957,4 kg
MG1 = SG1 + 1,5.SG1 = 2,5 SG1 = 968,9 kg
En fixant le ratio Liquide /Solide = 5 à la LIX1, nous pouvons calculer :
(MRC + MOF2)/(MR + SOF2) = 5, alors : MRC + MOF2 = 5208 kg
ML1 = MR + MRC + MOF2 = 1000 kg + 5208 kg = 6208 kg
MOF1 = ML1 – MUF1 = 3296,35 kg
La masse d’acide d’appoint22, qui correspond à la somme des masses d’acide entrainé dans les
eaux d’imprégnations accompagnant les gâteaux des résidus et de celle neutralisée par le
calcaire, est égale à 360,51 kg, alors :
ML3 = MUF2 + MH2SO4 = 2693,76 kg
MOF3 = ML3 – MUF3 = 736,36 kg
22
Calculé au point VI.3.1.3.5.4
149 Modélisation de scénarios de gestion durable applicables aux rejets Ex–UZK
Nous considérons que la quantité d’eau de lavage à la filtration correspond à une fois et demie
la masse du solide filtré, c'est-à-dire MEi = 1,5SGi, ainsi nous pouvons calculer :
ME1 = 1,5SG1 = 581,34 kg
Mf1 = MUF3 + ME1 – MG1 = 1569,84 kg
ML2 = Mf1 + MUF1 + MOF3 = 5217,85 kg
MOF2 = ML2 – MUF2 = 2884,60 kg
MRC = 5208 kg – MOF2 = 2323,4 kg
A la réduction, le cuivre est précipité suivant la réaction ci-après :
CuSO4 + H2S → H2SO4 + CuS
(VI.1)
A ce stade, on a supposé que 98 % du cuivre est passé en solution, soit une masse de :
MCu2+ = 0,98 x 25,34 kg = 24,83 kg. Si 50 % de ce cuivre est précipité, c'est-à-dire 12,415 kg
de cuivre, alors sur base de la réaction (VI.1), on détermine par calcul la masse de CuS
produite, soit 18,67 kg et celle de H2S consommée, c'est-à-dire 6,65 kg.
Le fer est réduit suivant la réaction :
Fe2(SO4)3 + H2S → 2FeSO4 + H2SO4 + S
(VI.2)
On constate que cette réaction consomme aussi du H2S. Si tout le fer dissous sous forme de
Fe3+, c'est-à-dire MFe3+ = 0,98 x 267,58 kg = 262,23 kg est réduit à la forme Fe2+, cela
correspond à une consommation de 79,89 kg de H2S et une production de :
MS = (32 x 262,23 kg) : (2 x 55,8) = 75,19 kg de Soufre élémentaire selon la réaction
(VI.2) ci-dessus. La masse solide dans OF1 avant réduction est de 50,64 kg ; après réduction,
elle devient :
150 Modélisation de scénarios de gestion durable applicables aux rejets Ex–UZK
SL4 = SOF1 + MCuS + MS = 144,50 kg
La solution L4 est soumise juste après à une décantation où nous pouvons calculer :
SUF4 = 0,92.SL4 = 0,92 x 144,50 kg = 132,94 kg et ainsi :
SOF4 = SL4 – SUF4 = 11,56 kg
A la filtration, on peut calculer :
SG2 = 0,99 SUF4 = 0,99 x 141,77 kg = 131,61 kg et ensuite :
Sf2 = SUF4 – SG2 = 1,33 kg et donc MG2 = 2,5 SG2 = 329,03 kg
En considérant que la masse d’eau de lavage à la filtration correspond à une fois et demie la
masse du solide filtré, nous pouvons aussi calculer :
ME2 = 1,5SG2 = 197,42 kg et que MUF4 = 5SUF4 = 664,7 kg, alors :
Mf2 = MUF4 + ME2 – MG2 = 533,09 kg et donc :
ML4 = Mf2 + MOF1 = 3829,44 kg
MOF4 = ML4 – MUF4 = 3164,74 kg
La mise en solution de 98 % des métaux (Zn, Cu, Cd et Co) présents dans les rejets
Ex–UZK a occasionné la consommation d’une certaine quantité d’acide, à déterminer sur base
de la réaction principale de lixiviation des ferrites (VI.3), où Me représente ces métaux.
MeO.Fe2O3 + 4H2SO4 → MeSO4 + Fe2(SO4)3 + 4H2O
151 (VI.3)
Modélisation de scénarios de gestion durable applicables aux rejets Ex–UZK
On constante dans l’équation (VI.3) ci-dessus qu’une mole de métal (Me) consomme une
mole de H2SO4, alors on peut calculer :
2551,60 x 98 x 10 –3 kg = 250,05 kg de H2SO4 consommé par le zinc,
391,07 x 98 x 10 –3 kg = 38,32 kg de H2SO4 consommé par le cuivre,
14,99 x 98 x 10 –3 kg = 1,47 kg de H2SO4 consommé par le cadmium,
6,82 x 98 x 10 –3 kg = 0,66 kg de H2SO4 consommé par le cobalt,
Par contre une mole de fer consomme 1,5 mole de H2SO4, ce qui donne :
4699,43 x 1,5 x 98 x 10 –3 kg = 690,81 kg de H2SO4 consommé par le fer.
La consommation totale d’acide pour la dissolution est estimée à 981,31 kg de H2SO4.
La récupération de tous ces métaux dissous produit une certaine quantité d’acide à déterminer.
Ainsi la précipitation du cuivre sous forme de sulfure par le H2S produit de l’acide selon la
réaction (VI.1) :
(98 x 6,65 kg) : (34) = 19,16 kg de H2SO4 qui seront neutralisés par le CaCO3.
A la cémentation, une mole d’ion Me réagit avec une mole de zinc sous forme de poudre,
selon la réaction (VI.6) ; on peut donc déterminer la masse totale de zinc utilisée pour cette
opération :
14,99 x 65,4 x 10 –3 kg = 0,98 kg de zinc pour la cémentation du cadmium,
6,82 x 65,4 x 10 –3 kg = 0,44 kg de zinc pour la cémentation du cobalt,
0,5 x 391,07 x 65,4 x 10 –3 kg = 12,78 kg de zinc pour la cémentation du cuivre.
152 Modélisation de scénarios de gestion durable applicables aux rejets Ex–UZK
La quantité de cuivre cémenté est la moitié du cuivre solubilisé car l’autre moitié a été
précipitée sous forme de sulfure selon la réaction (VI.1).
La masse totale de poudre de zinc utilisé pour cette cémentation a été de 14,20 kg. Cette
masse ajoutée à celle de zinc dissous à la lixiviation, soit :
(2551,60 x 65,4 x 10-3 kg) + 14,20 kg = 181,07 kg de zinc,
produiront de l’acide à l’électrolyse, car à cette étape une mole de zinc électrolysé produit une
mole d’acide :
(2551,60 + 14,99 + 6,82 + 195,535) x 98 x 10-3 kg = 271,35 kg de H2SO4.
Ceci justifie bien que l’acide consommé par les métaux (Me) lors de la lixiviation est bien
produit en compensation à l’électrolyse.
A la réduction du fer, le H2S réagit en produisant de l’acide selon la réaction (VI.2) :
(98 x 79,89 kg) : (34) = 230,27 kg de H2SO4
La précipitation du fer selon la réaction (VI.4) ci-dessous, produit également de l’acide :
2FeSO4 + O2 + 2H2O → Fe2O3 + 2H2SO4
(VI.4)
4699,43 x 98 x 10 –3 kg = 460,54 kg de H2SO4 produit par le fer.
On peut constater dans le tableau VI.3 ci-après que les masses d’acides consommés lors de la
lixiviation des métaux (Zn, Cu, Cd, Co) sont produites lors de la récupération de ces métaux à
l’électrolyse. L’acide libre produit lors de la réduction du fer et par le fait même de la
précipitation du cuivre, soit au total 249,43 kg, est neutralisé par le calcaire selon la réaction
(VI.5) et est donc perdu pour le procédé.
H2SO4 + CaCO3 → CaSO4 + H2O + CO2
153 (VI.5)
Modélisation de scénarios de gestion durable applicables aux rejets Ex–UZK
Tableau : VI.3 : Bilan de masses acides dans la charge circulante
Besoin en H2SO4 (kg)
Consommation
Production
Zn
250,05
Cu
38,32
Cd
1,47
Co
0,66
Fe
690,81
Neutralisation
249,43
Total (kg)
1230,74
Cu
19,16
Cd
1,47
Co
0,66
Electrolyse
Zn
250,05
Précipitation
Fe
460,54
Précipitation
Cu
19,16
Réduction
Fe
230,27
Electrolyse
(via cémentation)
981,31
En calculant, on trouve :
(100 x 249,43 kg) : (98) = 254,52 kg de CaCO3.
Ce qui correspond à une production de :
(136 x 254,52 kg) : (100) = 346,14 kg de CaSO4 selon la même réaction (VI.5).
La masse de solide dans L5 après neutralisation peut maintenant être calculée :
SL5 = SOF4 + MCaSO4 = 357,70 kg et donc :
SUF5 = 0,92 SL5 = 329,08 kg et alors SOF5 = SL5 – SUF5 = 28,62 kg
MUF5 = 5 SUF5 = 1645,4 kg
SG3 = 0,99SUF5 = 325,79 kg
154 Modélisation de scénarios de gestion durable applicables aux rejets Ex–UZK
Comme la masse de l’eau de lavage à la filtration correspond à une fois et demie la masse du
solide filtré, alors :
ME3 = 1,5SG3 = 488,69 kg
MG3 = 2,5SG3 = 814,48 kg et donc :
Mf3 = MUF5 + ME3 – MG3 = 1319,61 kg, alors :
ML5 = MOF4 +Mf3 + MCaCO3 = 4738,87 kg et
MOF5 = ML5 – MUF5 = 3093,47 kg
Connaissant la masse totale de fer solubilisé et sur base de la réaction (VI.4), on peut calculer
la quantité d’hématite produite :
0,5 x 4699,43 x 159,6 x 10-3 = 375,01 kg de Fe2O3 à stocker durablement.
Ceci correspond à une consommation d’oxygène de :
(16 x 375,01 kg) : (159,6) = 37,59 kg.
Nous pouvons calculer maintenant :
SL6 = SOF5 + MFe2O3 = 403,63 kg
SUF6 = 0,92SL6 = 371,34 kg, alors :
MUF6 = 5SUF6 = 1856,7 kg
SG4 = 0,99SUF6 = 367,62 kg
MG4 = 2,5SG4 = 919,05 kg
155 Modélisation de scénarios de gestion durable applicables aux rejets Ex–UZK
La masse d’eau de lavage du gâteau G4 est la somme de (1,5SG4) et d’une quantité
supplémentaire d’eau de lavage calculée au point VI.3.1.3.5.2, soit 167,58 kg, pour
compenser les vapeurs d’eau à la lixiviation. On note que G4 est lavé abondamment comme il
constitue le rejet final d’usine à stocker durablement. Ainsi :
ME4 = 1,5SG4 + 167,58 kg = 551,43 kg + 167,58 kg = 719,01 kg.
Mf4 = MUF6 + ME4 – MG4 = 1656,66 kg
ML6 = MOF5 + MO2 = 3131,06 kg
MOF6 = ML6 – MUF6 = 1274,36 kg
ML7 = MOF6 + Mf4 = 2931,02 kg
SOF6 = SL6 – SUF6 = 32,29 kg
Sf4 = SUF6 – SG4 = 3,72 kg
SL7 = SOF6 + Sf4 = 36,01 kg
Nous supposons que la cémentation des métaux Cu, Cd et Co s’est déroulée parfaitement,
c'est-à-dire sans pertes, en d’autres termes, avec un rendement maximum et donc la solution
purifiée (SP) ne contiendra que du sulfate de zinc. Les métaux Cu, Cd et Co étant solubilisés à
98 %, leurs récupérations donnent à ce stade de cémentation les quantités suivantes :
MCCu = (391,07 x 63,5 x 10-3 kg) - 12,415 kg = 12,415 kg
MCCd = 14,99 x 112,4 x 10-3 kg = 1,68 kg
MCCo = 6,82 x 58,9 x 10-3 kg = 0,40 kg
La réaction de cémentation est donnée par l’équation chimique suivante :
156 Modélisation de scénarios de gestion durable applicables aux rejets Ex–UZK
M2+ + Zn → Zn2+ + M
(VI.6)
où M représente les métaux Cu, Cd et Co. La masse de la poudre de zinc utilisée pour réaliser
cette cémentation selon la réaction (VI.6), déjà calculée précédemment, est de 14,20 kg.
On peut aussi connaître la masse de la solution purifiée de sulfate de zinc :
MSP = ML7 + MPZn – MCCu – MCCd – MCCo = 2930,73 kg
On constate que MSP est environ égale à ML7, car la quantité de poudre de zinc ajoutée à la
cémentation est interne23. La masse totale de zinc solubilisé est alors égale à :
MZn2+ = (2551,60 x 65,4 x 10-3 kg) + 14,20 kg = 181,07 kg
Tout le zinc lixivié est récupéré totalement à l’électrolyse, donc la masse des cathodes
produites est égale à 181,07 kg dans lesquels 14,20 kg seront réutilisés sur place à la
cémentation.
La réaction globale d’électrolyse du zinc peut être écrite de la manière suivante :
ZnSO4 + H2O → Zn + H2SO4 + ½ O2
(VI.7)
A partir de cette réaction, on peut déterminer la masse d’oxygène qui s’échappe à l’anode
pendant l’électrolyse du zinc, soit :
MO2 = (16 x 181,07 kg) : 65,4 = 44,30 kg d’oxygène.
VI.3.1.3.5.2. Bilan de masses en eau de procédé Le bilan de masses en eau de procédé peut être établi tout en sachant qu’il existe une
symétrie parfaite entre l’eau et l’acide dans ce procédé, c'est-à-dire que chaque fois qu’une
mole de H2SO4 est produite, une mole d’eau est consommée et inversement, à l’exception de
l’eau qui sort du système dans les résidus. Les entrées d’eau sont constituées par le lavage des
23
C'est-à-dire prélevée dans la masse de zinc électrolysé.
157 Modélisation de scénarios de gestion durable applicables aux rejets Ex–UZK
gâteaux des résidus et les sorties d’eau par l’évaporation24 et dans les imprégnations de
résidus solides. Nous connaissons donc toutes les entrées d’eau, c'est-à-dire :
ME = ME1 + ME2 + ME3 + ME4 = 1986,46 kg
En pratique, un écart de masse d’eau peut toujours exister entre l’entrée et la sortie.
Nous pouvons estimer la masse de vapeur d’eau qui s’est échappée ne fut ce qu’à la
lixiviation, pour simplifier nos calculs. En considérant que la masse de vapeurs d’eau qui sort
à chaque étape de lixiviation pendant un certain temps (2 à 4 heures de lixiviation), est
constante et est équivalente25 à 12 kg/m2 de section plane d’un réacteur de lixiviation
fonctionnant à 100 °C ; par interpolation, ce paramètre prend une valeur d’environ 11,4
kg/m2, pour un réacteur fonctionnant à 95 °C (température de travail retenue pour nos
lixiviations). Si le diamètre moyen du réacteur est d’environ 2,5 m (genre Pachuca classique),
sa section plane circulaire et perpendiculaire à son axe vertical peut être estimée à 4,9 m2, ce
qui conduirait à environ 55,86 kg de vapeur d’eau évacuées par réacteur et donc un total de
167,58 kg pour les trois étapes de lixiviation dans environ 3 heures de lixiviation. Les sorties
d’eau sont donc constituées de masses de vapeur d’eau et de celles des eaux d’imprégnations
de résidus qui valent exactement celles de lavage à l’entrée, c’est à dire :
1986,46 kg + 167,58 kg = 2154,04 kg.
Cette quantité d’eau est introduite en supplément d’eau de lavage du gâteau G4 comme il
constitue le rejet final d’usine.
VI.3.1.3.5.3. Bilan de masses des sulfates des métaux dissous Les masses des sulfates des métaux dissous peuvent être déterminées par calcul
(tableau VI.4), sur base de la réaction de lixiviation (VI.3). A partir du nombre de moles des
métaux dissous, on détermine celui des moles de (SO4)2- correspondant à chaque élément
dissous et ensuite les masses des sulfates dissous. Les métaux suivis ont été solubilisés à 98
%, y compris le fer. La masse totale des sulfates dissous à la lixiviation a été de 1417,31 kg.
24
25
Principalement à la lixiviation
Estimation empirique résultant d’une pratique industrielle.
158 Modélisation de scénarios de gestion durable applicables aux rejets Ex–UZK
Tableau VI.4 Masses des sulfates des métaux dissous
1041,6 kg
MeSO4
%
kg
Moles
Me
Zn
16,34
170,28
2603,67
Moles
Me
dissous
2551,60
Cu
2,43
25,34
399,05
391,07
391,07
391,07
62,37
Cd
0,16
1,72
15,30
14,99
14,99
14,99
3,12
Co
0,04
0,41
6,96
6,82
6,82
6,82
1,05
Fe
25,69
267,58
4795,34
4699,43
7049,14
2349,71
938,94
Total
44,66
465,33
7820,32
7663,91
10013,62 5314,19 1417,31
Eléments
Moles
(SO4)2-
Moles
kg
2551,60
2551,60
411,83
VI.3.1.3.5.4. Bilan de masses des ions H+ A partir de la masse d’acide d’appoint, on peut déterminer les masses d’ions H+
entrant et sortant dans le système, sachant qu’une mole de H2SO4 contient 2 moles d’ions H+.
Les pertes en acide dans les Gi sont obtenues en multipliant MEi par la concentration en H2SO4
de la solution divisée par deux, du fait de l’ajout de l’eau de lavage des gâteaux.
Ainsi dans G1, la quantité d’acide entrainé, en considérant que les solutions issues de la LIX3
sont à 100 g/l de H2SO4 (Hau, J.M., 2010), est estimée à :
MAG1 = [(100 g/l) : 2] x ME1 = 50 x 10-3 x 581,34 kg = 29,06 kg de H2SO4,
Dans G2, la quantité d’acide entrainé sera calculée en considérant que la concentration en
acide dans OF1 est d’environ 50 g/l (Hau, J.M., 2010), mais compte tenu du fait que le H2S a
produit de l’acide à la réduction du fer, soit 249,43 kg, cette concentration augmentera d’une
certaine proportion, c'est-à-dire :
EL4 = ML4 – SL4 = (3829,44 – 144,50) kg = 3684,94 kg de solution L4 est l’équivalent
de 3380,67 litres de solution de densité 1,09 obtenue après quelques itérations (Dobos, D.,
1975). Ce volume contient déjà :
50 x 3380,67 x 10-3 kg = 169,03 kg de H2SO4 auxquels il faut ajouter 249,43 kg de
159 Modélisation de scénarios de gestion durable applicables aux rejets Ex–UZK
H2SO4 produits par le H2S. La concentration maximalisée en acide devient alors :
[(418,46) x 103g/l] : (3380,67) = 123,78 g/l de H2SO4
La masse d’acide entrainé dans G2 est alors de :
MAG2 = [(123,78 g/l) : 2] x ME2 = [(134,42) : (2)] x 210,53 x 10-3 kg = 12,22 kg.
