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Décontamination à l’échelle pilote de solspollués en métaux toxiques par des procédésminiers et lixiviation chimique

Guy Mercier, Jean-Francois Blais et Myriam Chartier

Résumé : Des essais préindustriels ont permis de démontrer la faisabilité de la décontamination des sols par une filièrede traitement comprenant du tamisage, du tri gravimétrique par spirale et par hydrocyclone, suivi d’une dissolutionchimique. Trente tonnes de sol ont été traitées dans cette étude. Dans ce sol, une proportion de 70,7 % des particulesayant une taille supérieure à 2 mm n’était pas contaminée. Les teneurs en Pb, Cu et Zn de la fraction <2 mm étaientrespectivement de 2200, 350 et 960 mg/kg. La spirale a permis d’enlever environ 10,2 % de Pb, 22,7 % de Cu et 4,3 %de Zn en formant un concentré représentant 0,53 % du sol global. La spirale était peu efficace pour l’enlèvement du Pb,car ce métal est fortement représenté dans les particules très fines, lesquelles ne sont pas traitables par cette technique.Par contre, le Cu étant plus concentré dans les particules de 1 à 2 mm, la spirale a été plus efficace. Le traitement parhydrocyclone a permis d’enlever la fraction <20 µm très contaminée en Pb (5150 mg/kg). Cette opération produit unconcentré représentant 6,48 % du sol global. L’ajout d’un procédé de lixiviation chimique a enlevé environ 57 % du Pb eta permis le respect du critère C (1000 mg Pb/kg) appliqué au Québec. L’ensemble du procédé a donc produit 91,1 % d’unsol respectant les critères pour un sol à usage commercial ou industriel, ainsi que 8,9 % de résidus et sols très concentrésen métaux.

Mots clés : métaux, sol, lixiviation chimique, décontamination, traitement, procédés miniers.

Abstract: A pilot plant study permitted to demonstrate the scale up of a process using screening, spiral, hydrocyclone, andchemical leaching to decontaminate a soil. Thirty tons of a soil were treated. Screening allowed to separate a clean coarsefraction (>2 mm) of sand and gravel representing 70.9% of the total mass of soil. The <2 mm fraction of untreated soilcontained 2200 mg Pb/kg, 350 mg Cu/kg, and 956 mg Zn/kg. The spiral treatment removed 10.2% Pb, 22.7% Cu, and4.3% Zn, but it produced a small proportion of concentrate (0.53% of the whole soil). The spiral was more effective forCu removal, because the 1–2 mm fraction of the soil contained more Cu than the smaller size fractions. The spirals are notusually efficient for the <75 µm fraction. This process was then not efficient for Pb removal, this metal being particularlyconcentrated in the <20 µm fraction. The <20 µm fraction, representing 6.48% of the total mass of soil and containing5150 mg Pb/kg, was removed using a hydrocyclone. The chemical leaching process was used to treat 20.4% of the wholesoil. This method has allowed to decrease the Pb concentration by approximately 57%, thus reducing the Pb content belowthe C criteria (1000 mg/kg) for commercial or industrial use in the province of Quebec. Overall, the process produced91.1% of a noncontaminated soil and 8.9% of metallic residue and heavily contaminated soil.

Key words: metals, soil, treatment, leaching, decontamination, mineral processing technology.

IntroductionLa contamination des sols par les métaux et, plus spéciale-

ment le Pb, constitue une priorité environnementale (Xintaras1992). Les gaz d’échappement des véhicules, les insecticides,les manufactures et le recyclage de batteries, les vieilles pein-tures, le charbon, les terrains de remisage d’auto au rebut, lesfonderies, les activités minières, les incinérateurs et les champsde tir sont autant de sources de pollution en Pb pour les sols(Wixon et Davies 1993; Murray et al. 1997; Nedwed et Clif-

ford 1997; Mercier 2000). Ce sont les enfants d’âge inférieurà 5 ans qui sont les plus exposés aux risques du Pb (US En-vironmental Protection Agency 1994a). L’ingestion orale desols contaminés et de poussières représente la principale caused’absorption du Pb chez ces enfants (Xintaras 1992). L’écaillagedes vieilles peintures autour et dans les vieux logements con-stitue un autre aspect du problème d’une grande ampleur auxÉtats-Unis (Xintaras 1992; US Environmental ProtectionAgency 1994a). Les pigments de ces peintures sont faits de car-

Reçu le 11 juillet 2005. Révision acceptée le 2 novembre 2006. Publié sur le site Web des Presses scientifiques du CNRC, à http://rgse.cnrc.ca/,le 7 février 2007.

G. Mercier1, J.-F. Blais et M. Chartier. Institut national de la recherche scientifique – Eau terre et environnement (INRS-ETE), Universitédu Québec, 490 rue de la Couronne, Québec, QC G1K 9A9, Canada.

Les commentaires sur le contenu de cet article doivent être envoyés au directeur scientifique de la revue avant le 31 mai 2007.

1. Auteur correspondant (courriel : guy_mercier@ete.inrs.ca).

J. Environ. Eng. Sci. 6 : 53–64 (2007) doi: 10.1139/S06-066 © 2007 CNRC Canada

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bonate ou de sulfate de plomb, ou encore, de 2PbCO3·Pb(OH)2,3Pb0·2SiO2·H2O et 4PbCO3·2Pb(OH)2·PbO. Le minium decouleur rouge « Red lead » est du Pb3O4, alors que la couleurjaune était souvent autrefois formée de chromate de plomb(PbCrO4 ou PbCrO4PbO).

Les méthodes minéralurgiques utilisent plusieurs principesd’action. Ce sont les techniques de séparation des particulesselon le critère de la taille (tamisage, hydrocyclone), selonles propriétés magnétiques (séparateurs magnétiques), ou laséparation basée sur la différence de densité entre les partic-ules (procédés gravimétriques : jig spirale, table de Wilfley)(Hall et Holbein 1993; Lang et Mourato 1993; Rulkens et Hon-ders 1996; INRS-Géoressources et Centre Recherche Minérale1997; Marino et al. 1997; Van Benschoten et al. 1997; Wagneret al. 1997; Rikers et al. 1998a, 1998b; Mercier 2000; Mercieret al. 2001, 2002a). Le tamisage peut permettre de séparer unefraction granulométrique contaminée. D’autre part, le broyageest parfois requis si les particules de taille importante sont jugéescontaminées (Wagner et al. 1997).

Les séparateurs magnétiques peuvent séparer les particulesqui ont des susceptibilités magnétiques différentes. La premièreétape d’un procédé après le tri des déchets et des gros morceauxhétéroclites est souvent le traitement de séparation de la ferrailleà l’aide d’un électro-aimant (Hall et Holbein 1993; Wagneret al. 1997; Rikers et al. 1998a, 1998b). Les méthodes grav-imétriques fonctionnent généralement bien sur des particulesde taille supérieure à 75 µm. Pour le jig, la spirale et la table deWilfley, la différence de densité entre les particules propres desol et les particules contenant les polluants doit généralementêtre au moins 1 g/cm3. Les sables grossiers (>0,5 mm) peu-vent être traités avec un jig (Wills 1992; Van Benschoten et al.1997; Mercier 2000), alors que la table de Wilfley et la spiralesont généralement appropriées pour les particules de 75 µmà 1 mm (INRS-Géoressources et Centre Recherche Minérale1997). Une partie importante des contaminants peut être as-sociée à la fraction légère composée de bois, papier, charbonou matière organique (US Environmental Protection Agency1994b; Mercier et al. 2001). Cette fraction légère peut être sé-parée par les méthodes gravimétriques, tels que la table de Wil-fley et la spirale. L’application de l’attrition mécanique préal-ablement à la table de Wilfley accroît grandement l’efficacité decette dernière (Marino et al. 1997). L’attrition (agitation de forteénergie) provoque l’éclatement d’agrégats et l’arrachement decertains polluants de la surface des particules. Van Benschotenet al. (1997) ont traité la fraction de 75 à 850 µm avec la tablede Wilfley et la fraction de 850 à 4750 µm avec un jig, alorsque la fraction <75 µm n’a pas été traitée.

La lixiviation chimique sert souvent comme dernière étapede décontamination, étant donné son coût élevé par rapport auxprocédés de séparation physique. Dans l’étude de Van Ben-schoten et al. (1997), la lixiviation chimique avec HCl etl’addition d’acide éthylènediaminetétraacétique (EDTA) à pH 3vient après les procédés gravimétriques et a augmenté sub-stantiellement l’enlèvement du Pb de la fraction de sol >75 µm.La lixiviation chimique a aussi été utilisée pour la fraction