Dans G3, il n’y a pas d’entrainement d’acide du fait de la neutralisation de l’acide libre de la
solution par le CaCO3.
Dans G4, on a produit 460,54 kg d’acide, la masse de la solution :
EL6 = ML6 – SL6 = 2727,43 kg est l’équivalent de 2371,67 litres
de solution de densité 1,15 obtenue après itérations (Dobos, D., 1975). La concentration
maximalisée en acide est alors de :
[(460,54 x 103) : (2371,67)] (g/l) = 194,18 g/l de H2SO4.
La masse de H2SO4 entrainé dans G4 est de :
MAG4 = [(194,18 g/l) : 2] x ME4 = [(194,18) : (2)] x 719,01 x 10-3 kg = 69,80 kg.
La masse d’acide entrainé dans les gâteaux Gi est alors le total, soit :
MAG1 + MAG2 + MAG4 = 111,08 kg de H2SO4.
La masse d’acide d’appoint est alors : (249,43 + 111,08) = 360,51 kg de H2SO4.
Les résultats de ce calcul sont consignés dans le tableau VI.5 ci-après :
160 Modélisation de scénarios de gestion durable applicables aux rejets Ex–UZK
Tableau VI.5 Bilan de masses des ions H+
Désignation
Entrée H+
Sortie H+
kg
kg
H2SO4
kg
dans G1
29,06
0,59
dans G2
12,22
0,25
dans G4
69,80
1,42
Neutralisation
249,43
5,09
Total = d’appoint
360,51
7,35
7,35
VI.3.1.3.5.5. Bilan global de masses de l’ensemble du modèle Le bilan global de masses de toutes les entrées : R, H2SO4, H2S, CaCO3, O2, E1, E2, E3,
E4 et de toutes les sorties : G1, G2, G3, G4, MCCu, MCCd, MCCo, MZn, MvapLix dans le système
étudié est représenté à la figure VI.2 ci-après :
R
H2SO4
H 2S
G1
CaCO3
G2
O2
E1
G3
G4
Système
E2
MCCu
MCCo
MCCd
E3
MZn
E4
MvapLix
Figure VI.2 : Bilan global de masses du modèle de la lixiviation acide chaude
161 Modélisation de scénarios de gestion durable applicables aux rejets Ex–UZK
Tous les résultats de calculs en rapport avec ce bilan global sont consignés dans le tableau
VI.6 ci-après :
Tableau VI.6 Bilan global de masses du modèle de lixiviation acide chaude
Désignation
Entrée (kg)
Désignation
Sortie (kg)
MR + SOF2
1041,6
MG1
968,9
MH2SO4
360,51
MG2
329,03
MH2S
86,54
MG3
814,48
MCaCO3
254,52
MG4
919,05
MO2
37,59
MCCu
12,415
ME1
581,34
MCCo
0,40
ME2
197,42
MCCd
1,68
ME3
488,69
MvapLix
167,58
ME4
719,01
MZn
166,87
MO2
44,30
Total
3767,22
3424,70
La différence de masses entre l’entrée et la sortie est de 342,52 kg, ce qui représente
une non fermeture du bilan estimée à environ 9,09 %. Ceci est dû probablement aux
hypothèses formulées dans notre modèle au niveau de la lixiviation, notamment l’estimation
des quantités de vapeurs d’eau sortant dans le système. Néanmoins, ce calcul intéressant vient
de nous fixer sur la circulation des masses dans le procédé étudié.
Les pertes en métaux dans les résidus solides26 représentent 2 % de la fraction soluble,
c'est-à-dire une masse de 9,30 kg. Dans la composition de la fraction soluble, le zinc
représente 36,58 % soit 3,4 kg ; le cuivre 5,44 % soit 0,5 kg ; le cadmium 0,36 % soit 0,03
kg ; le cobalt 0,09 % soit 0,008 kg et le fer 57,52 % soit 5,35 kg. A partir de ces valeurs, il y a
lieu de connaître la concentration de ces éléments dans les différents solides sortant du
système. Le tableau VI.7 ci-dessous rassemble les valeurs des concentrations dans ces
produits.
26
Masses inertes
162 Modélisation de scénarios de gestion durable applicables aux rejets Ex–UZK
Tableau VI.7 : Composition chimique des résidus
Désignation
kg
SG1
Pourcentage (%)
Zn
Cu
Cd
Co
Fe
387,56
0,87
0,13
0,008
0,002
1,38
SG2
131,61
2,58
9,81
0,02
0,006
4,06
SG3
325,79
1,04
0,15
0,01
0,002
1,64
SG4
367,62
0,92
0,13
0,008
0,002
71,33
La teneur en fer dans SG4 tient compte de la masse du fer dans le précipité (hématite) et
est relativement élevée pour justifier un stockage aisé dans l’environnement. Dans SG2 (résidu
contenant un précipité de cuivre sous forme de sulfure), la teneur en cuivre de 9,81 % peut
justifier valablement un traitement de façon économiquement rentable car, celle-ci entre déjà
dans la gamme des teneurs de concentrés de cuivre acceptables dans certaines installations
industrielles dans le monde. SG1 contient des insolubles et présente des teneurs relativement
faibles en Zn, Cu, Cd et Co et peut donc aussi être stocké durablement dans la nature, mais
par contre SG3 contient du gypse pouvant être valorisé en cimenterie.
VI.3.2. Modèle de la technique de digestion Ce modèle de procédé comprend les opérations métallurgiques unitaires suivantes : la
digestion, le grillage, la lixiviation, la purification par cémentation et l’électrolyse.
Les solutions obtenues après lixiviation sont séparées par décantation suivie d’une filtration.
Dans le schéma du modèle (figures VI.3), nous avons adopté les notations suivantes :
• pour les opérations métallurgiques unitaires :
DIG : la digestion,
GR : le grillage,
LIX : la lixiviation,
PUR : la purification,
EL : l’électrolyse.
• pour les autres opérations :
SEC : le séchage,
BR : le broyage,
Déc : la décantation,
163 Modélisation de scénarios de gestion durable applicables aux rejets Ex–UZK
F : la filtration,
• pour les différents flux de matières :
RC : Solution de Retour Cellules d’électrolyse,
RCdig : Solution de Retour Cellules d’électrolyse vers la digestion,
RClix : Solution de Retour Cellules d’électrolyse vers la lixiviation,
L : Solution Chargée avant décantation,
SP : Solution Purifiée de sulfate de zinc,
OF : Over flow,
UF : Under flow
f : filtrat,
G : Gâteau de filtration,
Ei : eau de lavage, avec i = 1, 2.
D : produit de digestion
K : produit de digestion séché
B : produit de digestion séché et broyé
C : produit de digestion grillé
164 Modélisation de scénarios de gestion durable applicables aux rejets Ex–UZK
R
H2SO4
DIG
D
RCdig
SEC
vapE
K
BR
E2
B
Air
GR
Gaz (SO2, NOX,…)
Production
H2SO4
C
Cathodes
Zn
RClix
LIX
RC
L
Déc
EL
OF
SP
O2
UF
E1
f
PUR
F
Poudre Zn
G
Cément Co
Cément Cu
Cément Cd
Figure VI.3 : Modèle de Flow-sheet de retraitement des rejets Ex–UZK par digestion
165 Modélisation de scénarios de gestion durable applicables aux rejets Ex–UZK
VI.3.2.1. Quelques hypothèses à formuler Les hypothèses suivantes ont été formulées pour ce modèle :
• le procédé fonctionne en continu ;
• la granulométrie, des rejets Ex–UZK et celle des produits issus du grillage, est
suffisamment fine pour permettre un bon contact solide - liquide sans frein cinétique,
lors de la digestion et de la lixiviation ;
• après digestion, la fraction soluble est transformée en sulfate, avec un rendement
déterminé ;
• les réacteurs sont supposés parfaitement mélangés et les solutions sont homogènes à
chaque étape ;
• une partie de la fraction soluble transformée en sulfate à l’étape de la digestion se
solubilise à la lixiviation avec un rendement déterminé ;
• la solution obtenue après lixiviation contient des sulfates dissous et la fraction non
dissoute des rejets mouillées par celle-ci ;
• le solide est dissous indépendamment de sa composition ;
• la quantité de solution retenue par masse de solide après décantation est constante tout
au long du procédé ;
• la quantité de solution retenue par masse de solide après filtration est constante tout au
long du procédé ;
• le rendement de transformation de SO2 produit au grillage en H2SO4 est déterminé ;
• les quantités d’eau de lavage, d’acide sulfurique, des sulfates dissous et de rejets Ex–
UZK s’expriment en masse (kg) ;
• la séparation solide/liquide se fait par décantation suivie d’une filtration avec des
rendements déterminés ;
• la digestion se fait à la température ambiante ;
• le séchage du produit de digestion se fait à 105 °C ;
• la température de lixiviation est fixée à 40 °C
• les cathodes de zinc sont déposées avec un rendement maximal ;
• un rapport liquide/solide = 5 est fixé à la lixiviation.
166 Modélisation de scénarios de gestion durable applicables aux rejets Ex–UZK
VI.3.2.2. Données et inconnues du système Les données du système étudié sont :
• MR : la masse des rejets Ex–UZK crus (kg),
• ηdig : le rendement de sulfatation à la digestion (%),
• ηlix : le rendement de lixiviation (%),
• ηdéc : le rendement de décantation (%),
• ηf : le rendement de filtration (%),
• FS : la fraction soluble.
Les inconnues du système sont :
• L : la solution chargée après lixiviation (kg),
• SL : la masse de solide dans L (kg),
• SR : la masse de solide non sulfaté (kg),
• ST : la masse de solide sulfaté (kg),
• ME : la masse d’eau de lavage entrant à la filtration (kg),
• MvapE : la masse de la vapeur d’eau qui s’échappe au séchage (kg),
• Mgaz : la masse de gaz produit au grillage (kg),
• MOF : la masse de l’Over flow (kg),
• MUF : la masse de l’Under flow (kg),
• MG : la masse du gâteau de filtration (kg),
• MD : la masse du produit de digestion (kg),
• MK : la masse du produit de digestion séché (kg),
• MB : la masse du produit de digestion séché et broyé (kg),
• MC : la masse du produit de digestion grillé (kg),
• MPZn : la masse de la poudre de zinc introduite à la purification par cémentation (kg),
• MCCu : la masse de céments de cuivre (kg),
• MCCd : la masse de céments de cadmium (kg),
• MCCo : la masse de céments de cobalt (kg),
• MZn : la masse de la cathode de zinc (kg),
• Mf : la masse du filtrat (kg),
• MvapSél : la masse de la vapeur de solution qui s’échappe à l’électrolyse (kg),
167 Modélisation de scénarios de gestion durable applicables aux rejets Ex–UZK
VI.3.2.3. Résolution du système Comme dans le premier modèle, établissons d’abord les différentes équations
représentant les bilans de masse solides, de sulfates des métaux dissous, en eau de procédé, et
en ions H+, avant d’envisager la résolution des groupes d’équations qui seront formées.
VI.3.2.3.1. Bilan de masses solides A la digestion :
SR + ST = SD
{VI.52}
ST = MR.(ηdig).FS
{VI.53}
La masse solide ne change pas de valeur au séchage tout comme au broyage (SD = SK = SB).
Par contre au grillage, le sulfate de fer formé à la digestion se décompose thermiquement en
oxyde de fer (hématite) avec un certain rendement ηoxy, pendant que les autres sulfates restent
non décomposés.
SC = SR + MR.(ηdig).F1S + MR.(ηdig).F2S.(ηoxy)
{VI.54}
Avec F1S et F2S respectivement la fraction soluble qui reste sous forme de sulfate et celle qui
se transforme en oxyde de fer.
A la lixiviation :
SL = SR + MR.(ηdig).F1S.(1 – ηlix) + MR. (ηdig).F2S.(ηoxy)
{VI.55}
A la décantation :
SL = SOF + SUF
{VI.56}
A la filtration :
168 Modélisation de scénarios de gestion durable applicables aux rejets Ex–UZK
SUF = Sf + SG
{VI.57}
A la purification :
SOF + Sf +MPZn = SSP + MCCu + MCCd + MCCo
{VI.58}
A l’électrolyse :
SSP = MZn + SRC
{VI.59}
VI.3.2.3.2. Bilan de masses des sulfates des métaux dissous De la même façon, un bilan de masses des sulfates des métaux peut être établi à ce
stade, avec n = Cu, Zn, Cd, Co, Fe.
A la digestion :
TDn = TRCdign + MR.(ηdig).FSn
{VI.60}
Les masses des sulfates sont restées égales au séchage et au broyage (TDn = TKn = TBn).
Au grillage :
TCn = TDn.(ηgrn)
{VI.61}
On tiendra compte ici du rendement de transformation du sulfate de fer en oxyde.
A la lixiviation :
TRClixn + TCn = TLn
{VI.62}
A la décantation :
TLn = TOFn + TUFn
{VI.63}
169 Modélisation de scénarios de gestion durable applicables aux rejets Ex–UZK
A la filtration :
TUFn = Tfn + TGn
{VI.64}
A la purification :
TOFn + Tfn = TSPn
{VI.65}
A l’électrolyse :
TSPn = TRCn = TRClixn + TRCdign
{VI.66}
VI.3.2.3.3. Bilan de masses en eau de procédé Le bilan de masse en eau de procédé peut être calculé à partir des expressions
suivantes :
A la digestion :
ERCdig = ED
{VI.67}
Au séchage :
ED = EvapE
{VI.68}
A la lixiviation :
ERClix = EL = EOF + EUF
{VI.69}
A la filtration :
EUF + E = Ef + EG
{VI.70}
A la purification :
170 Modélisation de scénarios de gestion durable applicables aux rejets Ex–UZK
EOF + Ef = ESP + Evap.pur
{VI.71}
A l’électrolyse :
ESP = ERC + Evap.él
{VI.72}
VI.3.2.3.4. Bilan de masses des ions H+ Un bilan de masses des ions H+ peut être aussi établi :
A la digestion :
HRCdig + HH2SO4 = HD
{VI.73}
Au séchage :
HK = HD – HvapE
{VI.74}
Au broyage : HK = HB
Au grillage :
HC = HB - Hgaz
{VI.75}
A la lixiviation :
HC + HRClix = HL = HOF + HUF
{VI.76}
A la filtration :
HUF = HG + Hf
{VI.77}
A la purification :
HOF + Hf = HSP + Hvapur
{VI.78}
171 Modélisation de scénarios de gestion durable applicables aux rejets Ex–UZK
A l’électrolyse :
HSP = HRC + Hvapél
{VI.79}
VI.3.2.3.5. Exemple chiffré Considérons une alimentation constituée de 1000 kg des rejets crus Ex–UZK, d’une
charge circulante constituée du retour cellules d’électrolyse (RCdig) sans solides en suspension
et contenant environ 35 g/l de Zn2+ et 150 g/l de H2SO4 et d’une solution de H2SO4.
Les éléments à valoriser sont les mêmes que dans l’exemple précédent. La fraction soluble
(FS) des rejets, est constituée de : 16,8 % Zn ; 2,5 % Cu ; 0,17 % Cd ; 0,04 % Co et de 26,4 %
Fe. On tient compte aussi du fer dans les calculs, car il est sulfaté à la digestion au même titre
que les autres éléments. Le rendement de sulfatation des oxydes simples et complexes des
métaux à valoriser est estimé à 65 % à la digestion ; la sulfatation se poursuit au séchage et
s’achève à l’étape du grillage pour atteindre des valeurs optimales. Le rendement global de
solubilisation à la lixiviation s’élève à 98 % pour les métaux (Cu, Zn, Cd, Co) et à 5 % pour le
fer. Ces hypothèses sont simplificatrices juste pour faciliter les calculs, car en pratique, ces
métaux ne sont pas sulfatés de la même façon et il en est de même pour leur solubilisation à
l’étape de la lixiviation. La décomposition thermique se réalise à environ 770 °C avec un
rendement de transformation du sulfate de fer en oxyde (en l’occurrence Fe2O3) de 95 % et est
supposée se réaliser parfaitement27. Les sulfates d’autres métaux formés à la digestion restent
non décomposés dans ces conditions de travail, car favorisés par leur affinité relativement
élevée vis-à-vis du soufre.
Les gaz sortant du grillage contiennent de 6 à 7 % de SO2, pouvant permettre une
production de H2SO4 sur le site même de l’usine. Le rendement de transformation du SO2 en
H2SO4 est optimal28. La séparation solide/liquide des solutions de lixiviation chargées, se
réalise avec des rendements estimés à 92 et 99 % respectivement à la décantation et à la
filtration. On considère aussi que les Under flow et les boues de filtration présentent des
concentrations massiques en solides de 20 et 40 % respectivement et que la masse d’eau de
27
28
Sans perte mécanique
Procédé à double contact.
172 Modélisation de scénarios de gestion durable applicables aux rejets Ex–UZK
lavage est égale à une fois et demie la masse du solide filtré. La purification et l’électrolyse se
réalisent dans les mêmes conditions que dans l’exemple précédent.
VI.3.2.3.5.1. Bilan de masses solides La charge solide à lixivier est constituée des rejets Ex–UZK ; la solution (RCdig) ne
contient pas de solides en suspension. Le tableau VI.8 ci-après donne la composition
chimique de la fraction soluble à sulfater.