<63 µm d’un sol (5 % solides totaux, 37 ◦C, HCl et acideacétique à pH 2) (Mercier 2000; Mercier et al. 2001). Wasayet al. (1998) ont aussi traité la fraction <63 µm avec diversacides organiques (EDTA, acide citrique, tartrique, oxalique)dans diverses conditions. Plusieurs études font également men-tion du traitement complet de sols par lixiviation chimique,ceci sans faire appel aux procédés minéralurgiques. La solubil-isation chimique des métaux s’effectue à l’aide d’acides inor-ganiques (H2SO4, HCl, HNO3) (Neale et al. 1997; Masscheleynet al. 1999) ou d’acides organiques (acide citrique, acide acé-tique) (Peters 1999; Bassi et al. 2000). La biolixiviation peutégalement être employée dans certains cas (Villeneuve et al.1998; Bosecker 2001; Zagury et al. 2001). L’utilisation desagents chélateurs (EDTA, acide diéthylènetriaminepentaacé-tique (DTPA), acide nitrilotriacétique (NTA) (Papassiopi et al.1999; Barona et al. 2001), de biosurfactants (Mulligan et al.1999; Hong et al. 2002) ou d’oxydants forts (KMnO4, H2O2,etc.) (Reddy et Chinthamreddy 2000)) a aussi été proposée.Nedwed et Clifford (2000) ont solubilisé le Pb avec une solu-tion concentrée de NaCl. La solubilisation du Pb a aussi étéétudiée lors de l’emploi simultané de NaCl et d’oxydants forts(Lin et al. 2001).

Cette étude a comme objectif de démontrer, à l’échelle préin-dustrielle, qu’il est possible de décontaminer des sols en util-isant une chaîne de divers procédés minéralurgiques et chim-iques. Les rendements d’enlèvement des contaminants sont dé-montrés sur des quantités substantielles de sol, ce qui per-met d’éprouver le concept et de développer un design completpréliminaire d’une usine de traitement.

Matériel et méthodes

Prélèvement et échantillonnage des solsLe sol concerné provient d’un vaste site de la ville de Québec

(Qué.) qui a subi le rejet d’industries des métaux et de cen-dres d’incinérateurs de déchets municipaux. L’échantillonnagea été effectué par excavation du premier mètre de sol contaminé(composite 0 à 1 m) sur une surface d’environ 25 m2. Trentetonnes de sols ont été excavées par une rétrocaveuse et déposéesdans un camion afin d’être transportées à l’usine du Consor-tium de recherche précompétitif spécialisé dans les minéraux(COREM, Québec, Qué.).

Traitement par des méthodes minéralurgiquesLe sol contaminé a d’abord été traité par des procédés de

séparation physique. La figure 1 présente les deux filières detraitement testées pour fins de comparaison. Le sol a d’abord ététamisé à 4,76 cm sur un tamis, puis à 12,7 mm et à 2 mm sur untamis Sweco™. Une spirale Reichaert™ no 7 a été utilisée pourla séparation gravimétrique. La différence entre les deux filièresréside dans l’utilisation, ou non, d’une étape de séparation parhydrocyclone en amont de l’étape de lixiviation chimique.

Le sol en pulpe épaisse passe dans la spirale (temps de rési-dence d’une particule entre 5 et 10 min) et génère un concentré(particules lourdes), un rejet (particules légères) et une phase

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Mercier et al. 55

Fig. 1. Schéma présentant les deux filières expérimentées de traitement.

Excavation

Tamisage Fraction >2 mm

Fraction < 2 mm

Hydrocyclone

Résidu métallique

Procédé chimique

Résidu métallique

Sol traité

Procédé chimique

Fraction <20 µm

Sol traité

Spirale

entre les deux dénommée mixte qui est en fait un mélange deconcentré et de rejet. La fraction mixte a été recirculée dans laspirale afin d’améliorer la séparation gravimétrique. Le concen-tré a pour sa part été raffiné grâce à un deuxième passage dansla spirale. Chacune des fractions sortant de la spirale a été fil-trée séparément. Le rejet a été filtré sur un filtre à courroie sousvide horizontal, et le concentré a été déshydraté par filtrationsous vide. Une tonne et demie du rejet (soit du sol partiellementtraité) de la spirale a été séparée en deux fractions avec un pointde coupe à 20 µm à l’aide d’un hydrocyclone industriel (tempsde résidence de <1 min).

Traitement par lixiviation chimiqueLe fonctionnement de l’usine, qui n’a pas été construite pour

ce projet, a été simplement adapté pour le traitement spécifiquedu sol abordé par l’étude. Cette usine est contenue dans uneunité mobile de 4 m × 20 m. L’intérieur de l’usine pilote dedécontamination chimique des sols et la nomenclature des dif-férents bassins et principaux équipements sont présentés à lafigure 2.

Le sol à traiter (B0) a d’abord été dilué avec de l’eau durobinet jusqu’à une concentration de 30 g de solides/L (B1).Par la suite, le procédé chimique (temps de réaction de 2 h)consistait en l’addition d’acide chlorhydrique concentré (B3),jusqu’à l’atteinte d’un pH variant de 1,5 à 3,5. La pulpe de sola ensuite été pompée dans un réacteur (B2) de type cuve ag-itée construit en polypropylène et de 4 m3 de volume utile. Ce

réacteur était agité à l’aide d’un moteur électrique de 2,24 kWrelié à une hélice de type axial montée sur un arbre de trans-mission permettant une mise en suspension efficace des solides.Après lixiviation, le sol a d’abord été décanté (B4), puis déshy-draté avec un filtre presse ayant une capacité de 0,17 m3 aprèsaddition d’une solution de polymère anionique (B5).

Des valves installées sur le bassin B4 permettaient de recueil-lir les surnageants suite à la décantation du sol. Ces surnageantsont été acheminés par pompage dans un bassin de stockage (B6).Les filtrats produits lors de la déshydratation du sol ont aussiété acheminés dans ce bassin.

Les surnageants et les filtrats produits, contenant les métauxen solution, ont été traités par précipitation des métaux sousforme d’hydroxydes métalliques (B7 et B9) et ce, en rehaussantle pH entre 8 et 9 par ajout d’un lait de chaux hydratée (B12). Lesrésidus métalliques générés ont été séparés par décantation (B8et B10), puis déshydratés sur une petite unité de filtre pressede 0,0056 m3. Les surnageants des décanteurs et les filtratsdes résidus métalliques ont été acheminés vers un bassin destockage (B11) avant leur rejet à l’égout.

Caractérisation physico-chimique des échantillonsDes échantillons de sols ont été prélevés pour analyses, avant,

pendant et après leur traitement. Des échantillons de sols non-traités ont été tamisés en différentes fractions granulométriques,et celles-ci ont été analysées afin de déterminer la répartitiongranulochimique des métaux dans le sol à l’étude. Les eaux

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Fig. 2. Schéma général d’écoulement du pilote.

B1 B2 B4

B0B5

Filtre presse0,17 m3

B6

Sol traité

B12

B11

B7 B9

B8 B10

Filtre presse0,0056 m3

Sol contaminé

Nomenclature des bassins

B0 : Bassin d'alimentation en solB1 : Bassin d'acidification et dilution du solB2: Réacteur de lixiviation chimiqueB3: Bassin de stockage d'acideB4: Bassin de décantation du sol traitéB5: Bassin de la solution de polymèreB6: Bassin de stockage des surnageants et filtratsB7: Bassin n 1 de conditionnemento

B8: Décanteur statique no 1B9: Bassin n 2 de conditionnemento

B10: Décanteur statique n 2o

B11: Bassin de stockage de l'effluent finalB12: Bassin de solution de chaux hydratée

Points d'échantillonnage

1 : Sol avant traitement2 : Sol acidifié et dilué3 : Pulpe de sol4 : Produit chimique (polymère)5 : Sol traité6 : Filtrat7 : Surnageant n 1 de décantationo

8 : Surnageant n 2 de décantationo

9 : Boue métallique10 : Résidu métallique11 : Effluent final12 : Produit chimique (acide)

1

B3

2 3

4

5

6

7

8

9

12

11

10

Résidu métallique

Égout

de rejet du pilote (B11), les effluents acides (B6), les effluentsfinaux du traitement (B10), et les résidus métalliques ont aussiété analysés pour leur contenu en métaux.