Tableau VI.8 : Composition chimique de la fraction soluble sulfatée
Elément
1000 kg de rejets Ex–UZK
%
kg
Moles
Moles (métaux sulfatés)
Zn
16,8
168
2568,80
2517,43
Cu
2,5
25
393,70
385,82
Cd
0,17
1,7
15,12
14,82
Co
0,04
0,4
6,79
6,65
Fe
26,4
264
4731,18
4636,55
Total (FS)
45,91
459,1
7715,59
7561,27
A la digestion 65 % de la fraction soluble des rejets est sulfatée, soit : 298,41 kg
MSulf = 0,4591 x 1000 x 0,65 = 298,41 kg
La sulfatation se poursuit au séchage et à l’étape du grillage pour atteindre des
rendements pouvant favoriser la solubilisation de 98 % des métaux (Zn, Cu, Cd et Co) et 5 %
de fer à la lixiviation (Ngenda, R.B., 2010). Le fer s’oxyde avec un rendement de 95 % lors
de la décomposition thermique. La masse solide inerte après grillage est pratiquement la
même qu’après lixiviation (SC = SL) et peut être calculée en supposant qu’en fin de
sulfatation, tous les métaux sont sulfatés à 98 % y compris le fer :
2517,42 x 65,4 x 10-3 kg = 164,64 kg de zinc,
385,82 x 63,5 x 10-3 kg = 24,5 kg de cuivre,
173 Modélisation de scénarios de gestion durable applicables aux rejets Ex–UZK
14,82 x 112,4 x 10-3 kg = 1,66 kg de cadmium,
6,65 x 58,9 x 10-3 kg = 0,39 kg de cobalt,
4636,55 x 55,8 x 10-3 kg = 258,72 kg de fer,
Après une décomposition thermique du sulfate ferrique en hématite selon la réaction ci –après
lors du grillage :
Fe2(SO4)3 → Fe2O3 + 3SO2 + 3/2 O2
(VI.8)
avec un rendement de 95 %, on peut calculer la masse du fer devenue insoluble :
0,95 x 258,72 kg = 245,78 kg.
A ceci, il faut ajouter 2 % de fer non sulfaté, soit :
94,62 x 55,8 x 10-3 kg = 5,28 kg de fer,
Au total, on a donc : (245,78 + 5,28) kg = 251,06 kg de fer insolubles à la lixiviation.
Les masses de SO2 et d’O2 produits selon la même réaction (VI.8), peuvent aussi être
calculées :
MSO2 = (3 x 64 x 245,78 kg) : (2 x 55,8) = 422,85 kg de SO2
MO2 = (1,5 x 2 x 16 x 245,78 kg) : (2 x 55,8) = 105,71 kg d’oxygène.
La masse solide inerte après grillage peut maintenant être déterminée, tout en sachant qu’elle
perd une certaine quantité d’oxygène lié aux métaux, du fait de leur passage d’oxydes à
sulfates, estimée à :
174 Modélisation de scénarios de gestion durable applicables aux rejets Ex–UZK
(2517,42 + 385,82 + 14,82 + 6,65) x 16 x 10-3 kg = 46,80 kg d’oxygène liés aux
métaux suivants : zinc, cuivre, cadmium, cobalt, et :
(0,05 x 4636,55) x 1,5 x 16 x 10-3 kg = 5,56 kg d’oxygène liés au fer.
Soit un total de 52,36 kg d’oxygène. Alors :
SL = 1000 kg - [(164,64 + 24,5 + 1,66 + 0,39) + (12,94) + (52,36)] kg = 743,51 kg
Ainsi, on peut calculer :
SUF = 0,92SL = 0,92 x 743,51 kg = 684,03 kg
SOF = SL – SUF = 59,48 kg
SG = 0,99SUF = 0,99 x 684,03 kg = 677,19 kg
Sf = SUF – SG = 6,84 kg
MG = 2,5SG = 1692,97 kg
ME = 1,5SG = 1015,78 kg
MUF = 5SUF = 3420,15 kg
Mf = MUF + ME – MG = 2742,96 kg
A la lixiviation, le rapport liquide/solide est fixé à 5. Donc nous pouvons écrire :
MRClix/ MC = 5, c'est-à-dire : MRClix = 5MC
175 Modélisation de scénarios de gestion durable applicables aux rejets Ex–UZK
MC est la somme de la masse inerte, du fer oxydé après grillage et des sulfates formés. Ainsi,
en se servant de la réaction (VI.3) et des nombres des moles des métaux dissous (Tableau
VI.8), MC peut être déterminé en calculant d’abord :
2517,42 x 161,4 x 10-3 kg = 406,31 kg de ZnSO4
385,82 x 159,5 x 10-3 kg = 61,54 kg de CuSO4
14,82 x 208,4 x 10-3 kg = 3,09 kg de CdSO4
6,65 x 154,9 g x 10-3 kg = 1,03 kg de CoSO4
0,05 x 4636,55 x (399,6 : 2) x 10-3 kg = 46,32 kg de Fe2(SO4)3
Le sulfate ferrique formé à la digestion se décompose thermiquement selon la réaction (VI.8),
on peut déterminer sa masse :
0,95 x 4636,55 x (399,6 : 2) x 10-3 kg = 880,06 kg de Fe2(SO4)3
et celle de l’hématite formée :
(159,6 x 880,06 kg) : (399,6) = 351,50 kg de Fe2O3
Alors :
MC = [(406,31 + 61,54 + 3,09 + 1,03 + 46,32) + (351,50) + (743,51] kg = 1613,30 kg
Donc :
MRClix = 5MC = 5 x 1613,30 kg = 8066,50 kg, et alors :
ML = MC + MRClix = 1613,30 kg + 8066,50 kg = 9679,80 kg ;
176 Modélisation de scénarios de gestion durable applicables aux rejets Ex–UZK
MOF = ML – MUF = 6259,65 kg
La cémentation des métaux Cu, Cd et Co s’est réalisée aussi parfaitement comme dans
l’exemple précédent ; ces métaux étant solubilisés à 98 %, leurs récupérations donnent à ce
stade les quantités suivantes :
MCCu = 385,82 x 63,5 x 10-3 kg = 24,5 kg
MCCd = 14,82 x 112,4 x 10-3 kg = 1,66 kg
MCCo = 6,65 x 58,9 x 10-3 kg = 0,39 kg
A partir de la réaction de cémentation (VI.6), nous pouvons calculer la masse de la poudre de
zinc nécessaire pour cette opération :
MPZn1 = 385,82 x 65,4 x 10-3 kg = 25,23 kg de Zn pour la cémentation du cuivre,
MPZn2 = 14,82 x 65,4 x 10-3 kg = 0,96 kg de Zn pour la cémentation du cadmium,
MPZn3 = 6,65 x 65,4 x 10-3 kg = 0,43 kg de Zn pour la cémentation du cobalt.
Ce qui donne un total de 26,62 kg de poudre de zinc. On peut aussi connaître la masse de la
solution purifiée :
MSP = MOF + Mf + MPZn – MCCu – MCCd – MCCo = 9002,68 kg
La masse totale de zinc solubilisé est alors égale à :
MZn2+ = 2517,42 x 65,4 x 10-3 kg + 26,62 kg = 191,26 kg
Tout le zinc solubilisé est récupéré totalement à l’électrolyse, donc la masse des cathodes
produites est exactement égale à 191,26 kg ; mais il faut noter que 26,62 kg de zinc tournent
177 Modélisation de scénarios de gestion durable applicables aux rejets Ex–UZK
en rond dans le circuit et sont utiles pour produire de l’acide et dégager de l’oxygène à
l’anode selon la réaction (VI.7), soit :
MO2 = (16 x 191,26 kg) x (65,4) = 46,79 kg d’oxygène.
Ainsi, on peut déterminer :
MRC = MSP – MZn – MO2 = 8764,63 kg
MRCdig = MRC – MRClix = 698,13 kg
VI.3.2.3.5.2. Bilan de masses en eau de procédé Les entrées d’eau sont constituées en grande partie de la masse d’eau qui entre dans le
système par le lavage du gâteau des résidus. Les sorties d’eau sont constituées des eaux
d’imprégnation des résidus et de la vapeur d’eau au séchage. La réaction de sulfatation (VI.3)
a produit de l’eau, soit :
2517,42 x 18 x 10-3 kg = 45,31 kg de H2O par le zinc,
385,82 x 18 x 10-3 kg = 6,94 kg de H2O par le cuivre,
14,82 x 18 x 10-3 kg = 0,26 kg de H2O par le cadmium,
6,65 x 18 x 10-3 kg = 0,12 kg de H2O par le cobalt et
1,5 x 4636,55 x 18 x 10-3 kg = 125,18 kg de H2O par le fer.
MESulf = (45,31 + 6,94 + 0,26 + 0,12 + 125,18) kg = 177,81 kg, est la masse totale
d’eau produite par la sulfatation des métaux. La solution RCdig contient 150 g/l de H2SO4 libre
et 35 g/l de Zn2+ sans solide en suspension. Connaissant MRCdig = 698,13 kg et sa densité
178 Modélisation de scénarios de gestion durable applicables aux rejets Ex–UZK
1,095 obtenue après interpolation (Dobos, D., 1975). Le volume correspondant à MRCdig est
alors de :
VRCdig = (698,13 kg) : (1,095 kg/l) = 637,56 litres
Ce volume de solution contient alors :
MH2SO4 = (150 g/l) x (637,56 L) = 95,63 kg de H2SO4
MZn2+ = (35 g/l) x (637,56 L) = 22,31 kg de Zn2+
La masse d’eau contenue dans MRCdig est de :
MERCdig = 698,13 kg – (95,63 + 22,31) kg = 580,19 kg.
La masse totale d’eau à la digestion a été donc de : 177,81 kg + 580,19 kg = 758 kg
Toute cette masse d’eau s’est évaporée au séchage. Le SO2 produit selon la réaction (VI.8),
permet la fabrication d’acide utile pour le procédé, selon la réaction ci-après :
SO2 + ½ O2 + H2O → H2SO4
(VI.9)
Ce qui occasionne une consommation d’eau de :
MH2O = (18 x 422,85 kg) : (64) = 118,92 kg de H2O,
et une production d’acide de :
MH2SO4 = (98 x 422,85 kg) : (64) = 647,49 kg de H2SO4,
La masse d’eau évaporée au séchage doit être compensée dans le circuit par ajout de 758 kg
d’eau reparties de la manière suivante : 118,92 kg à la fabrication d’acide et la différence
639,08 kg à compléter à l’eau de lavage du gâteau pour améliorer le rinçage de ce gâteau.
La sulfatation des métaux a occasionné une consommation d’acide de :
179 Modélisation de scénarios de gestion durable applicables aux rejets Ex–UZK
2517,42 x 98 x 10-3 kg = 246,71 kg de H2SO4 par le zinc,
385,82 x 98 x 10-3 kg = 37,81 kg de H2SO4 par le cuivre,
14,82 x 98 x 10-3 kg = 1,45 kg de H2SO4 par le cadmium,
6,65 x 98 x 10-3 kg = 0,65 kg de H2SO4 par le cobalt et
1,5 x 4636,55 x 98 x 10-3 kg = 681,57 kg de H2SO4 par le fer.
MH2SO4 = (246,71 + 37,81 + 1,45 + 0,65 + 681,57) kg = 968,19 kg de H2SO4.
La récupération des métaux (Cu, Cd et Co) via la cémentation produit de l’acide de
façon indirecte à l’électrolyse. Le zinc solubilisé directement, produit également de l’acide à
l’électrolyse. Donc, seule la quantité d’acide consommé par le fer lors de sa sulfatation et
celle perdue dans le gâteau des résidus vont constituer la part d’acide à ajouter à la digestion.
On peut alors calculer la masse d’acide entrainé dans G, en supposant que la solution issue de
la lixiviation est à 150 g/l de H2SO4 ; du fait que cette lixiviation n’est qu’une simple
solubilisation, et donc plus d’attaque et plus de consommation d’acide :
MAG = [(150 g/l) : 2] x M*E = [(150 g/l) : 2] x (1015,78 + 639,08) x 10-3 kg = 124,11 kg
La quantité d’acide d’appoint devrait être de : 681,57 kg + 124,11 kg = 805,68 kg de H2SO4,
mais elle ne sera que de : (805,68 – 647,49) kg = 158,19 kg de H2SO4 compte tenu de la
production d’acide via le SO2 sur site. On constate en outre que cet apport d’acide intervient à
hauteur de 80,36 % dans l’apport d’acide à la digestion.
VI.3.2.3.5.3. Bilan de masses des sulfates des métaux dissous Les masses des sulfates des métaux dissous peuvent être déterminées par calcul
comme dans l’exemple précédent, sur base de la réaction de sulfatation (VI.3). Les métaux
180 Modélisation de scénarios de gestion durable applicables aux rejets Ex–UZK
suivis sont solubilisés à 98 % et seulement 5 % de fer sulfaté. La masse totale des sulfates
dissous à la lixiviation a été de 518,28 kg. (Tableau VI.9)
Tableau VI.9 : Masses des sulfates des métaux dissous
1000 kg
MeSO4
%
kg
Moles
Me
Zn
16,8
168
2568,80
Moles
Me
dissous
2517,42
Cu
2,5
25
393,70
385,82
385,82
385,82
61,54
Cd
0,17
1,7
15,12
14,82
14,82
14,82
3,09
Co
0,04
0,4
6,79
6,65
6,65
6,65
1,03
Fe
26,4
264
4731,18
231,82
347,73
115,91
46,31
Total
45,91
459,1
7715,59
3156,53
3272,44 3040,62
518,28
Eléments
Moles
(SO4)2-
Moles
kg
2517,42 2517,42
406,31
VI.3.2.3.5.4. Bilan de masses des ions H+ A partir de la masse d’acide d’appoint, on peut déterminer les masses d’ions H+
entrant et sortant dans le système, sachant qu’une mole de H2SO4 contient 2 moles d’ions H+.
Le tableau VI.10 ci-après donne le bilan des ions H+.
Tableau VI.10 : Bilan de masses des ions H+
Désignation
Sortie H+
kg
kg
H2SO4
kg
Dans G
124,11
2,53
Digestion fer
681,57
13,91
Production via SO2
- 647,49
- 13,21
Total d’appoint
158,19
181 Entrée H+
3,23
3,23
Modélisation de scénarios de gestion durable applicables aux rejets Ex–UZK
VI.3.2.3.5.5. Bilan global de masses de l’ensemble du modèle de digestion Le bilan global de masses montrant toutes les entrées : R, H2SO4, E et toutes les
sorties : G, SO2, O2, vapE, MCCu, MCCd, MCCo, MZn, dans le système étudié est représenté à la
figure VI.4 et tous les résultats de calcul sont consignés dans le tableau VI.11 ci-après :
R
H2SO4
E
G
MCCu
SO2
Système
MCCo
MZn
MCCd
MvapE
O2
Figure VI.4 : Bilan global de masses du modèle de digestion
Tableau VI.11 : Bilan global de masses du modèle de digestion
Désignation
Entrée (kg)
Désignation
Sortie (kg)
MR
1000
MG
1692,97
MH2SO4
158,19
MZn
164,64
M*E
1654,86
MCCu
24,5
MCCo
0,39
MCCd
1,66
MvapE
758
MO2
152,5
Total
2813,05
2794,66
182 Modélisation de scénarios de gestion durable applicables aux rejets Ex–UZK
L’écart de masses entre l’entrée et la sortie est de 18,39 kg, ce qui représente une non
fermeture de bilan de masses estimée à environ 0,65 %. Ceci est peut être dû aux hypothèses
simplificatrices de notre modèle. Les pertes en métaux dans les résidus solides représentent 2
% de la fraction soluble, c'est-à-dire l’équivalent d’une masse de 9,18 kg. Dans la
composition de la fraction soluble, le zinc représente 36,59 % soit 3,36 kg ; le cuivre 5,44 %
soit 0,5 kg ; le cadmium 0,37 % soit 0,033 kg ; le cobalt 0,087 % soit 0,008 kg et le fer 57,50
% soit 5,28 kg. A partir de ces valeurs, il y a lieu de déterminer la concentration de ces
éléments dans les résidus solides sortant du système. Le tableau VI.12 ci-dessous rassemble
les valeurs des concentrations dans ce produit.
Tableau VI.12 : Composition chimique du résidu solide
Désignation
kg
SG
677,19
Zn
Cu
Cd
Co
Fe
0,001
37,85
Pourcentage
0,49
0,07
0,005
La teneur en fer dans SG tient compte aussi de la masse du fer dans l’hématite.
VI.4. Conclusions partielles Une comparaison en termes de bilan matière a pu être faite entre deux modèles de
procédés de gestion applicables aux rejets Ex–UZK, en considérant le traitement de 1000 kg
de ces rejets dans des conditions proches de la réalité en usine. Ces deux procédés sont la
technique de lixiviation acide chaude et celle de digestion. Le premier modèle de lixiviation
acide chaude a conduit à l’utilisation de 390,73 kg de H2SO4, de 86,84 kg de H2S, de 255,42
kg de CaCO3, de 37,72 kg d’oxygène et d’une consommation d’eau de 2235,67 kg. Quatre
types des résidus ont été produits, parmi lesquels un de masse 1354,45 kg contenant
principalement des insolubles (Pb, Ag, SiO2, …), un deuxième de masse 350,88 kg contenant
un précipité de cuivre sous forme de sulfure à 9,24 % Cu, pouvant être récupéré par voie
pyrométallurgique ou encore par flottation, un troisième résidu de masse 819,03 kg contenant
du sulfate de calcium (gypse) pouvant être valorisé en cimenterie et d’un quatrième résidu de
masse 922,45 kg constituant le rejet final d’usine à 72,77 % Fe, pouvant être stocké
durablement dans la nature voire être utilisé en sidérurgie. Ce modèle a permis également la
183 Modélisation de scénarios de gestion durable applicables aux rejets Ex–UZK
production de 167,46 kg de cathodes de zinc, et de 12,46 kg, de 1,69 kg et de 0,40 kg,
respectivement sous forme des céments de cuivre, de cadmium et de cobalt.
Le modèle de digestion a occasionné une consommation d’acide d’appoint à la
digestion de 158,19 kg de H2SO4 et d’une consommation d’eau de 1654,86 kg. Un seul résidu
constituant le rejet final d’usine a été produit, soit 1692,97 kg contenant 37,85 % Fe. Il a
permis en outre la production de 164,64 kg de cathodes de zinc, et de 24,5 kg, de 1,66 kg et
de 0,39 kg, respectivement sous forme de céments de cuivre, de cadmium et de cobalt.
Cette comparaison va se poursuivre dans le chapitre suivant en termes de coûts des
réactifs consommés et d’énergie dans les deux modèles et de bénéfices que cela aura favorisé
sur le plan environnemental en termes de dommages évités par l’introduction des métaux de
base dans l’environnement par le scénario « sans projet » c'est-à-dire sans gestion des rejets
Ex–UZK.