Digestion acide des échantillonsLa méthode de dissolution réglementaire est celle décrite

par le ministère de l’Environnement et de la faune du Québec(MEFQ 1996). Celle-ci s’effectue sur des échantillons tamisés àune fraction inférieure à 2 mm. Un prélèvement de 1 gd’échantillon réagit avec 10 mL d’HNO3 et 1 mL d’H2O2 àreflux pendant 1 h. Par la suite, 2 mL d’HNO3 et 5 mL d’HClsont ajoutés, et le tout est chauffé jusqu’à l’arrêt des vapeursnitreuses. Après que les échantillons digérés soient refroidis,ces derniers sont complétés à 50 mL avec HCl 5 %. À plusieursreprises, des digestions totales ont été effectuées et ce, afin des’assurer de la reproductibilité de la méthode de digestion duministère de l’Environnement et de la faune du Québec et de fer-mer les bilans. La digestion totale a été effectuée selon la méth-ode no 3030 I, décrite dansAmerican Public HealthAssociationet al. (1999), (HNO3, HClO4 et HF). Chaque série de digestiona été validée en parallèle par la digestion d’échantillons certi-fiés (MESS, PACS, ASH-3). Les solides totaux ont été déter-minés selon la méthode no 2504 B, décrite dans American Pub-lic Health Association et al. (1999).

Méthodes analytiquesLes lectures de pH ont été effectuées à l’aide d’un pH-mètre

Fischer Accumet 805 MP muni d’une électrode Canlab àréférence interne Ag/AgCl et d’une double jonction de verre.Les mesures de potentiel d’oxydoréduction ont été réalisées

avec une électrode de platine, dont le bon fonctionnement a étévérifié avec une solution de quinhydrone (Kodak Ektachrome217) ajustée à pH 4 (268 mV à 20 ◦C) et pH 7 (92 mV à 20 ◦C).Le pH-mètre a été calibré avec les tampons à pH 4 et 7 ou pH7 et 10, selon la zone de lecture des valeurs de pH.

Les mesures des métaux et éléments ont été effectuées parspectrophotométrie au plasma à couplage inductif (ICP-AES)(appareil Thermo Jarrell Ash, modèle Atom Scan 25). Dansles cas du Pb et du Cd, les analyses ont été effectuées par spec-trophotométrie d’adsorption atomique (appareilVarian, modèleSpectrAA 20). Une matrice de HCl 5 % a été employée pourla préservation des échantillons solubles et digérés. Les anal-yses pour les métaux ont été répétées le nombre de fois req-uises pour obtenir un coefficient de variation inférieure (écarttype/moyenne) à 10 % (généralement triplicata). Le carboneorganique et le carbone inorganique ont été déterminés sur unanalyseur NCS de Carlo Erba Instruments. Pour la détermina-tion du carbone organique total, l’échantillon subit un traitementen milieu acide (pH 2 avec H2SO4 1 mol/L pendant 15 min),ce qui permet de détruire le carbone inorganique. Le C dansl’échantillon solide est alors déterminé avec l’appareil pour leNCS, et le carbone inorganique est calculé par soustraction.

Résultats et discussion

Caractérisation du sol avant traitementLes masses de sol mentionnées dans cette étude sont des

tonnes sèches ou des kilogrammes secs. Une masse de sol de30 600 kg a été excavée pour ce projet. La fraction supérieureà 4,76 cm représentait 3,1 % de cette masse, soit 946 kg de sol.

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Le poids sec de la fraction comprise entre 12,7 mm et 5 cm étaitde 6510 kg (21,3 %), alors que la fraction comprise entre 2 et12,7 mm était de 14 200 kg (46,4 %). Une masse de 8940 kgde sol a subi le traitement par spirale, ce qui constitue 29,3 %du sol.

Il faut d’abord noter que ce sol possède un pH basique de9,2, que la teneur en argile est de seulement 1,8 %, alors quela fraction limon représente 6,3 % du sol total. Le pH du sol aété mesuré à trois reprises en mélangeant 100 mL de sol avec200 mL d’eau déionisée. Le pH basique du sol est attribuable à laprésence de cendres d’incinérateurs de déchets municipaux. Lafraction inférieure à 2 mm possède une teneur en carbone totalde 9,7 % ± 1,0 %, la teneur en carbone organique est de 9,0 %± 1,0 % et celle en carbone inorganique est de 0,7 % ± 0,3 %.La fraction de sol supérieure à 2 mm contient 69 mg Pb/kg,40 mg Cu/kg et 111 mg Zn/kg et n’est donc pas contaminée enregard du critère C émis par le ministère de l’Environnement etde la faune du Québec (MEFQ 1998).