184 Conclusions et Perspectives Technologiques et Environnementales
CHAPITRE VII CONCLUSIONS ET PERSPECTIVES TECHNOLOGIQUES ET ENVIRONNEMENTALES VII.1. Introduction Dans ce chapitre, nous allons comparer les coûts opératoires, limités aux réactifs
consommés et à l’énergie électrique utilisée, de deux procédés de retraitement des rejets Ex –
UZK qui ont retenu notre attention, à savoir la lixiviation acide chaude et la digestion.
Ensuite, nous donnerons les conclusions du travail et nous terminerons par des perspectives
environnementales, ces dernières étant essentiellement basées sur la directive relative à la
prévention et à la réduction intégrée de la pollution (J.O., UE, 2008).
VII.2. Comparaison des coûts opératoires de deux procédés de retraitement des rejets Ex ­ UZK VII.2.1. Procédé de Lixiviation acide chaude (hématite) Le procédé de lixiviation acide chaude (hématite) peut être considéré comme un projet
de retraitement des rejets Ex – UZK à proposer comme une première alternative pour gérer les
rejets Ex – UZK dans des conditions respectueuses de l’environnement. Pour faciliter nos
calculs, nous limiterons nos investigations uniquement aux coûts occasionnés par la
consommation des réactifs et de l’énergie électrique utilisée en intégrant les données de bilans
matières du chapitre précédent. Les coûts d’investissement et ceux relatifs à l’installation des
équipements, notamment ceux de dépollution, ne seront pas pris en compte dans nos calculs.
VII.2.1.1. Réactifs utilisés et leurs consommations Dans ce procédé, les réactifs suivants ont été utilisés : H2SO4, CaCO3, H2S et de
l’oxygène. Une alimentation de 1000 kg des rejets Ex–UZK, dans un fonctionnement en
continu (VI.3.1.3.5.), a occasionné la consommation de 360,51 kg de H2SO4 ; de 254,52 kg de
CaCO3 ; de 86,54 kg de H2S, de 37,59 kg d’oxygène et de 1986,46 kg d’eau. Les résultats sont
tels que l’on a produit 968,9 kg d’un résidu contenant des insolubles (Pb, Ag, SiO2) ; 329,03
kg d’un résidu contenant un précipité de cuivre à 9,81 % Cu ; 814,48 kg d’un résidu contenant
185 Conclusions et Perspectives Technologiques et Environnementales
du gypse et 919,05 kg d’un résidu constituant les rejets d’usine à forte teneur en fer (71,33
%). En outre, le procédé a permis la production de 12,415 kg de céments de cuivre, 166,87 kg
de cathodes de zinc, 1,68 kg de céments de cadmium et 0,40 kg de cément de cobalt. Tous ces
métaux se retrouvent dans les différents résidus obtenus après traitement à des concentrations
indiquées dans le tableau VI.7, Chapitre VI.
Le passif environnemental de l’Ex – UZK représente environ 910.000 tonnes des
rejets qui peuvent être traités, en fonctionnement continu de l’usine, sur une période estimée à
dix ans. Si on suppose un temps d’entretien de l’usine d’au moins 15 jours par an, la durée
d’exploitation peut être exprimée en heures, soit :
(360 – 15) x 24 h x 10 = 82.800 heures de travail.
Ce temps peut représenter un traitement des rejets en usine au rythme d’environ 11 t/h.
La masse de rejets de 1041,6 kg est traitée alors dans environ 0,095 heure soit 5 minutes 42
secondes. Les tableaux VII.1 et VII.2 ci-après donnent une information sur la consommation
des différents réactifs utilisés, leurs prix approximatifs (tirés du commerce) et leurs coûts
correspondants.
Tableau VII.1 : Consommation des différents réactifs utilisés
Réactifs
kg/h
t/an
t/10 ans
H2SO4
3794,84
31.421
314.210
CaCO3
2.679,15
22.183
221.830
H2S
910,94
7.543
75.430
O2
395,68
3.276
32.760
On constate dans le tableau VII.1 ci-dessus que dix ans d’exploitation de ce gisement
pourront occasionner une consommation de 314.210 tonnes de H2SO4, 221.830 tonnes de
CaCO3, 75.430 tonnes de H2S et 32.760 tonnes d’oxygène. Les masses volumiques de H2S et
d’oxygène sont respectivement de 1430 kg/m3 et de 1324 kg/m3.
186 Conclusions et Perspectives Technologiques et Environnementales
Tableau VII.2 : Coûts des réactifs utilisés
Prix en Euros
Réactif
Coûts (Euros) sur
Limite
Moyenne
1 an
10 ans
H2SO4, tonne
200 – 230
215
6.755.515
67.555.150
CaCO3, tonne
10 – 20
15
332.745
3.327.450
H2S, par m
120
632.979
6.329.790
O2, par m3
2
4.949
49.490
7.726.188
77.261.880
3
Total (Euros)
Le coût total des réactifs utilisés est estimé à environ 77.500.000 d’Euros sur dix
années d’exploitation. On constate par ailleurs que la consommation d’acide représente
environ 88 % du coût total des réactifs consommés.
VII.2.1.2. Coûts de l’énergie électrique L’énergie électrique utilisée en R.D.C. est essentiellement d’origine hydroélectrique.
Pour faciliter les calculs d’estimation de la consommation de l’énergie, nous tiendrons compte
d’abord des postes qui consomment plus d’énergie électrique, en l’occurrence, la lixiviation,
pour le chauffage et le maintien des solutions à 95 °C et l’électrolyse, auxquelles il faut
ajouter les pompes. Nous supposons que les autres postes moins consommateurs d’énergie
électrique représentent environ 25 % de la consommation des premiers postes. Le prix du
kWh est estimé à 0,05 Euro (valeur estimée pour la R.D.C). Il faut noter que le calcul qui est
fait ici est non indexé (prix de l’année 2012) compte tenu de la comparaison simplifiée. Dans
le tableau VII.3 nous rassemblons tous les résultats en rapport avec les coûts de l’énergie
consommée lors de l’élaboration des métaux. L’électrolyse industrielle du zinc donne
quelques caractéristiques, notamment la consommation d’énergie électrique à la tonne de
cathodes de zinc produites qui varie entre 2950 et 3500 kWh (Hau, J.M., 2010). En prenant la
moyenne, soit 3225 kWh, on peut déterminer la consommation d’énergie annuelle et sur dix
années d’exploitation et ainsi que les coûts correspondants. D’autre part, une pompe29 de
débit 5 m3/h installée dans le circuit pour réguler la circulation des solutions de lixiviation,
occasionnant une perte de charge de 20 m consommerait environ 1 kWh. Ainsi le volume
29
Ceci découle d’une expérience en usine.
187 Conclusions et Perspectives Technologiques et Environnementales
maximum à la sortie de la LIX1 d’une solution de densité d’1,05 (Dobos, D., 1975) peut être
calculé :
VL2 = (6208 kg) : (1,05 x 103 kg/m3) = 6 m3
Ceci correspond à un débit horaire de [(6 m3) : (0,095 h)] = 63,15 m3/h et donc l’équivalent
d’à peu près 12,63 kWh ; de ceci, on détermine la consommation annuelle et sur dix années.
D’autre part, la solution retour cellules de masse MRC = 2323,4 kg doit être chauffée de 40 °C
(température de l’électrolyse) à 95 °C (température de lixiviation) pour le maintien de cette
dernière. Ainsi la quantité de chaleur nécessaire pour cette opération, en considérant la
capacité thermique de l’eau Cp = 4185 J/kg.°K, est estimée à :
QRC = (2323,4 kg) x (4185 J/kg. °K) x (368 – 313) °K = 534.788.595 J
D’autre part, la lixiviation a occasionné l’évaporation de 167,58 kg d’eau ; la chaleur latente
de vaporisation de l’eau est de 2257,92 kJ/kg et donc, on peut déterminer la consommation
d’énergie électrique nécessaire pour cette évaporation, soit :
QvapE = (167,58 kg) x (2257,92 kJ/kg) = 378.382.233,60 J
Ainsi la consommation globale d’énergie électrique à la lixiviation est estimée à :
QLix = QRC + QvapE = 913.170.828,6 J
Ce qui correspond à : QLix = [(913.170.828,6) : (3.600.000)] kWh = 253,66 kWh, soit une
consommation horaire de : (253,66 kWh) : (0,095) = 2670,10 kWh, et de là on trouve la
consommation annuelle et sur dix années d’exploitation du passif.
188 Conclusions et Perspectives Technologiques et Environnementales
Tableau VII.3 : Coûts de l’énergie électrique relatifs à la production des métaux
Désignation
Euros/MWh
Consommation (MWh)
Coûts de l’énergie (Euros)
an
10 ans
an
10 ans
22.109
221.090
1.105.450
11.054.500
46.892
468.920
2.344.600
23.446.000
105
1.050
5.250
52.500
Autres postes
17.277
172.770
863.850
8.638.500
Total
86.383
863.830
4.319.150
43.191.500
Lixiviation
Electrolyse
50
Pompes
On constate que le coût total de la consommation d’énergie électrique sur dix années
d’exploitation est estimé à environ 43.200.000 Euros. L’électrolyse enregistre un coût
relativement élevé, près de 55 % du coût de l’ensemble.
VII.2.1.3. Evaluation des bénéfices Ce procédé pourra rapporter, après dix années d’exploitation, environ 305.000.000
d’Euros de vente des métaux qui seront produits. Ceci constitue un gain à rajouter aux
bénéfices environnementaux que procure le projet à la société entière. Le prix de vente des
métaux considéré ici est approximativement égal à la moyenne des prix de l’année 2011
appliqué par le LME pour les métaux de base et d’alliage (Ecomine, 2012).
Tableau VII.4 : Production et vente des métaux
Métal
Production
kg/h
t/an
t/10 ans
Zn
1756,52
14.544
145.440
Cu
130,68
1082
Cd
17,68
Co
4,21
Vente métaux (Euros)
1 an
10 ans
1600
23.270.400
232.704.000
10.820
5700
6.167.400
61.674.000
146,4
1464
2200
322.080
3.220.800
35
350
21.000
735.000
7.350.000
30.494.880
304.948.800
Total
189 Euros/t
Conclusions et Perspectives Technologiques et Environnementales
On peut constater dans le tableau VII.4 ci-dessus que le zinc rapporterait au moins environ 76
% de l’ensemble de la vente des métaux qui seront produits par ce projet. VII.2.2. Technique de digestion Le procédé de digestion est la deuxième alternative de gestion des rejets Ex – UZK
retenue. La durée d’exploitation du passif environnemental est fixée toujours à dix ans comme
dans le premier procédé. Les coûts à considérer sont les mêmes, c'est-à-dire ceux relatifs à la
consommation des réactifs et de l’énergie électrique.
VII.2.2.1. Réactifs utilisés et leurs consommations Dans ce scénario, un seul réactif a été utilisé, le H2SO4. Pour une alimentation de 1000
kg des rejets Ex–UZK, la consommation d’acide a été estimée à 158,19 kg de H2SO4 et celle
d’eau à 1654,86 kg. Le résidu produit, constituant le rejet final d’usine a été de 1692,97 kg
contenant des insolubles (Pb, Ag, SiO2) et des métaux suivis y compris le fer, dans des
concentrations consignées dans le tableau VI.12, chapitre VI. La décomposition thermique du
sulfate ferrique au grillage a produit 422,85 kg de SO2, qui ont servi indirectement à la
production de H2SO4 utile pour le procédé. La consommation et le coût total de l’acide utilisé
sont repris dans le tableau VII.5 ci-après.
Comme dans le premier procédé, la durée d’exploitation du gisement correspond à
82.800 heures de travail, soit un rythme de traitement des rejets de 11 t/h pour un
fonctionnement continu de l’usine. Un traitement de 1000 kg de rejets correspond donc à 0,09
heure soit 5 minutes 24 secondes.
Tableau VII.5 : Consommation et coûts des réactifs utilisés (Digestion)
Réactif
H2SO4, tonne
Prix
Euros
215
kg/h
1757,66
Tonnes par
Coûts (Euros) sur
1 an
10 ans
1 an
10 ans
14.553
145.530
3.128.895
31.288.950
3.128.895
31.288.950
Total (Euros)
On constate que le coût de la consommation d’acide peut être estimé à 32.000.000 d’Euros
sur dix années d’exploitation de ce passif environnemental.
190 Conclusions et Perspectives Technologiques et Environnementales
VII.2.2.2. Coûts de l’énergie électrique Dans ce projet, les postes qui consomment plus d’énergie électrique sont : le grillage
et l’électrolyse, auxquelles il faut ajouter les pompes. Comme dans le scénario 2, nous
supposons que la consommation de l’énergie électrique des autres postes qui consomment
moins d’énergie électrique représente environ 25 % de l’ensemble des postes qui consomment
plus d’énergie électrique. La décomposition thermique du sulfate ferrique selon la réaction
(VI.8), est une réaction endothermique, car son ∆H = + 202,71 kcal/mole à 1043 K (Barin, I.
and Knacke, O., 1973) ; l’apport de chaleur est donc nécessaire. A l’entrée du grillage, la
masse du sulfate ferrique est de 926,15 kg ; il faudrait donc porter cette masse de 25 à 770 °C
pour que cette décomposition thermique ait lieu dans le réacteur. On considère en outre que la
chaleur de refroidissement en sortie du four est utilisée pour chauffer les entrants inertes et
que les calories fournies par les produits sortant compensent les pertes, généralement estimées
à environ 50 %. Ainsi, on peut calculer la variation d’enthalpie du sulfate ferrique entre ces
deux températures :
∆HSulf = HSulf(1043) – HSulf(298) = + 64, 69 kcal/mole de Fe2(SO4)3
Soit : [(64,69 x 103) : (399,6)] kcal/kg = 161,88 kcal/kg de Fe2(SO4)3.
En considérant toute la masse de sulfate ferrique alimentée dans le réacteur, on trouve :
149.925,16 kcal ; ce qui correspond à :
[(149.925,16 x 103 x 4,1855) : (3.600.000)] kWh = 174,31 kWh
Et par heure de grillage : [(174,31) : (0,09)] kWh = 1936,77 kWh consommés. D’ici on
détermine la consommation d’énergie annuelle et sur dix années d’exploitation à ce poste de
grillage. La consommation d’énergie électrique à l’électrolyse du zinc est calculée de la même
façon que dans le scénario 2. En appliquant le même principe de calcul sur les pompes qu’au
scénario 2, à une solution de lixiviation (150 g/l de H2SO4 et de densité environ 1,095)
(Dobos, D., 1975), on trouve un volume maximum de solution à la sortie de la lixiviation de :
VL = (9679,80 kg) : (1,095 x 103 kg/m3) = 8,84 m3
191 Conclusions et Perspectives Technologiques et Environnementales
Ce qui correspond à un débit horaire de [(8,84 m3) : 0,09 h] = 98,22 m3/h et donc l’équivalent
d’à peu près 19,64 kWh. Tous les résultats de calcul sont consignés dans le tableau VII.6.
Tableau VII.6 : Coûts de l’énergie électrique relatifs à la production des métaux (Digestion)
Désignation
Consommation (MWh)
Euros/MWh
Coût de l’énergie (Euros)
an
10 ans
an
10 ans
16.037
160.370
801.850
8.018.500
48.850
488.500
2.442.500
24.425.000
Pompes
163
1.630
8.150
81.500
Autres postes
16.263
162.630
813.150
8.131.500
Total
81.313
813.130
4.065.650
40.656.500
Grillage
Electrolyse
50
On constate que le coût total de la consommation d’énergie électrique sur dix années
d’exploitation est estimé à environ 41.000.000 d’Euros. L’électrolyse demeure la section qui
consomme plus d’énergie électrique, soit au moins 60 % du coût de l’ensemble.
VII.2.2.3. Evaluation des bénéfices La vente des métaux produits dans ce projet pourra rapporter environ 382.000.000
d’Euros (tableau VII.7) sur dix années d’exploitation de ce passif environnemental ; ceci vient
s’ajouter aux bénéfices environnementaux du projet.
Tableau VII.7 : Production et vente des métaux (Digestion)
Métal
Production
kg/h
t/an
t/10 ans
Zn
1829,33
15.146,85
151.468,50
Cu
272,22
2.253,98
Cd
18,44
Co
4,33
Vente métaux (Euros)
1 an
10 ans
1600
24.234.960
242.349.600
22.539,80
5700
12.847.686
128.476.860
152,68
1526,80
2200
335.896
3.358.960
35,85
358,50
21.000
752.850
7.528.500
Total
381.713.920
192 Euros/t
Conclusions et Perspectives Technologiques et Environnementales
On constate dans le tableau VII.7 ci-dessus que le zinc produit rapporterait au moins 63 % de
la vente totale des métaux.
VII.2.3. Interprétation des résultats obtenus Deux procédés de traitement des rejets Ex – UZK à savoir : la lixiviation acide chaude
et la technique de digestion, ont été examinés dans ce chapitre, en ce qui concerne les coûts
des réactifs et de l’énergie électrique consommée. Le tableau VII.8 ci-après rassemble tous les
résultats obtenus.
Tableau VII.8 : Comparaison des coûts opératoires
Procédé
Désignation
1
2
Coûts (Euros)
Réactifs
– 77.500.000
– 32.000.000
Energie électrique
– 43.200.000
– 41.000.000
Total1
– 120.700.000
– 73.000.000
Bénéfices (Euros)
Ventes métaux
+ 305.000.000
+ 382.000.000
Total2
+ 305.000.000
+ 382.000.000
Bilan : Total2 + Total1
+ 184.300.000
+ 309.000.000
Avec : Procédé 1 : Lixiviation acide chaude
Procédé 2 : Digestion
On constate (tableau VII.8) que le procédé de digestion présente un bilan nettement
supérieur (+ 309.000.000 d’Euros) que celui de lixiviation acide chaude (+ 184.300.000
d’Euros). Cela peut s’expliquer d’une part, par le fait que le procédé de digestion récupère
tout le cuivre solubilisé alors que celui de lixiviation acide chaude perd la moitié du cuivre
solubilisé sous forme de précipité de sulfure de cuivre à l’étape de la réduction du fer et
d’autre part, par le fait que les coûts opératoires du procédé de lixiviation acide chaude est
environ une fois et demie au moins celui du procédé de digestion. En outre, il génère une
193 Conclusions et Perspectives Technologiques et Environnementales
masse importante de nouveaux résidus. Bien que le procédé de digestion présente des
avantages, il est encore au niveau de laboratoire. Il doit être approfondi dans des essais en
usine pilote pour son application industrielle.
Les résultats de la présente étude montrent que ces deux procédés peuvent être
proposés pour application dans le contexte de la R.D.C et pourront rapporter plus de bénéfices
si les meilleures conditions opératoires sont observées.
VII.3. Conclusions La filière de production de cuivre et de zinc à partir des minerais sulfurés de Kipushi a
produit, durant la phase d’exploitation, aussi bien des rejets liquides, gazeux que solides. Nos
recherches se sont focalisées uniquement sur les rejets solides, car ce sont eux qui constituent
l’existant actuellement présent sur trois des quatre sites de la filière étudiée. Le site de Likasi
qui ne dispose pas d’un passif environnemental issu du traitement métallurgique des minerais
de la filière cuivre – zinc, n’a servi que d’intermédiaire pour la production de l’acide
sulfurique utilisé dans toute l’entreprise. Ces différents rejets produits durant la période
d’exploitation étaient constitués des phases organiques et inorganiques. Au fil du temps, les
organiques présents dans les rejets liquides et/ou solides se sont transformés ou simplement
dégradés ; le temps nécessaire pour atteindre cette dégradation est l’un des paramètres
importants qui aurait dû être examiné, surtout pour les réactifs organiques utilisés en
flottation. Tous ces réactifs ont eu sûrement des impacts négatifs dans l’environnement d’une
manière directe ou indirecte. Quant aux inorganiques, outre les métaux de base qui ont retenu
notre attention particulière, ils sont présents dans les rejets solides et peuvent faire l’objet de
plusieurs études. On note dans la catégorie des polluants métalliques, présents pour la plupart
des cas sous forme d’éléments traces métalliques (ETM), la présence de certains métaux
stratégiques comme (Ge, Ga,....) et des précieux (Ag, Au,....), qui peuvent faire l’objet
d’études de valorisation dans le futur sur des nouveaux rejets qui seront produits.
D’une manière générale, on peut noter que la filière cuivre – zinc a occasionné de
multiples enjeux environnementaux sur tous les sites lors de la phase d’exploitation et
particulièrement par le stockage des rejets solides sur trois des quatre sites de la filière. Le
stockage des rejets de lixiviation acide à l’Ex – UZK est potentiellement plus dangereux que
194 Conclusions et Perspectives Technologiques et Environnementales
celui des rejets de concentration et/ou des scories de fusion pour matte de cuivre, au regard
des résultats des tests de conformité de mise en décharge, obtenus conformément à la
directive européenne 2003/33/CE.
La modélisation a permis de discuter et de comparer deux scénarios de traitement
(lixiviation acide chaude et digestion) avec des chiffres proches de la réalité industrielle, avec
bien entendu plusieurs hypothèses simplificatrices formulées allant entre autres du choix des
métaux de base suivis dans notre étude, en passant par les différents rendements de
lixiviation, de décantation, de filtration et d’électrolyse, sans oublier celui de sulfatation et de
décomposition thermique du sulfate ferrique en hématite. D’autre part, la fraction soluble des
éléments considérés, pourrait être étendue aussi à d’autres éléments métalliques présents dans
la charge et détectés dans les solutions de lixiviation ; c’est notamment le cas du manganèse et
du magnésium. Tout ceci ouvre des voies d’investigations ultérieures. De la même façon, le
comportement des éléments à la sulfatation et lors de la décomposition thermique pourrait
être étudié séparément, car chaque élément présente un comportement particulier à chaque
opération, même si certains adoptent des comportements similaires ou proches d’autres.
Des voies d’amélioration des deux scénarios proposés restent ouvertes avant d’envisager une
quelconque simulation et/ou toute tentative d’application des logiciels spécialisés dans le
calcul de bilan matière et d’énergie.
Dans la comparaison des coûts opératoires de deux procédés de traitement
métallurgique proposés (lixiviation acide chaude et digestion), l’étude pourrait être étendue à
d’autres coûts non spécifiés ici, c’est notamment le cas de la main d’œuvre, des équipements
de dépollution installés, etc.
La stabilité physique des ouvrages de retenue (en l’occurrence les digues) constitue
une autre voie de recherche à explorer pour lutter contre les effondrements de ce genre
d’ouvrages ; d’autre part, leur construction doit passer par le respect des techniques nouvelles
pouvant assurer une protection sur le long terme ; ces deux points constituent une autre
dimension à ne pas négliger surtout dans le contexte de la République Démocratique du
Congo où le code minier peine encore à être appliqué.
195 Conclusions et Perspectives Technologiques et Environnementales
La stabilité chimique des rejets de l’Ex – UZK est aussi une voie à explorer car ces
rejets peuvent toujours présenter des risques potentiels de drainage minier ; des études
statiques et dynamiques combinées peuvent faire l’objet d’investigations poussées pour nous
orienter et ouvrir ainsi des voies pour lutter contre ce phénomène.
Dans tous les cas, l’intervention de l’état congolais reste indispensable pour appuyer
ce genre des projets qui touchent directement à la vie sociétale et/ou de toute une
communauté ; il n’est pas non plus exclus que des organismes internationaux qui soutiennent
des projets de lutte contre la pollution interviennent en appui à l’action de l’état congolais.
VII.3.1. Données manquantes Il est important de signaler ici les difficultés rencontrées au cours de nos recherches
pour récolter un certain nombre d’informations sur le plan environnemental en rapport avec le
site de l’Ex – UZK retenu pour l’application des procédés de retraitement des rejets.
En effet, on signale ici une absence totale des données environnementales en rapport avec :
•
le degré de pollution de la rivière Musonoi avoisinante, c'est-à-dire aucune donnée
chiffrée sur la flore et la faune aquatiques n’est disponible à ce jour et encore moins
sur les implications directes et/ou indirectes que cela peut avoir sur toute la chaine
alimentaire,
•
la santé des travailleurs de l’usine et/ou des riverains, et donc aucune précision sur
l’existence des statistiques médicales (actuelles ou anciennes) sur les maladies
pulmonaires et/ou oculaires, ou autres en rapport avec la pollution par les métaux,
•
la flore des voisinages des bassins des rejets Ex – UZK ; aucune information
environnementale sur la dégradation des plantes ou même le degré d’évolution de la
dégradation s’il y a eu lieu,
• la quantification des poussières transportées, que ce soit pendant la saison sèche
(érosion éolienne) ou durant la saison des pluies (ruissellement des eaux de pluies à
travers les brèches occasionnées par l’effondrement d’une partie d’ouvrages de
retenue).
Face à cette situation, on peut vite se rendre compte de l’impossibilité dans
laquelle nous nous sommes trouvé pour mener à bien une étude digne d’impacts sur
196 Conclusions et Perspectives Technologiques et Environnementales
l’environnement causé par le traitement des minerais sulfurés cuivre – zinc sur ce site minier.
Néanmoins cette étude ouvre beaucoup de perspectives tant sur le plan économique
qu’environnemental.
VII.4. Perspectives Suite aux difficultés rencontrées au cours de nos recherches et comme cela a été bien
évoqué dans les conclusions, plusieurs perspectives environnementales restent ouvertes,
notamment pour la quantification des poussières, des études focalisées sur les mesures des
poussières autour du site de l’Ex – UZK peuvent être menées en utilisant des techniques
appropriées genre mesures à la jauge OWEN ou NILU qui sont déjà normalisées avec, bien
entendu, un suivi en laboratoire. Cela peut être fait de même pour la mesure de la pollution de
la rivière Musonoi qui longe les bassins à rejets ; tout ceci dans le but de tenter de rassembler
dans un premier temps, les connaissances des paramètres de l’environnement autour du site de
l’Ex – UZK.
Nous préconisons que toutes les études ultérieures qui visent la mise en évidence des
questions environnementales sur le site de l’Ex – UZK, soient menées dans l’esprit de la
directive IPPC, qui se justifie même dans le contexte de la R.D.C, car les objectifs poursuivis
par celle-ci prévoit les mesures visant à éviter et, lorsque cela s’avère impossible, à réduire les
émissions des activités susvisées dans l’air, l’eau et le sol, y compris les mesures concernant
les déchets, afin d’atteindre un niveau élevé de protection de l’environnement considéré dans
son ensemble (J.O., UE, 2008). Ces mesures concernent essentiellement la prévention et la
réduction intégrée des pollutions en provenance des activités ci – après :
• Industries d’activités énergétiques,
• Production et transformation des métaux, notamment les installations de grillage et/ou
frittage de minerais métalliques, y compris de minerais sulfurés, etc.,
• Industries minérales,
• Industrie chimique,
• Gestion des déchets et autres activités.
Un autre aspect important à prendre en compte est celui de l’évaluation des incidences
sur l’environnement d’un projet dans le domaine minier. En s’inspirant du projet de fonderie
197 Conclusions et Perspectives Technologiques et Environnementales
de la Direction Générale des Ressources Naturelles et de l’Environnement (DGRNE, Région
Wallonne), il est possible, bien évidemment après avoir réuni le maximum d’informations
environnementales possibles, de suivre la méthodologie proposée dans ce projet pour tenter
de faire une étude de ce genre dans un contexte comme celui de l’Ex – UZK, si tous les
acteurs ayant une parcelle de pouvoir s’y impliquent. Il faut tout de même noter que comme
préalable à une éventuelle autorisation, l’évaluation environnementale est un processus qui
vise la prise en compte des incidences d’un projet sur l’environnement tout au long des phases
de réalisation dudit projet depuis sa conception jusqu’au réaménagement éventuel du site en
passant par l’exploitation. En tant qu’instrument, l’étude d’incidences permet de mettre en
évidence l’ensemble des incidences probables ou prévisibles, subjectives ou objectives,
directes ou indirectes, réversibles ou permanentes, qui résultent d’un effet objectif causé par
une action et ce à court, moyen et long terme. La méthodologie utilisée dans ce projet pour
l’identification des incidences du projet est basée sur la méthode matricielle développée par la
fondation universitaire du Luxembourg (F.U.L, 1996). Cette méthodologie permet de mettre
en relation les hypothèses d’action du projet sur le milieu récepteur exprimées dans les
colonnes, ou abscisse, avec les éléments biophysiques et humains constitutifs du milieu
récepteur consignés dans les lignes, ou ordonnée, de la matrice.
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215 Références Bibliographiques
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Xuân-Mi, T.M., 2009, Modélisation en génie des procédés, Techniques de l’ingénieur. J1021.
216 Annexes 1
Annexes 1.1 : Tableau A.1.1 : Techniques de traitement des effluents des DMA
Méthode
Procédé
Traitements actifs
Ajustement du pH
Neutralisation
Précipitation des métaux par des réactifs sulfurés
Précipitation
Précipitation du fer par le phosphate
Piégeage des sulfates
Bioprécipitation
Bactéries Sulfato – Réductrices (BSR)
Adsorption sur des argiles ou leurs dérivés
Echange d’ions
Adsorption sur résine
Echange d’ions en phase liquide
Inertage
Micro - encapsulation
Electrolyse
Procédés électriques
Electrocoagulation
Traitements passifs
Canal de calcaire ouvert
Drain anoxique30 calcaire
Ajustement du pH
Bassin de calcaire
Lit de calcaire fluidisé31
Wetland32 anaérobie
Wetland aérobie
Bioréacteur BSR33
Film de micro - algues
Marais épurateurs et dérivés
Procédé Pyrolusite34
Réacteur à flux vertical
Phytoremédiation
Biosorption
Barrières chimiques
Barrières réactives souterraines
Barrières biologiques
30
Absence d’oxygène dans un drain enterré dans lequel l’effluent acide s’écoule en présence de gravier grossier
de calcaire ; ceci minimise la précipitation des hydroxydes dans le canal et sur les particules de calcite, ce qui
évite le colmatage.
31
L’effluent s’écoule dans un lit de calcaire qui est fluidisé par le flux acide lui-même. En agitant les particules
de calcaire, celui-ci évite leur enrobage par les précipités d’hydroxydes de fer.
32
Correspond à une tourbière, c’est-à-dire un terrain acide constitué de matière organique en décomposition et
où règnent des conditions réductrices.
33
Bactéries Sulfato- Réductrices
34
Procédé dédié aux effluents contenant de fortes teneurs de manganèse. Il associe l’alcalinisation de l’effluent
par le calcaire à un phénomène biologique ; il conduit à la formation d’oxyde de manganèse appelé pyrolusite.
217 Annexes 1
Annexes 1.2 : Tableau A.1.2 : Techniques préventives et curatives appliquées à la source des
DMA
Méthode
Techniques
Maîtrise des écoulements
Méthodes Minières
Retrait de la pyrite des déchets miniers
Gestion des zones de stockage
Ennoiement de la mine
Couverture d’eau
Couverture de sol
Confinement
Couverture organique
Couverture multicouche
Confinement au moyen de géotextiles
Interception de l’oxygène dissous
Ajout de neutralisant
Ajout de phosphate
Ajout de produits inertant
Ajout de manganèse
Inhibition bactérienne
Ajout de mélanges
Méthode biologique
Biolixiviation accélérée
218 Annexes 2
Annexes 2.1 : Figure A.2.1 : Schéma du protocole expérimental selon la norme EN 12457 - 1
Obtenir un échantillon
pour laboratoire d’au
moins 2 kg (*)
Non
Sécher l’échantillon à l’air à une
température n’excédant pas 40°C
95% (masse) de
l’échantillon < 4 mm ?
Tamiser avec un filtre de 4 mm et
conserver la fraction < 4mm
Retirer les éléments non concassables (par exemple les
éléments métalliques) de la fraction de taille
supérieure et noter le poids en %
Oui
Concasser la fraction de taille supérieure jusqu’à ce qu’elle
soit < 4 mm et la mélanger à la fraction < 4 mm mise de
côté, pour constituer l’échantillon pour essai
Sécher au four une prise d’essai à
105°C ± 5°C selon l’ISO 11465,
ou, pour les boues, selon l’EN
12880. Eliminer cette prise d’essai
et calculer le taux d’humidité
Non
Oui
(*) Plus de 2kg sont
nécessaires si des
matériaux non
concassables sont
présents en pourcentage
élevé ou si une série
d’essais doit être réalisée
Consulter les analystes au sujet du volume minimal d’éluat
nécessaire pour l’analyse en tenant compte des paramètres
requis et des seuils de détection
Calculer la masse MH de la prise d’essai et le volume L de lixiviat
nécessaire pour obtenir un rapport liquide-solide de 2l/kg ± 2%, en
tenant compte du taux d’humidité de l’échantillon pour essai et en
s’assurant qu’une quantité suffisante d’éluat sera disponible
Préparer une prise d’essai de masse MH
1
219 Le taux d’humidité
est-il connu ?
Annexes 2
Annexes 2.2 : Figure A.2.2 : Suite du protocole expérimental selon la norme EN 12457 - 1
1
Réaliser un essai à blanc :
soumettre un volume de lixiviant
d’’un litre à toute la procédure (à
l’exception de l’étape de
fragmentation et de l’étape de
division, mais y compris l’étape
d’analyse de l’éluat
Non
Essai à blanc déjà
réalisé ?
Oui
Ajouter le volume de lixiviant calculé (L) dans
le flacon pour réaliser un rapport liquide-solide
de 2 l/kg ± 2%
Introduire la prise d’essai préparée
(masse M < 4 mm) dans le flacon
Boucher le flacon et agiter pendant 24 h ± 0,5 h
Laisser décanter les solides en
suspension (15 ± 5 min)
Mesurer le pH, la température et la conductivité
électrique (mS/m) de l’éluat (et en option le
potentiel redox en mV)
Filtrer l’éluat (0,45 μm)
Diviser l’éluat filtré en un nombre approprié de sous échantillons et les stocker selon EN ISO 5667 - 3
Soumettre les éluats, les blancs pour essai
et les échantillons de lixiviant aux
analyses avec une chaine de sécurité et
des formulaires de demande d’analyse
Calculer les résultats en mg/kg (mg
lixiviés par kg de matière sèche)
Etablir un rapport d’essai
220 Annexes 3
Annexes 3. Techniques Analytiques A.3.1. Détermination du Taux de matière sèche et d’humidité Pour déterminer le taux de matière sèche et d’humidité de nos échantillons des rejets
de concentrateur de Kipushi, des scories des UL et des rejets Ex–UZK, une masse connue de
ces échantillons a été prélevée et placée dans une étuve réglée à 105 °C ± 5 °C pendant 24 h.
Le taux de matière sèche TS et d’humidité TH ont ensuite été calculés sur base des formules
proposées dans la norme EN 12457 – 1.
TS = 100.(MS/MH)
TH = 100.(MH – MS)/MS
où MH et MS représentent respectivement la masse de la prise d’essai non séchée (kg) et la
masse de la prise d’essai séchée (kg) :
A.3.2. Mesure de la densité Les mesures de la densité faites sur nos échantillons ont été réalisées à l’aide d’un
ultra pycnomètre de marque Micrometrics. Chaque échantillon a été mesuré au moins quatre
fois et l’intervalle de confiance calculé avec un niveau de confiance 0,95.
A.3.3. Mesure de la surface spécifique Les mesures de la surface spécifique faites sur nos échantillons ont été réalisées en
suivant la méthode développée par Brunauer Emett et Teller (BET), basée sur l’absorption
isotherme en multicouches de gaz, en utilisant un appareil de marque Micrometrics de type
Flow Sorb II 2300.
A.3.4. Mesure de la granulométrie Les mesures de granulométrie de nos échantillons ont été faites d’abord à l’aide d’un
tamiseur de marque Retsch GmbH et Co. KG 42781 Haan et ensuite au granulomètre à
221 Annexes 3
faisceau laser Mastersizer S 2000 de Marven Instruments sur une suspension de la poudre des
rejets de Kipushi, des scories et des rejets Ex – UZK.
A.3.5. Mesure de pH Les mesures de pH des lixiviats obtenus ont été faites à l’aide d’un pH-mètre de
marque PHM 210 Metalab Radiometer.
A.3.6. Mesure de la conductivité électrique La conductivité des lixiviats obtenus a été mesurée à l’aide d’un conductimètre de type
CD 810 (Tacussel), calibré avec une solution de KCl (0,1M).
A.3.7. Fluorescence des rayons X Les analyses chimiques des nos échantillons ont été faites par fluorescence des rayons
X à l’aide d’un appareil de marque Siemens SRS 3000, comportant une source de Be et une
anticathode de Rh. Un logiciel SEMIQUANT compris dans l’ensemble Spectra Plus est
utilisé pour l’analyse des spectres, spécialement pour les analyses semi quantitatives. Le
cristal analyseur est de type « OVO 55 » et convient plus pour les éléments plus lourds que
l’azote. Le spectre des rayons X émis par la matière est caractéristique de la composition de
l’échantillon. Les échantillons préalablement broyés sont pastillés sur une couche d’acide
borique (H3BO3) pour faciliter une meilleure tenue dans l’appareil d’analyse. Cette méthode
fournit en une seule analyse l’estimation de la majorité des éléments à analyser.