Le tableau 1 présente les analyses chimiques sur les frac-tions granulométriques inférieures à 2 mm, ainsi que les limitesde concentration acceptable pour un sol à usage industriel oucommercial (critère C). La reconstitution du sol en considérantles analyses de métaux et les proportions des diverses frac-tions granulométriques correspond bien à la teneur en métauxde l’analyse complète d’un échantillon <2 mm (différence de9,1 % pour le Pb, –2,9 % pour le Cu et 5,1 % pour le Zn). La gran-ulochimie indique que pour le Pb, la teneur augmente à mesureque la taille des particules diminue. Pour le Cu et le Zn, la frac-tion de 1 à 2 mm comporte des teneurs relativement élevées, lesgrains de taille intermédiaire sont moins contaminés et finale-ment, la contamination augmente dans les particules très fines.Toutes les fractions granulométriques inférieures à 2 mm mon-trent une teneur en Pb supérieure au critère C et doivent doncêtre traitées. En fait, la pollution sur ce site provient de cendresd’un ancien incinérateur de déchets urbains. Lors de l’analysede la fraction >2 mm, les déchets visibles sont écartés, et ce nesont que les particules de sols qui sont analysées (faiblementcontaminées). Dans la fraction de taille inférieure à 2 mm, il estimpossible de faire la ségrégation entre ce qui vient des cendreset ce qui est du sol, et la pollution s’y retrouve donc concentrée.

Traitement avec la spiraleAu total, 8940 kg de sol de taille inférieure à 2 mm ont

été traités avec la spirale. Le tableau 2 présente le bilan demasse sur le sol traité par cette technique. Le principal prob-lème rencontré pour boucler ce bilan est causé par la natureparticulaire de la contamination qui a mené à une très grandevariabilité des analyses et ce, spécialement au niveau du Pb.Le sol de l’alimentation de la spirale contenait en moyenne2030 mg Pb/kg, avec un écart type élevé de 1580 mg Pb/kg.Ces données proviennent de la moyenne de 10 échantillons.Malgré ces faits, les bilans montrent une cohérence relative-ment bonne. En effet, les rapports de la masse totale des mé-taux des différentes fractions sur la masse de ces métaux dansl’alimentation sont de 1,02 pour le Pb, 1,16 pour le Zn et 1,29

pour le Cu. Le rapport pour le Cu est un peu moins satisfaisant,le Cu a un comportement encore plus particulaire, car cette pol-lution est souvent la conséquence de la présence de quelquesgrains de Cu élémentaire très massifs qui ont une densité voi-sine de 8,8 g/cm3 (Mercier et al. 2001). Selon l’expérienceacquise, il arrive relativement souvent dans les sites urbainsqui ont reçu des cendres d’incinérateurs ou des déchets urbains(brulés ou non) que l’on peut identifier des parties de com-posantes électriques (petits bouts de fils, attaches pour les fils,rivets) et électroniques (partie de circuit imprimé, divers fils,etc.) au binoculaire. Le cuivre dans les déchets domestiquesprovient donc en bonne partie de ces sources et il se retrouvedonc sous forme élémentaire dans des particules discrètes plusou moins souillées.

En considérant que la seule partie qui ne sera pas traitée parles autres étapes du procédé est le concentré de la spirale, ilfaut constater que la spirale a seulement enlevé 10,2 % du Pb(1860 g Pb/18 200 g Pb), 4,3 % du Zn (335 g Zn/7780 g Zn) et22,7 % du Cu (411 g Cu/1 810 g Cu). La proportion du concentréreprésente 1,8 % de la masse de sol (162 kg/8940 kg). Malgré lacontamination notable de la fraction mixte avec 2980 mg Pb/kg,ces derniers demeurant traitables, il a été décidé de les envoyervers les autres étapes du procédé. Ceci a été fait pour éviterd’avoir à produire une trop grande proportion de concentré avecla spirale. La spirale a été peu efficace pour le Pb, car celui-ciest davantage concentré dans les particules fines (tableau 1).En fait, les spirales sont reconnues comme étant plus efficacessur des particules de 75 µm à 1 mm (INRS-Géoressources etCentre Recherche Minérale 1997). Pour le Cu, la spirale estplus performante, ce qui est compréhensible étant donné que leCu élémentaire est davantage présent dans la fraction grossière(tableau 1). L’efficacité de traiter le premier concentré une sec-onde fois par la spirale apparaît évidente, puisque cela a permisde réduire à seulement 162 kg (1,8 %) de concentré de spiraleà disposer, au lieu de 1090 kg pour le premier concentré. Letonnage de la fraction rejet + mixte du premier passage dans laspirale contient en moyenne 1800 mg Pb/kg, alors que le Zn etle Cu respectent le critère C. Le rejet du passage du concentrédans la spirale contient un peu plus de Pb à 1960 mg Pb/kg.Finalement, le concentré de spirale contient 11 500 mg Pb/kg,2070 mg Zn/kg et 2540 mg Cu/kg. Les facteurs de concentra-tion de la spirale pour ces éléments sont donc de 5,6 pour le Pb,2,4 pour le Zn et 12,6 pour le Cu, ce qui démontre la plus grandeefficacité de la spirale pour le Cu dans ce cas. Globalement, letraitement par spirale aurait pu être plus performant, si la frac-tion mixte avait été retraitée dans celle-ci et si la localisationdes coûteaux de la spirale, la densité de la pulpe et la vitessed’écoulement avaient été optimisées.

Séparation de la fraction <20 µm par hydrocycloneUne masse de 300 kg de sol de taille inférieure à 2 mm a subi

une séparation par hydrocyclone. Le tableau 3 expose le bilande cette opération. Ce tableau montre que la fraction inférieureà 20 µm représente 22,1 % du sol inférieur à 2 mm, donc 6,48 %(22,1 % de 29,3 %) du sol dans son entier. Le bilan pour le Pb

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Tableau 1. Analyse granulochimique des fractions du sol inférieures à 2 mm.

FractionProportionmassique

Conc. Pb(mg/kg)

Contribution(mg Pb/kg)

Conc. Cu(mg/kg)

Contribution(mg Cu/kg)

Conc. Zn(mg/kg)

Contribution(mg Zn/kg)

1 à 2 mm 0,081 1300 105 918 74 1350 1090,5 à 1 mm 0,180 1490 268 312 56 647 116250 à 500 µm 0,174 1280 223 291 51 659 115125 à 250 µm 0,107 1720 184 163 17 715 7753 à 125 µm 0,091 1780 162 297 27 1100 100<53 µm 0,367 2880 1060 367 135 1370 503Somme des fractions 2000 360 911Digestion complète de la fraction <2 mm 2200 350 960Différence +9,1 % –2,9 % +5,1 %Critère C 1000 500 1500

Tableau 2. Bilan de masse du traitement de 8940 kg de sol par la spirale (n = 10).

Pb Cu Zn

Masse (kg) Conc. (mg/kg) Masse (g) Conc. (mg/kg) Masse (g) Conc. (mg/kg) Masse (g)

Alimentation de la spirale8940 2030±1580 18 200 202±59 1810 870±318 7780Premier passage sur la spiraleRejet + mixte7740 1800±379 13 900 204±83 1580 966±167 7480Perte111 5000±1040 555 325±15 36 2850±556 316Deuxième passage sur la spiraleRejet472 1960±464 927 251±82 118 1090±625 512Mixte456 2980±781 1360 431±117 196 796±304 363Concentré162 11500±3700 1860 2540±645 411 2070±1590 335Total des fractions de la spirale8941 18 600 2340 9000

présente une marge d’erreur de 30 %, car il a été très difficile deboucler ce bilan. Le sol de taille supérieure à 20 µm contenait enmoyenne 2170 ± 866 mg Pb/kg, la gamme des valeurs se situantentre 3530 et 976 mg Pb/kg. Il est probable qu’en enlevant lesfines, l’échantillonnage à l’échelle préindustrielle soit davantagevariable, ce qui implique que la présence des fines augmentaitl’homogénéité.

Globalement, l’hydrocyclone permet de séparer une fractionde sol très fin fortement contaminé en Pb avec 5150 mg/kg.Étant donné la marge d’erreur sur le bilan, l’enlèvement du Pbpar rapport à la fraction <2 mm est estimé entre 22,3 et 40,2 %,donnant une valeur moyenne d’environ 31 %. L’enlèvementdu Cu (30 %) et du Zn (35 %) se situe dans la même gamme.L’utilisation de l’hydrocyclone a donc permis d’isoler une petitefraction de sol fortement contaminé.

Traitement chimique après la spirale et l’hydrocycloneLe tableau 4 présente le bilan du procédé dans son entier

lorsque les sols ont préalablement subi un traitement à la spirale

et que les fines ont été enlevées à l’aide de l’hydrocyclone. Cetableau démontre que le procédé chimique a été passablementefficace pour l’enlèvement du Pb, car sa teneur est abaissée à941 mg/kg (56,7 % d’enlèvement par rapport au sol qui entredans le procédé chimique). Le pourcentage d’enlèvement du Cuet du Zn est cependant assez faible pour le procédé chimique.Il est fréquent que les pourcentages d’enlèvement des métauxdans le procédé chimique soient faibles, lorsque les teneurs ini-tiales sont relativement faibles par rapport au critère C (Mercieret al. 2001, 2002a; Villeneuve et al. 1998). Il aurait sans douteété possible d’extraire davantage de métaux en ajoutant desagents chélateurs (p. ex., EDTA), mais le coût associé à cetajout aurait augmenté le coût du procédé dans une gamme nonviable dans le marché actuel. De plus, une partie des métauxest sans doute peu disponible, ceci étant la conséquence de laprésence de composés faiblement solubles, même à pH 2.