A.3.8. Diffraction des rayons X Les analyses minéralogiques des nos échantillons ont été effectuées par diffraction des
rayons X à l’aide d’un diffractomètre Siemens D500 à anticathode de cuivre (λKα = 1,5406
Å). Ce dernier est couplé à un micro-ordinateur qui permet un pilotage automatique de la
rotation du goniomètre ainsi que l’acquisition et le traitement des données. Les échantillons
des rejets de Kipushi et de l’Ex – UZK et des scories, sont broyés au préalable avant leur
dépôt sur des pastilles préparées à cet effet. Ils sont irradiés par les rayons X, les faisceaux
diffractés sont détectés lorsque la loi de Bragg est vérifiée. L’identification du spectre de
diffraction obtenu permet d’identifier les phases cristallines présentes.
222 Annexes 3
A.3.9. Spectroscopie d’émission atomique à plasma inductif Les analyses chimiques de nos lixiviats ont été faites par spectroscopie d’émission
atomique à plasma inductif. L’appareil utilisé est un VISTA MPX CCD Simultaneous de
marque Varian doté d’un logiciel ICP Expert qui permet de mesurer simultanément
l’ensemble des photons émis aux différentes longueurs d’ondes par relaxation des éléments
excités ou ionisés. Les échantillons liquides sont nébulisés sous un flux d’argon qui les
transporte au cœur de la torche à plasma afin d’atomiser les éléments à analyser présents. Les
courbes d’étalonnage ont été effectuées à l’aide de quatre étalons.
223 Annexes 4
Annexes 4.1 : Tableau A.4.1 : Résultats d’analyses chimiques des rejets de flottation de
Kipushi par Fluorescence des rayons X
Compound Formula
nZ
Concentration
Prepared Elt.
Weight%
Weight%
Stat. Dev. 1
Depth 1
SiO2
14
39,19
18,32
Si KA1-HR-Min
0,14
10 um
CaO
20
19,08
13,64
Ca KA1-HR-Min
0,052
47 um
MgO
12
12,8
7,71
Mg KA1-HR-Min
0,088
5.9 um
Al2O3
13
10,4
5,48
Al KA1-HR-Min
0,077
7.7 um
Fe2O3
26
6,525
4,564
Fe KA1-HR-Min
0,024
0.14 mm
SO3
16
4,78
1,92
S KA1-HR-Min
0,044
14 um
ZnO
30
2,871
2,306
Zn KA1-HR-Min
0,0096
0.25 mm
K2O
19
1,89
1,57
K KA1-HR-Min
0,016
37 um
CuO
29
0,765
0,611
Cu KA1-HR-Min
0,0054
0.21 mm
TiO2
22
0,485
0,29
Ti KA1-HR-Min
0,0089
52 um
P2O5
15
0,286
0,125
P KA1-HR-Min
0,015
10.0 um
Na2O
11
0,283
0,21
Na KA1-HR-Min
0,011
3.8 um
As2O3
33
0,155
0,118
As KB1-HR-Min
0,0056
0.51 mm
PbO
82
0,141
0,13
Pb LB1-HR-Min
0,0025
0.62 mm
MnO
25
0,116
0,0895
Mn KA1-HR-Min
0,0041
0.11 mm
BaO
56
0,092
0,082
Ba LA1-HR-Min
0,007
51 um
Cl
17
0,03
0,03
Cl KA1-HR-Min
0,0029
19 um
CdO
48
0,03
0,026
Cd KA1-HR-Min
0,003
3.5 mm
V2O5
23
0,025
0,014
V KA1-HR-Min
0,0029
68 um
CoO
27
0,017
0,013
Co KA1-HR-Min
0,0017
0.17 mm
Cr2O3
24
0,014
0,0098
Cr KA1-HR-Min
0,0018
85 um
ZrO2
40
0,0126
0,00934
Zr KA1-HR-Min
0,00052
1.2 mm
SrO
38
0,0102
0,00865
Sr KA1-HR-Min
0,00058
0.85 mm
GeO2
32
0,0077
0,0054
Ge KA1-HR-Min
0,0011
0.32 mm
NiO
28
0,0075
0,0059
Ni KA1-HR-Min
0,0013
0.17 mm
MoO3
42
0,0065
0,0043
Mo KA1-HR-Min
0,00062
1.6 mm
Ga2O3
31
0,0052
0,0038
Ga KA1-HR-Min
0,00097
0.30 mm
Rb2O
37
0,005
0,0046
Rb KA1-HR-Min
0,00047
0.73 mm
Y2O3
39
0,0029
0,0023
Y KA1-HR-Min
0,00036
1.00 mm
Total weight %
100,0
224 Line 1
Annexes 4
Annexes 4.2 : Tableau A.4.2 : Résultats d’analyses chimiques des scories des Usines de
Lubumbashi par Fluorescence des rayons X
Compound Formula
nZ
Concentration
Prepared Elt.
Line 1
Stat. Dev. 1
Depth 1
SiO2
14
31,28
14,62
Si KA1-HR-Min
0,14
4.3 um
Fe2O3
26
29,31
20,5
Fe KA1-HR-Min
0,056
80 um
CaO
20
11,28
8,062
Ca KA1-HR-Min
0,041
24 um
ZnO
30
8,151
6,549
Zn KA1-HR-Min
0,023
77 um
Al2O3
13
6,04
3,19
Al KA1-HR-Min
0,068
3.0 um
MgO
12
5,67
3,42
Mg KA1-HR-Min
0,074
2.0 um
CoO
27
2,907
2,286
Co KA1-HR-Min
0,015
99 um
CuO
29
1,3
1,04
Cu KA1-HR-Min
0,01
63 um
K2O
19
0,904
0,75
K KA1-HR-Min
0,012
18 um
PbO
82
0,828
0,769
Pb LB1-HR-Min
0,0078
0.17 mm
SO3
16
0,777
0,311
S KA1-HR-Min
0,019
6.9 um
P2O5
15
0,582
0,254
P KA1-HR-Min
0,023
4.8 um
TiO2
22
0,527
0,316
Ti KA1-HR-Min
0,0089
31 um
MnO
25
0,0901
0,0697
Mn KA1-HR-Min
0,004
63 um
NiO
28
0,0745
0,0585
Ni KA1-HR-Min
0,0034
55 um
Cr2O3
24
0,05
0,034
Cr KA1-HR-Min
0,0032
50 um
MoO3
42
0,0467
0,0311
Mo KA1-HR-Min
0,0013
0.42 mm
BaO
56
0,042
0,037
Ba LA1-HR-Min
0,0058
30 um
V2O5
23
0,023
0,013
V KA1-HR-Min
0,0029
40 um
ZrO2
40
0,0184
0,0136
Zr KA1-HR-Min
0,00079
0.31 mm
SrO
38
0,0179
0,0152
Sr KA1-HR-Min
0,00098
0.23 mm
Lu2O3
71
0,0176
0,0155
Lu LA1-HR-Min
0,00027
59 um
GeO2
32
0,014
0,0096
Ge KA1-HR-Min
0,0019
87 um
Ga2O3
31
0,011
0,008
Ga KA1-HR-Min
0,0017
90 um
Total weight %
100,0
225 Annexes 4
Annexes 4.3 : Tableau A.4.3 : Résultats d’analyses chimiques des rejets Ex–UZK (Bassin 1)
par Fluorescence des rayons X
Compound Formula
nZ
Concentration
Prepared Elt.
Line 1
Stat. Dev. 1
Depth 1
Fe2O3
26
41,24
28,84
Fe KA1-HR-Min
0,064
51 um
ZnO
30
17,86
14,35
Zn KA1-HR-Min
0,034
44 um
SiO2
14
14,9
6,96
Si KA1-HR-Min
0,097
2.4 um
SO3
16
10,6
4,26
S KA1-HR-Min
0,066
4.5 um
PbO
82
6,318
5,865
Pb LB1-HR-Min
0,024
78 um
CuO
29
3,796
3,033
Cu KA1-HR-Min
0,017
36 um
Al2O3
13
2,01
1,06
Al KA1-HR-Min
0,04
1.6 um
As2O3
33
1,37
1,04
As KB1-HR-Min
0,022
66 um
P2O5
15
0,445
0,194
P KA1-HR-Min
0,019
3.1 um
K2O
19
0,375
0,311
K KA1-HR-Min
0,0075
9.6 um
BaO
56
0,285
0,255
Ba LA1-HR-Min
0,011
19 um
CdO
48
0,151
0,133
Cd KA1-HR-Min
0,0088
0.35 mm
Ga2O3
31
0,129
0,0959
Ga KA1-HR-Min
0,0034
49 um
TiO2
22
0,116
0,0697
Ti KA1-HR-Min
0,0043
20 um
MnO
25
0,0888
0,0688
Mn KA1-HR-Min
0,0041
41 um
CaO
20
0,0803
0,0574
Ca KA1-HR-Min
0,0038
12 um
GeO2
32
0,0697
0,0484
Ge KA1-HR-Min
0,0034
41 um
MoO3
42
0,045
0,03
Mo KA1-HR-Min
0,0041
0.16 mm
Cr2O3
24
0,023
0,016
Cr KA1-HR-Min
0,0024
33 um
Rh
45
0,023
0,023
Rh KA1-HR-Min
0,0049
0.24 mm
V2O5
23
0,017
0,0096
V KA1-HR-Min
0,003
26 um
SrO
38
0,014
0,012
Sr KA1-HR-Min
0,0013
92 um
Total weight %
100,0
226 Annexes 4
Annexes 4.4 : Tableau A.4.4 : Résultats d’analyses chimiques des rejets Ex–UZK (Bassin 2)
par Fluorescence des rayons X
Compound Formula
nZ
Concentration
Prepared Elt.
Line 1
Stat. Dev. 1
Depth 1
Fe2O3
26
34,68
24,26
Fe KA1-HR-Min
0,056
59 um
SiO2
14
20,04
9,367
Si KA1-HR-Min
0,11
2.9 um
ZnO
30
16,92
13,59
Zn KA1-HR-Min
0,031
55 um
SO3
16
12,78
5,119
S KA1-HR-Min
0,072
5.1 um
PbO
82
4,674
4,339
Pb LB1-HR-Min
0,019
97 um
CuO
29
3,59
2,868
Cu KA1-HR-Min
0,016
46 um
Al2O3
13
3,07
1,63
Al KA1-HR-Min
0,048
1.9 um
CaO
20
1,32
0,941
Ca KA1-HR-Min
0,014
14 um
As2O3
33
1,19
0,905
As KB1-HR-Min
0,019
82 um
P2O5
15
0,43
0,188
P KA1-HR-Min
0,019
3.6 um
K2O
19
0,382
0,317
K KA1-HR-Min
0,0074
11 um
BaO
56
0,235
0,21
Ba LA1-HR-Min
0,01
22 um
TiO2
22
0,18
0,108
Ti KA1-HR-Min
0,0051
23 um
CdO
48
0,137
0,12
Cd KA1-HR-Min
0,0078
0.46 mm
MnO
25
0,11
0,086
Mn KA1-HR-Min
0,01
47 um
Ga2O3
31
0,0804
0,0598
Ga KA1-HR-Min
0,0028
61 um
GeO2
32
0,042
0,029
Ge KA1-HR-Min
0,0027
51 um
MoO3
42
0,0402
0,0268
Mo KA1-HR-Min
0,0014
0.21 mm
Cr2O3
24
0,029
0,02
Cr KA1-HR-Min
0,0025
38 um
SrO
38
0,02
0,017
Sr KA1-HR-Min
0,0012
0.12 mm
V2O5
23
0,015
0,0086
V KA1-HR-Min
0,0028
30 um
Cl
17
0,012
0,012
Cl KA1-HR-Min
0,0022
6.0 um
ZrO2
40
0,0032
0,00237
Zr KA1-HR-Min
0,00017
0.16 mm
Total weight %
100,0
227 Annexes 4
Annexes 4.5 : Tableau A.4.5 : Résultats d’analyses chimiques des rejets Ex–UZK (Bassin 3)
par Fluorescence des rayons X
Compound Formula
nZ
Concentration
Prepared Elt.
Line 1
Stat. Dev. 1
Depth 1
Fe2O3
26
38,21
26,73
Fe KA1-HR-Min
0,057
65 um
ZnO
30
24,06
19,33
Zn KA1-HR-Min
0,038
53 um
SiO2
14
16,8
7,85
Si KA1-HR-Min
0,1
2.6 um
SO3
16
10,6
4,23
S KA1-HR-Min
0,065
4.8 um
CuO
29
2,953
2,359
Cu KA1-HR-Min
0,015
43 um
Al2O3
13
2,3
1,22
Al KA1-HR-Min
0,042
1.7 um
CaO
20
2,01
1,44
Ca KA1-HR-Min
0,016
15 um
PbO
82
0,98
0,91
Pb LB1-HR-Min
0,0095
85 um
As2O3
33
0,542
0,411
As KB1-HR-Min
0,015
70 um
MnO
25
0,431
0,334
Mn KA1-HR-Min
0,007
52 um
K2O
19
0,255
0,211
K KA1-HR-Min
0,0056
12 um
CdO
48
0,227
0,199
Cd KA1-HR-Min
0,0093
0.46 mm
P2O5
15
0,22
0,097
P KA1-HR-Min
0,014
3.3 um
TiO2
22
0,144
0,0863
Ti KA1-HR-Min
0,0043
25 um
BaO
56
0,12
0,11
Ba LA1-HR-Min
0,0077
24 um
CoO
27
0,059
0,0464
Co KA1-HR-Min
0,0028
79 um
Ga2O3
31
0,0486
0,0362
Ga KA1-HR-Min
0,0025
59 um
GeO2
32
0,021
0,015
Ge KA1-HR-Min
0,0026
44 um
Cr2O3
24
0,021
0,014
Cr KA1-HR-Min
0,0021
41 um
MoO3
42
0,017
0,011
Mo KA1-HR-Min
0,0012
0.21 mm
V2O5
23
0,016
0,0087
V KA1-HR-Min
0,0026
32 um
SrO
38
0,014
0,011
Sr KA1-HR-Min
0,001
0.11 mm
ZrO2
40
0,0029
0,0021
Zr KA1-HR-Min
0,0003
0.15 mm
Total weight %
100
228 Annexes 4
Annexes 4.6 : Tableau A.4.6 : Résultats d’analyses chimiques des rejets Ex–UZK (Bassin 4)
par Fluorescence des rayons X
Compound Formula
nZ
Concentration
Prepared Elt.
Line 1
Stat. Dev. 1
Depth 1
Fe2O3
26
33,94
23,74
Fe KA1-HR-Min
0,054
73 um
ZnO
30
20,8
16,71
Zn KA1-HR-Min
0,034
66 um
SiO2
14
18,11
8,464
Si KA1-HR-Min
0,1
3.3 um
SO3
16
15,36
6,152
S KA1-HR-Min
0,076
6.0 um
CaO
20
3,32
2,37
Ca KA1-HR-Min
0,021
18 um
CuO
29
2,756
2,202
Cu KA1-HR-Min
0,014
54 um
Al2O3
13
2,19
1,16
Al KA1-HR-Min
0,039
2.2 um
PbO
82
1,39
1,29
Pb LB1-HR-Min
0,011
0.11 mm
As2O3
33
0,564
0,427
As KB1-HR-Min
0,014
90 um
K2O
19
0,351
0,292
K KA1-HR-Min
0,0067
14 um
MnO
25
0,307
0,237
Mn KA1-HR-Min
0,006
58 um
P2O5
15
0,2
0,089
P KA1-HR-Min
0,013
4.1 um
CdO
48
0,193
0,169
Cd KA1-HR-Min
0,0082
0.58 mm
TiO2
22
0,156
0,0932
Ti KA1-HR-Min
0,0046
28 um
BaO
56
0,141
0,127
Ba LA1-HR-Min
0,0082
27 um
Ga2O3
31
0,0547
0,0407
Ga KA1-HR-Min
0,0024
74 um
CoO
27
0,0526
0,0414
Co KA1-HR-Min
0,0027
90 um
MoO3
42
0,0234
0,0156
Mo KA1-HR-Min
0,0012
0.26 mm
Cr2O3
24
0,021
0,015
Cr KA1-HR-Min
0,0021
46 um
GeO2
32
0,02
0,014
Ge KA1-HR-Min
0,0023
57 um
SrO
38
0,017
0,014
Sr KA1-HR-Min
0,001
0.15 mm
V2O5
23
0,015
0,0081
V KA1-HR-Min
0,0026
36 um
Cl
17
0,01
0,01
Cl KA1-HR-Min
0,0022
7.2 um
ZrO2
40
0,0028
0,002
Zr KA1-HR-Min
0,00022
0.20 mm
Total weight %
100,0
229 Annexes 4
Annexes 4.7 : Tableau A.4.7 : Résultats d’analyses chimiques des rejets Ex–UZK (Bassin 5)
par Fluorescence des rayons X
Compound Formula
nZ
Concentration
Prepared Elt.
Line 1
Stat. Dev. 1
Depth 1
Fe2O3
26
40,35
28,22
Fe KA1-HR-Min
0,06
63 um
ZnO
30
24,81
19,93
Zn KA1-HR-Min
0,039
50 um
SiO2
14
16,7
7,83
Si KA1-HR-Min
0,1
2.5 um
SO3
16
7,44
2,98
S KA1-HR-Min
0,055
4.6 um
CuO
29
2,787
2,226
Cu KA1-HR-Min
0,015
41 um
Al2O3
13
2,27
1,2
Al KA1-HR-Min
0,043
1.6 um
CaO
20
1,75
1,25
Ca KA1-HR-Min
0,015
15 um
PbO
82
1,51
1,4
Pb LB1-HR-Min
0,012
80 um
As2O3
33
0,711
0,539
As KB1-HR-Min
0,016
66 um
MnO
25
0,36
0,278
Mn KA1-HR-Min
0,0066
50 um
P2O5
15
0,356
0,155
P KA1-HR-Min
0,017
3.2 um
K2O
19
0,198
0,164
K KA1-HR-Min
0,005
11 um
CdO
48
0,196
0,172
Cd KA1-HR-Min
0,0092
0.43 mm
TiO2
22
0,151
0,0906
Ti KA1-HR-Min
0,0045
24 um
BaO
56
0,14
0,13
Ba LA1-HR-Min
0,0085
24 um
Ga2O3
31
0,0586
0,0436
Ga KA1-HR-Min
0,0026
56 um
CoO
27
0,0562
0,0442
Co KA1-HR-Min
0,0028
77 um
GeO2
32
0,028
0,02
Ge KA1-HR-Min
0,0028
42 um
MoO3
42
0,018
0,012
Mo KA1-HR-Min
0,0013
0.19 mm
Cr2O3
24
0,015
0,01
Cr KA1-HR-Min
0,0019
40 um
V2O5
23
0,013
0,0071
V KA1-HR-Min
0,0026
31 um
Cl
17
0,012
0,012
Cl KA1-HR-Min
0,0023
6.0 um
SrO
38
0,0073
0,0061
Sr KA1-HR-Min
0,001
0.11 mm
ZrO2
40
0,004
0,003
Zr KA1-HR-Min
0,00038
0.14 mm
Total weight %
100
230 Annexes 5
Annexes 5.1 : Tableau A.5.1 : Différents tests pris en compte pour la caractérisation des déchets
Pays
Test de lixiviation
Domaine d’application
Principe de fonctionnement
Résultats
Europe et France
Acid/Base
Neutralisation capacity
N148
Evaluation des déchets
massifs et granulaires
Test Batch Dynamique L/S = 10,
Lixiviant : eau déminéralisée
avec ajout d’acide et/ou de base
Capacité de neutralisation
acid/base en méq/g,
Solubilité des polluants en
fonction du pH
Europe et France
Monolithic compliance
Test
Evaluation des déchets S/S
monolithiques, Test court de
conformité
Tank Test sous vide Dynamique,
Vlix/Vmonolith = 1,5 25h, 3
renouvellements, Lixiviant : eau
déminéralisée
- Quantité cumulée
relarguée en mg/m2
- Flux en mg/m2.s
Europe et France
Granular Compliance
Test
Test Batch à l’équilibre L/S = 2
et 10, Lixiviant : eau
déminéralisée
Quantité relarguée en
mg/kg
Semblable à Monolithic
Compliance Test
France
X31 210
Test Batch à l’équilibre L/S = 10,
Lixiviant : eau déminéralisée
Concentration du polluant
dans le lixiviat en mg/l
Test d’extraction
Etude de l’intensité et de
la dynamique du transport
de l’eau dans les matrices
poreuses. Estimation de la
porosité ouverte à l’eau
La détermination du
caractère solide massif se
fait selon la norme
expérimentale X31 212
France
France
Evaluation des déchets
granulaires, Test court de
conformité
Réglementation pour la
valorisation des mâchefers
Test court de conformité
CAED : Capacité
d’Absorption en eau
Dynamique
Test paramétrique proposé
pour la norme de
comportement à long terme
X 30 407
Test Batch à l’équilibre L/S = 10,
Lixiviant : eau déminéralisée
Masse d’eau absorbée par
masse sèche de déchet :
Capacité d’Absorption en
eau CAE (%),
K : coefficient cinétique
de pénétration de l’eau
(kg.s1/2)
X31 211
Réglementation pour la
valorisation des mâchefers
S/S considérés comme
massifs. Test court de
conformité
Test Batch à l’équilibre L/S = 10,
Lixiviant : eau déminéralisée
Concentration du polluant
dans le lixiviat en mg/l
231 Commentaires
Etude de la sensibilité des
déchets en fonction du pH
et des spéciations
chimiques des polluants
du déchet
Condition sous vide
permet au matériau de se
saturer en eau plus
rapidement. Trop court
pour la modélisation
Annexes 5
Annexes 5.2 : Tableau A.5.2 : Différents tests pris en compte pour la caractérisation des déchets (suite)
Pays
Test de lixiviation
Domaine d’application
Principe de fonctionnement
Résultats
Commentaires
France
X30 410
Réglementation pour la
valorisation des mâchefers
S/S considérés comme
granulaires. Test court de
conformité
Test Batch à l’équilibre L/S = 10,
Lixiviant : eau déminéralisée
Concentration du polluant
dans le lixiviat en mg/l
La détermination du
caractère granulaire se fait
selon la norme
expérimentale X30 409
France
Pore Water Simulation
Test
Test paramétrique proposé
pour étudier le relargage
selon le modèle diffusionnel
Test Batch à l’équilibre L/S = 0,1
à10, Lixiviant : eau déminéralisée
Concentration des
éléments en fonction du
rapport L/S
France
Test de sensibilité au
contexte chimique
Test paramétrique proposé
pour la norme de
comportement à long terme
X30 407
Test Batch à l’équilibre L/S = 10,
Lixiviant : pH : 12,3 contrôlé/10
maintenu/eau déminéralisée/5
maintenu
pH, conductivité, potentiel
redox, quantité relarguée
par masse de solide
(mg/kg)
France
Test de comportement
à la lixiviation sur
éprouvettes
monolithiques
Test paramétrique proposé
pour la norme de
comportement à long terme
X30 407
Test Batch à l’équilibre L/S = 10,
56 jours, 11 renouvellements.
Lixiviant : eau déminéralisée
pH, conductivité, potentiel
redox, quantité relarguée
en fonction du temps
(mg/kg et mg/m2)
USA et Canada
Acid Neutralisation
Capacity
Mélange d’un échantillon avec
des quantités croissantes d’acide
Capacité de neutralisation
acide pour un pH 9 en
éq/mg
Semblable à pH Static
Test
Maximum extractible
d’un polluant en mg/kg
humide dans le déchet
Test d’extraction
L : indice de lixiviabilité
globale
Relargage basé sur le
modèle diffusionnel.
Détermination de
coefficient de diffusion
USA et Canada
USA et Canada
TCLP modifié
ANSI/ANS 16.1
Evaluation des déchets S/S.
Test de conformité avec les
seuils
Réglementation pour la
valorisation des déchets S/S.
Test de conformité avec les
seuils
Evaluation des déchets S/S.
Test de comportement à long
terme, Conformité avec
seuils
Test Batch 18 h à l’équilibre
L/S = 20, Lixiviant : acide
acétique pH : 3 non maintenu ou
solution étalon d’acétate pH 5
Test Batch Dynamique
V/S = 10cm, 90 jours, 11
renouvellements. Lixiviant : eau
distillée
232 Evaluation des
concentrations des
éléments dans l’eau des
pores
Etude de l’intensité et de
la sensibilité de la
rétention des polluants à
différents contextes
chimiques de lixiviation
Etude des mécanismes de
relargage et de la
cinétique du processus.
Semblable à Tank Leach
Test NEN 7345
Annexes 5
Annexes 5.3 : Tableau A.5.3 : Différents tests pris en compte pour la caractérisation des déchets (suite)
Pays
Test de lixiviation
Domaine d’application
Principe de fonctionnement
Résultats
Commentaires
USA
MEP Multiple
Extraction Procedure
Evaluation des déchets S/S
en condition acide
9 extractions (acide acétique et
pluie acide synthétique) L/S = 20
à 24 h par solution
Maximum extractible
d’un polluant en mg/kg
Evaluation des métaux
extraits en fonction de
l’augmentation de
quantité d’acide ajoutée
USA
SET Sequential
Extraction Test
Evaluation des déchets S/S
Maximum extractible
d’un polluant en mg/kg
Pour évaluer l’alcalinité
des déchets S/S
USA
SCE Sequential
Chemical Extraction
Evaluation des déchets S/S
Maximum extractible
d’un polluant en mg/kg
Pour évaluer l’alcalinité
des déchets S/S
Compacted Granular
Leaching Test
Loi sur la valorisation des
déchets en BTP. Test de
comportement à long terme
pour les déchets granulaires
Tank Test Dynamique L/S non
fixé, 64 jours, 8 renouvellements.
Lixiviant : eau déminéralisée
- Quantité cumulée
relarguée en mg/m2
- Coefficient de diffusion
effectif De, - Tortuosité τ,
- Rétention chimique R.
Etude du relargage selon
le modèle diffusionnel
Pays - Bas
Redox Static Test
Test court pour une
caractérisation rapide en vue
de conformité avec des
seuils réglementaires. Test
pour les déchets granulaires
et massifs
Test Batch à l’équilibre
Hydrogène pour contrôler le
potentiel réducteur du milieu
Quantité relarguée en
milieu réducteur
Etude de l’influence de Eh
sur la sensibilité des
polluants
Pays - Bas
Availability Test
NEN 73 41
Loi sur la valorisation des
déchets en BTP. Test pour
les déchets massifs
Test Batch à l’équilibre
L/S = 50 - 100. Lixiviant : eau
déminéralisée à pH 4 et 7
contrôlé
Maximum extractible.
Détermination de Co pour
le calcul du coefficient de
diffusion.
Divergence de position
pour le calcul de Co avec
le test ANSI/ANS 16.1
Pays –Bas et USA
15 extractions par 0,04 M d’acide
acétique L/S = 50, 24 h par
extraction
5 extractions avec solution de
différentes concentrations en
acide L/S = 16 – 40, 2 - 24 h par
extraction
233 Annexes 5
Annexes 5.4 : Tableau A.5.4 : Différents tests pris en compte pour la caractérisation des déchets (suite)
Pays
Pays - Bas
Test de lixiviation
Tank Leach Test
NEN 7345
Pays - Bas
Ph Static Test
Pays - Bas
Column Test
NEN 7343
Pays - Bas
Cascade Test
NEN 7349
Suisse
TVA Eluattest
Domaine d’application
Principe de fonctionnement
Résultats
Commentaires
Loi sur la valorisation des
déchets en BTP. Test de
comportement à long terme
pour les déchets massifs
Tank Test Dynamique
L/V = 4 - 6, 64 jours, 8
renouvellements. Lixiviant : eau
déminéralisée à pH 4 non
maintenu/ solution alcaline pH
12,5/ pH 8 maintenu (eau
barbotée par CO2 et HNO3)
- Quantité cumulée
relarguée en mg/m2
- Coefficient de diffusion
effectif De, - Tortuosité τ,
- Rétention chimique R.
Etude du relargage selon
le modèle diffusionnel
avec différentes natures de
lixiviants
Test Batch Dynamique L/S initial
= 5, Lixiviant : eau déminéralisée
avec l’ajout d’acide et/ou de base
Concentration des
éléments en solution.
Quantité d’acide et de
base consommée
Etude de la sensibilité des
déchets en fonction du pH
et des spéciations
chimiques des polluants
du déchet
Recherche. Test court pour
une caractérisation rapide en
vue de conformité avec des
seuils réglementaires. Test
pour les déchets granulaires
et massifs
Loi sur la valorisation des
déchets en BTP. Test de
comportement à court et
moyen terme des déchets
granulaires
Loi sur la valorisation des
déchets en BTP. Test de
comportement à long terme
des déchets granulaires
Test réglementaire pour la
détermination des déchets
inertes valorisables
Test de percolation Dynamique
L/S = 0,1 à10, Lixiviant : eau
déminéralisée acidifiée à pH 4
Quantité cumulée
relarguée en mg/kg
Test Batch Dynamique L/S = 20,
5 étapes (5 jours)
Lixiviant : pH = 2
Quantité cumulée
relarguée en mg/kg
Test Batch à l’équilibre
L/S = 100. Lixiviant : eau
déminéralisée barbotée en CO2 à
pH 5 - 6 contrôlé
234 Quantité cumulée
relarguée en mg/kg
Etude du relargage par
solubilité en fonction du
temps représenté par les
différents ratios L/S
Etude du relargage du
déchet en fonction du
temps
La saturation en CO2 du
lixiviant permet de
simuler le relargage des
polluants à moyen terme
Annexes 5
Annexes 5.5 : Tableau A.5.5 : Différents tests pris en compte pour la caractérisation des déchets (suite et fin)
Pays
Test de lixiviation
Domaine d’application
Principe de fonctionnement
Résultats
Commentaires
DIN 38 414 S4
Réglementation pour
mâchefers et matériaux de
démolition.
Test court de conformité
Test Batch à l’équilibre L/S = 10,
Lixiviant : eau déminéralisée
Fraction massique d’un
polluant lixivié en mg/kg
Test d’extraction
WRU Leaching
Test appliqué aux déchets
granulaires
Test Batch à l’équilibre L/S varie,
Lixiviant : eau déminéralisée pH
maintenu par HAc
Quantité extractible en
mg/kg
Test d’extraction
séquentielle.
Difficulté de filtration car
L/S correspond au volume
des pores
Europe du Nord
Nordtest Procedure
Test appliqué aux déchets
granulaires
Test Batch à l’équilibre
L/S = 2 – 10 – 50, Lixiviant : eau
déminéralisée, pH 4
(par HNO3)
Quantité relarguée en
mg/kg
Semblable à Granular
Compliance Test
Europe du Nord
Nordtest Procedure
Test appliqué aux déchets
granulaires
Test Batch à l’équilibre
L/S = 2x100. Lixiviant : eau
déminéralisée pH 4 (par HNO3)
Maximum extractible
Semblable à Availibility
Test NEN 7341
Allemagne
Royaume Uni
235 Annexes 6
Annexes 6.1: Figure A.6.1 : Diffractogramme des rejets de flottation de Kipushi
2 00 0
1 90 0
1 80 0
1 70 0
1 60 0
1 50 0
1 40 0
1 30 0
Lin (Cps)
1 20 0
1 10 0
1 00 0
9 00
8 00
7 00
6 00
5 00
4 00
3 00
2 00
1 00
0
5
10
20
30
40
50
60
7
2 - T h e ta - S c a le
E ch K H I
0 0 -0 3 6 -0
0 0 -0 4 6 -1
0 0 -0 2 9 -0
0 0 -0 2 6 -0
0 0 -0 4 2 -1
0 0 -0 0 5 -0
0 0 -0 3 3 -0
0 0 -0 2 9 -0
22/0
42 6
04 5
70 1
91 1
34 0
56 6
31 1
73 3
9 / 0 9 - S te p : 0 . 0 2 0 ° - S t e p t im e : 1 .2 s - A n o d e : C u - W L 1 : 1 . 5 4 0 6 - C o m p a n y: U L B M a t iè r e s e t M a té r ia u x - C r e a tio n : 2 3 /0 9 / 2 0 0 9 1 1 : 0 5 :1 4
( * ) - D o l o m i te - C a M g ( C O 3 ) 2 - R h o m b o . H .a x e s - a 4 . 8 0 9 2 0 - b 4 . 8 0 9 2 0 - c 1 6 . 0 2 0 0 0 - a lp h a 9 0 . 0 0 0 - b e t a 9 0 . 0 0 0 - g a m m a 1 2 0 .0 0 0 - P rim i ti ve - R -3 ( 1 4 8 ) - 3 - 3 2 0 .8 7 7
( * ) - Q u a r tz , s y n - S iO 2 - H e x a g o n a l - a 4 . 9 1 3 4 4 - b 4 . 9 1 3 4 4 - c 5 .4 0 5 2 4 - a lp h a 9 0 .0 0 0 - b e t a 9 0 .0 0 0 - g a m m a 1 2 0 . 0 0 0 - P r im it iv e - P 3 2 2 1 (1 5 4 ) - 3 - 1 1 3 . 0 1 0
( I ) - C lin o c h lo r e - 1 M I Ib , f e r r o a n - ( M g , F e ) 6 ( S i,A l) 4 O 1 0 ( O H ) 8 - M o n o c lin ic - a 5 . 3 6 0 0 0 - b 9 . 2 8 0 0 0 - c 1 4 .2 0 0 0 0 - a lp h a 9 0 .0 0 0 - b e t a 9 7 .1 5 0 - g a m m a 9 0 . 0 0 0 - B a s e -c e n te re d - C 2 / m ( 1 2 ) - 2 - 7 0 0 . 8 2 7
( I ) - Illi te - 2 M 1 - ( K , H 3 O )A l2 S i3 A l O 1 0 ( O H ) 2 - M o n o cl in ic - a 5 .1 9 0 0 0 - b 9 .0 0 0 0 0 - c 2 0 . 1 6 0 0 0 - a l p h a 9 0 . 0 0 0 - b e ta 9 5 . 1 8 0 - g a m m a 9 0 . 0 0 0 - B a s e - c e n t e r e d - C 2 /c ( 1 5 ) - 4 - 9 3 7 . 8 2 8
( * ) - P y r it e - F e S 2 - C u b ic - a 5 . 4 1 7 9 0 - b 5 . 4 1 7 9 0 - c 5 . 4 1 7 9 0 - a lp h a 9 0 . 0 0 0 - b e t a 9 0 . 0 0 0 - g a m m a 9 0 . 0 0 0 - P ri m it iv e - P a 3 ( 2 0 5 ) - 4 - 1 5 9 . 0 3 5
( I ) - S p h a l e rit e , s yn - Z n S - C u b ic - a 5 . 4 0 6 0 0 - b 5 . 4 0 6 0 0 - c 5 . 4 0 6 0 0 - a lp h a 9 0 .0 0 0 - b e t a 9 0 . 0 0 0 - g a m m a 9 0 . 0 0 0 - F a c e - c e n t e r e d - F - 4 3 m (2 1 6 ) - 4 - 1 5 7 .9 8 9
( * ) - G y p s u m , sy n - C a S O 4 · 2 H 2 O - M o n o c l in ic - a 6 . 2 8 4 5 0 - b 1 5 . 2 0 7 9 0 - c 5 . 6 7 7 6 0 - a lp h a 9 0 . 0 0 0 - b e ta 1 1 4 .0 9 0 - g a m m a 9 0 .0 0 0 - B a s e -c e n te re d - C 2 / c ( 1 5 ) - 4 - 4 9 5 .3 7 1
( * ) - Il m e n it e , s y n - F e + 2 T iO 3 - R h o m b o .H . a xe s - a 5 . 0 8 8 4 0 - b 5 . 0 8 8 4 0 - c 1 4 .0 9 3 0 0 - a lp h a 9 0 .0 0 0 - b e t a 9 0 .0 0 0 - g a m m a 1 2 0 . 0 0 0 - P r im it iv e - R - 3 ( 1 4 8 ) - 6 - 3 1 6 . 0 0 7
236 Annexes 6
Annexes 6.2: Figure A.6.2: Diffractogramme des scories de fusion pour matte de cuivre
90
80
70
Lin (Cps)
60
50
40
30
20
10
0
5
10
20
30
40
50
60
7
2 - T h e ta - S c a le
S c o r ie 2 2 / 0 9 / 0 9 - S t e p : 0 . 0 2 0 ° - S t e p t im e : 1 . 2 s - A n o d e : C u - W L 1 : 1 . 5 4 0 6 - C o m p a n y : U L B M a t i è re s e t M a t é r ia u x - C re a t i o n : 2 3 / 0 9 / 2 0 0 9 1 3 : 5 7 : 4 6
237 Annexes 6
Annexes 6.3: Figure A.6.3 : Diffractogramme des rejets Ex – UZK du bassin 1
1 50 0
1 40 0
1 30 0
1 20 0
1 10 0
1 00 0
Lin (Cps)
9 00
8 00
7 00
6 00
5 00
4 00
3 00
2 00
1 00
0
5
10
20
30
40
50
60
7
2 - T h e ta - S c a le
E c h B 1 2 2 / 0 9 / 0 9 - S t e p : 0 . 0 2 0 ° - S t e p t im e : 1 . 2 s - A n o d e : C u - W L 1 : 1 . 5 4 0 6 - C o m p a n y : U L B M a t i è re s e t M a t é ri a u x - C re a t i o n : 2 2 / 0 9 / 2 0 0 9 1 7 : 2 2 : 1 4
0 0 -0 2 2 - 1 0 1 2 ( I ) - F ra n k lin i t e , s y n - Z n F e 2 O 4 - C u b ic - a 8 . 4 4 1 1 0 - b 8 . 4 4 1 1 0 - c 8 . 4 4 1 1 0 - a lp h a 9 0 . 0 0 0 - b e t a 9 0 . 0 0 0 - g a m m a 9 0 . 0 0 0 - F a c e - c e n t e r e d - F d 3 m ( 2 2 7 ) - 8 - 6 0 1 . 4 4 7
0 0 -0 1 9 - 0 6 8 9 ( I ) - B e u d a n t it e - P b F e 3 + 3 [ (A s , S )O 4 ] 2 (O H ) 6 - R h o m b o . H . a x e s - a 7 . 3 2 0 0 0 - b 7 . 3 2 0 0 0 - c 1 7 . 0 2 0 0 0 - a lp h a 9 0 . 0 0 0 - b e t a 9 0 . 0 0 0 - g a m m a 1 2 0 . 0 0 0 - P rim i t iv e - R - 3 m (1 6 6 ) - 3 - 7 8 9 . 7 9 1
0 0 -0 4 6 - 1 0 4 5 ( * ) - Q u a rt z , s y n - S iO 2 - H e x a g o n a l - a 4 . 9 1 3 4 4 - b 4 . 9 1 3 4 4 - c 5 . 4 0 5 2 4 - a lp h a 9 0 . 0 0 0 - b e t a 9 0 . 0 0 0 - g a m m a 1 2 0 . 0 0 0 - P ri m it iv e - P 3 2 2 1 ( 1 5 4 ) - 3 - 1 1 3 . 0 1 0
0 0 -0 3 7 - 1 4 8 5 ( * ) - W il le m it e , s y n - Z n 2 S iO 4 - R h o m b o . H . a x e s - a 1 3 . 9 3 8 1 0 - b 1 3 . 9 3 8 1 0 - c 9 . 3 1 0 0 0 - a lp h a 9 0 . 0 0 0 - b e t a 9 0 . 0 0 0 - g a m m a 1 2 0 . 0 0 0 - P rim i t iv e - R - 3 (1 4 8 ) - 1 8 - 1 5 6 6 . 3 5
238 Annexes 6
Annexes 6.4: Figure A.6.4 : Diffractogramme des rejets Ex – UZK du bassin 2
1 20 0
1 10 0
1 00 0
9 00
Lin (Cps)
8 00
7 00
6 00
5 00
4 00
3 00
2 00
1 00
0
5
10
20
30
40
50
60
7
2 - T h e ta - S c a le
E c h B 2 2 2 / 0 9 / 0 9 - S t e p : 0 . 0 2 0 ° - S t e p t im e : 1 . 2 s - A n o d e : C u - W L 1 : 1 . 5 4 0 6 - C o m p a n y : U L B M a t i è re s e t M a t é ri a u x - C re a t i o n : 2 2 / 0 9 / 2 0 0 9 1 5 : 5 6 : 3 8
0 0 -0 2 2 - 1 0 1 2 ( I ) - F ra n k lin i t e , s y n - Z n F e 2 O 4 - C u b ic - a 8 . 4 4 1 1 0 - b 8 . 4 4 1 1 0 - c 8 . 4 4 1 1 0 - a lp h a 9 0 . 0 0 0 - b e t a 9 0 . 0 0 0 - g a m m a 9 0 . 0 0 0 - F a c e - c e n t e r e d - F d 3 m ( 2 2 7 ) - 8 - 6 0 1 . 4 4 7
0 0 -0 4 6 - 1 0 4 5 ( * ) - Q u a rt z , s y n - S iO 2 - H e x a g o n a l - a 4 . 9 1 3 4 4 - b 4 . 9 1 3 4 4 - c 5 . 4 0 5 2 4 - a lp h a 9 0 . 0 0 0 - b e t a 9 0 . 0 0 0 - g a m m a 1 2 0 . 0 0 0 - P ri m it iv e - P 3 2 2 1 ( 1 5 4 ) - 3 - 1 1 3 . 0 1 0
0 0 -0 1 9 - 0 6 8 9 ( I ) - B e u d a n t it e - P b F e 3 + 3 [ (A s , S )O 4 ] 2 (O H ) 6 - R h o m b o . H . a x e s - a 7 . 3 2 0 0 0 - b 7 . 3 2 0 0 0 - c 1 7 . 0 2 0 0 0 - a lp h a 9 0 . 0 0 0 - b e t a 9 0 . 0 0 0 - g a m m a 1 2 0 . 0 0 0 - P rim i t iv e - R - 3 m (1 6 6 ) - 3 - 7 8 9 . 7 9 1
0 0 -0 3 3 - 0 3 1 1 ( * ) - G y p s u m , s y n - C a S O 4 ·2 H 2 O - M o n o c l in ic - a 6 . 2 8 4 5 0 - b 1 5 . 2 0 7 9 0 - c 5 . 6 7 7 6 0 - a l p h a 9 0 . 0 0 0 - b e t a 1 1 4 . 0 9 0 - g a m m a 9 0 . 0 0 0 - B a s e -c e n t e r e d - C 2 / c (1 5 ) - 4 - 4 9 5 . 3 7 1
0 0 -0 3 7 - 1 4 8 5 ( * ) - W il le m it e , s y n - Z n 2 S iO 4 - R h o m b o . H . a x e s - a 1 3 . 9 3 8 1 0 - b 1 3 . 9 3 8 1 0 - c 9 . 3 1 0 0 0 - a lp h a 9 0 . 0 0 0 - b e t a 9 0 . 0 0 0 - g a m m a 1 2 0 . 0 0 0 - P rim i t iv e - R - 3 (1 4 8 ) - 1 8 - 1 5 6 6 . 3 5
239 Annexes 6
Annexes 6.5: Figure A.6.5 : Diffractogramme des rejets Ex - UZK du bassin 3
1 50 0
1 40 0
1 30 0
1 20 0
1 10 0
1 00 0
Lin (Cps)
9 00
8 00
7 00
6 00
5 00
4 00
3 00
2 00
1 00
0
5
10
20
30
40
50
60
7
2 - T h e ta - S c a le
E c h B 3 2 2 / 0 9 / 0 9 - S t e p : 0 . 0 2 0 ° - S t e p t im e : 1 . 2 s - A n o d e : C u - W L 1 : 1 . 5 4 0 6 - C o m p a n y : U L B M a t i è re s e t M a t é ri a u x - C re a t i o n : 2 2 / 0 9 / 2 0 0 9 1 4 : 4 4 : 5 3
0 0 -0 2 2 - 1 0 1 2 ( I ) - F ra n k lin i t e , s y n - Z n F e 2 O 4 - C u b ic - a 8 . 4 4 1 1 0 - b 8 . 4 4 1 1 0 - c 8 . 4 4 1 1 0 - a lp h a 9 0 . 0 0 0 - b e t a 9 0 . 0 0 0 - g a m m a 9 0 . 0 0 0 - F a c e - c e n t e r e d - F d 3 m ( 2 2 7 ) - 8 - 6 0 1 . 4 4 7
0 0 -0 3 7 - 1 4 8 5 ( * ) - W il le m it e , s y n - Z n 2 S iO 4 - R h o m b o . H . a x e s - a 1 3 . 9 3 8 1 0 - b 1 3 . 9 3 8 1 0 - c 9 . 3 1 0 0 0 - a lp h a 9 0 . 0 0 0 - b e t a 9 0 . 0 0 0 - g a m m a 1 2 0 . 0 0 0 - P rim i t iv e - R - 3 (1 4 8 ) - 1 8 - 1 5 6 6 . 3 5
0 0 -0 1 9 - 0 6 8 9 ( I ) - B e u d a n t it e - P b F e 3 + 3 [ (A s , S )O 4 ] 2 (O H ) 6 - R h o m b o . H . a x e s - a 7 . 3 2 0 0 0 - b 7 . 3 2 0 0 0 - c 1 7 . 0 2 0 0 0 - a lp h a 9 0 . 0 0 0 - b e t a 9 0 . 0 0 0 - g a m m a 1 2 0 . 0 0 0 - P rim i t iv e - R - 3 m (1 6 6 ) - 3 - 7 8 9 . 7 9 1
0 0 -0 3 3 - 0 3 1 1 ( * ) - G y p s u m , s y n - C a S O 4 ·2 H 2 O - M o n o c l in ic - a 6 . 2 8 4 5 0 - b 1 5 . 2 0 7 9 0 - c 5 . 6 7 7 6 0 - a l p h a 9 0 . 0 0 0 - b e t a 1 1 4 . 0 9 0 - g a m m a 9 0 . 0 0 0 - B a s e -c e n t e r e d - C 2 / c (1 5 ) - 4 - 4 9 5 . 3 7 1
0 0 -0 4 6 - 1 0 4 5 ( * ) - Q u a rt z , s y n - S iO 2 - H e x a g o n a l - a 4 . 9 1 3 4 4 - b 4 . 9 1 3 4 4 - c 5 . 4 0 5 2 4 - a lp h a 9 0 . 0 0 0 - b e t a 9 0 . 0 0 0 - g a m m a 1 2 0 . 0 0 0 - P ri m it iv e - P 3 2 2 1 ( 1 5 4 ) - 3 - 1 1 3 . 0 1 0
0 0 -0 3 3 - 0 7 3 4 ( I ) - L e a d A r s e n a t e - P b 2 A s 2 O 7 - T r ic lin i c - a 6 . 8 6 0 0 0 - b 7 . 1 3 0 0 0 - c 1 2 . 9 3 0 0 0 - a lp h a 9 9 . 0 2 0 - b e t a 9 1 . 1 7 0 - g a m m a 8 9 . 8 0 0 - P ri m it i v e - P -1 ( 2 ) - 4 - 6 2 4 . 4 7 9
240 Annexes 6
Annexes 6.6: Figure A.6.6 : Diffractogramme des rejets Ex – UZK du bassin 4
1 30 0
1 20 0
1 10 0
1 00 0
9 00
Lin (Cps)
8 00
7 00
6 00
5 00
4 00
3 00
2 00
1 00
0
5
10
20
30
40
50
60
7
2 - T h e t a - S c a le
E c h B 4 22 / 0 9 / 0 9 - S t e p : 0 . 0 2 0 ° - S te p t im e : 1 .2 s - A n o d e : C u - W L 1 : 1 . 5 4 0 6 - C o m p a ny : U L B M a t i è re s e t M a t é ri au x - C re a t i o n : 2 3 /0 9/ 20 0 9 1 2 : 2 1 : 1 0
0 0 -0 2 2 - 1 0 12 ( I) - F ra n k lin i t e , s y n - Z n F e 2 O 4 - C u b ic - a 8 . 4 4 1 1 0 - b 8 . 4 41 1 0 - c 8 . 4 4 1 1 0 - a lp h a 9 0 . 0 0 0 - b e t a 9 0 . 0 0 0 - g a m m a 9 0 . 0 0 0 - F a c e - c e n t e r ed - F d 3 m ( 2 2 7 ) - 8 - 60 1 . 4 4 7
0 0 -0 3 7 - 1 4 85 ( * ) - W il le m it e , s y n - Z n 2 S iO 4 - R h o m b o .H . a x es - a 13 . 9 3 8 1 0 - b 1 3 . 9 38 1 0 - c 9 . 3 1 0 0 0 - a lp h a 9 0 . 0 0 0 - b e t a 9 0 . 0 0 0 - g a m m a 1 2 0 . 0 0 0 - P rim i t iv e - R - 3 (1 4 8 ) - 1 8 - 1 56 6 . 3 5
0 0 -0 1 9 - 0 6 89 ( I) - B e u d a n t it e - P b F e 3+ 3 [ (A s ,S )O 4 ] 2 (O H ) 6 - R h o m b o .H . a x es - a 7 . 3 2 0 0 0 - b 7 . 3 2 0 00 - c 1 7 . 0 2 0 0 0 - a lp h a 9 0 . 0 0 0 - b e t a 9 0 . 0 0 0 - g a m m a 1 2 0 . 0 0 0 - P rim i t iv e - R - 3 m (1 6 6 ) - 3 - 7 8 9. 79 1
0 0 -0 3 3 - 0 3 11 ( * ) - G y p s u m , s y n - C a S O 4 ·2H 2 O - M o n o c l in ic - a 6 . 2 8 4 5 0 - b 15 .2 0 7 9 0 - c 5 . 6 7 7 6 0 - a l p h a 9 0. 00 0 - b e ta 1 1 4 . 0 9 0 - g a m m a 9 0 . 0 0 0 - B a s e -c e nt e r e d - C 2 / c (1 5 ) - 4 - 4 9 5 . 3 71
0 0 -0 4 6 - 1 0 45 ( * ) - Q u a rt z , s y n - S iO 2 - H e x a g o n al - a 4 .9 1 3 4 4 - b 4 . 9 1 34 4 - c 5 . 4 0 5 2 4 - a lp h a 9 0 . 0 0 0 - b e t a 9 0 . 0 0 0 - g a m m a 1 2 0 . 0 0 0 - P ri m it iv e - P 3 22 1 ( 1 5 4 ) - 3 - 1 1 3 . 0 1 0
0 0 -0 0 5 - 0 5 66 ( I) - S p h a l er it e , s y n - Z n S - C u b i c - a 5 . 4 0 6 00 - b 5 . 4 0 6 0 0 - c 5 . 4 0 6 00 - a lp h a 9 0 . 0 0 0 - be t a 9 0 . 0 0 0 - g a m m a 90 . 0 0 0 - F a c e -c en t e r e d - F -4 3 m ( 2 1 6 ) - 4 - 1 5 7 . 9 8 9
241 Annexes 6
Annexes 6.7: Diffractogramme des rejets Ex – ZUK du bassin 5
1 40 0
1 30 0
1 20 0
1 10 0
1 00 0
Lin (Cps)
9 00
8 00
7 00
6 00
5 00
4 00
3 00
2 00
1 00
0
5
10
20
30
40
50
60
2 - T h e ta - S c a le
E c h B 5 2 2 / 0 9 / 0 9 - F i le : E c h _ B 5 _ 2 2 _ 0 9 _ 0 9 . ra w - T y p e : 2 T h / T h lo c k e d - S t a r t : 5 . 0 0 0 ° - E n d : 7 0 . 0 0 0 ° - S t e p : 0 . 0 2 0 ° - S t e p t im e : 1 . 2 s - T e m p . : 2 5 ° C ( R o o m ) - T im e S t a r t e d : 4 1 s - 2 -T h e t a : 5 . 0 0 0 ° - T h e t a :
0 0 -0 2 2 - 1 0 1 2 ( I ) - F ra n k lin i t e , s y n - Z n F e 2 O 4 - Y : 8 5 . 4 2 % - d x b y : 1 . - W L : 1 . 5 4 0 6 - C u b i c - a 8 . 4 4 1 1 0 - b 8 . 4 4 1 1 0 - c 8 . 4 4 1 1 0 - a lp h a 9 0 . 0 0 0 - b e t a 9 0 . 0 0 0 - g a m m a 9 0 . 0 0 0 - F a c e - c e n t e r e d - F d 3 m (2 2 7 ) 0 0 -0 3 7 - 1 4 8 5 ( * ) - W il le m it e , s y n - Z n 2 S iO 4 - Y : 1 2 . 7 1 % - d x b y : 1 . - W L : 1 . 5 4 0 6 - R h o m b o . H . a x e s - a 1 3 . 9 3 8 1 0 - b 1 3 . 9 3 8 1 0 - c 9 . 3 1 0 0 0 - a lp h a 9 0 . 0 0 0 - b e t a 9 0 . 0 0 0 - g a m m a 1 2 0 . 0 0 0 - P ri m it iv e - R - 3 (1 4
0 0 -0 4 6 - 1 0 4 5 ( * ) - Q u a rt z , s y n - S iO 2 - Y : 1 3 . 6 1 % - d x b y : 1 . - W L : 1 . 5 4 0 6 - H e x a g o n a l - a 4 . 9 1 3 4 4 - b 4 . 9 1 3 4 4 - c 5 . 4 0 5 2 4 - a lp h a 9 0 . 0 0 0 - b e t a 9 0 . 0 0 0 - g a m m a 1 2 0 . 0 0 0 - P ri m it i v e - P 3 2 2 1 (1 5 4 ) - 3 - 1 1 3
0 0 -0 1 9 - 0 6 8 9 ( I ) - B e u d a n t it e - P b F e 3 + 3 [ (A s , S )O 4 ] 2 (O H ) 6 - Y : 4 . 6 4 % - d x b y : 1 . - W L : 1 . 5 4 0 6 - R h o m b o . H . a x e s - a 7 . 3 2 0 0 0 - b 7 . 3 2 0 0 0 - c 1 7 . 0 2 0 0 0 - a lp h a 9 0 . 0 0 0 - b e t a 9 0 . 0 0 0 - g a m m a 1 2 0 . 0 0 0 - P ri m it
0 0 -0 3 3 - 0 3 1 1 ( * ) - G y p s u m , s y n - C a S O 4 ·2 H 2 O - Y : 2 4 . 9 4 % - d x b y : 1 . - W L : 1 . 5 4 0 6 - M o n o c l in ic - a 6 . 2 8 4 5 0 - b 1 5 . 2 0 7 9 0 - c 5 . 6 7 7 6 0 - a lp h a 9 0 . 0 0 0 - b e t a 1 1 4 . 0 9 0 - g a m m a 9 0 . 0 0 0 - B a s e -c e n t e re d - C 2 /
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