Malgré tout, un très bon bilan massique a été obtenu, lesrapports des masses de métaux intrant/extrants sont de 1,24pour le Pb, 1,08 pour le Cu et 1,08 pour le Zn. La produc-

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Tableau 3. Bilan de masse de la séparation des particules <20 µm à l’aide de l’hydrocyclone.

Pb Cu Zn

Masse (kg) Conc.(mg/kg)

Masse(g)

Enlèvement(%)

Conc.(mg/kg)

Masse(g)

Enlèvement(%)

Conc.(mg/kg)

Masse(g)

Enlèvement(%)

Alimentation de l’hydrocyclone300 2180 654 325 97,5 1320 396Particules >20 µm234 2170 508 22,4 287 67,1 31,2 1160 271 31,6Particules <20 µm66 5150 341 47,9 412 27,3 72,0 2440 162 59,1Intrants (I) 654 98 396Extrants (E) 849 94 433Rapport I/E 0,77 1,03 0,92

Tableau 4. Bilan de masse du traitement du sol ayant subi la spirale, l’hydrocyclone et le procédé de lixiviationchimique.

Pb Cu Zn

Masse (kg) Conc.(mg/kg)

Masse(g)

Enlèvement(%)

Conc.(mg/kg)

Masse(g)

Enlèvement(%)

Conc.(mg/kg)

Masse(g)

Enlèvement(%)

Alimentation du procédé chimique226 2170 490 254 57,4 990 224Sol traité par lixiviation chimique206 941 194 60,5 234 48,2 16,0 848 175 21,9Résidu métallique du procédé chimique14,5 13800 200 327 4,74 2110 30,6Effluent du procédé chimique21470 0,07 1,50 0,02 0,43 0,06 1,29Intrants (I) 490 57,4 224Extrants (E) 395 53,4 207Rapport I/E 1,24 1,08 1,08

tion de résidu métallique par le procédé chimique est de 6,4 %(m/m). Le résidu métallique contient une forte concentrationen Pb (13 800 mg/kg) et doit être géré soit comme un déchetdangereux, soit recyclé dans l’industrie. Concernant l’effluentfinal, à la ville de Québec, les concentrations maximales per-mises pour un rejet à l’égout sont de 2 mg Pb/L, 5 mg Cu/L et10 mg Zn/L. Le tableau 4 montre que l’eau de procédé (efflu-ent final) respecte très facilement ces valeurs (noter que pourl’eau mg/kg équivaut à mg/L). En fait, les quantités de ces troismétaux dans l’effluent représentent moins de 1 % de la quantitéde métal présent dans le sol de départ. Il serait toutefois in-téressant dans le futur d’améliorer le procédé afin de recirculerl’eau et diminuer considérablement la quantité d’eau acheminéevers l’égout. Depuis ces expériences, des études (non publiées)ont démontré qu’il est possible de recirculer l’effluent dans leprocédé, éliminant ainsi le problème de la gestion de l’effluent.La consommation d’eau est donc passée d’environ 10 à moinsde 1 m3 par tonne sèche traitée.

Le tableau 5 présente les résultats du procédé chimique,mais cette fois-ci sans le traitement par hydrocyclone. L’hétéro-généité d’un baril à l’autre étant assez grande, on constate quemalgré le fait que l’hydrocyclone n’a pas été appliqué, le sol

avant traitement chimique contient moins de Pb que l’essai dutableau 4. Ceci complique un peu la comparaison des résultats.L’enlèvement pour le Pb est presque similaire à l’essai précé-dent, soit 56,9 %. Par contre, les rendements d’enlèvementdu Cu et du Zn, avec respectivement 32,7 % et 48,5 %, sontsupérieurs à l’essai précédent. Un taux d’enlèvement de 56 %pour le Pb implique que pour ce sol, l’hydrocyclone n’est pasrequis pour atteindre le critère C (1000 mg Pb/kg) si le solcontient initialement moins de 2300 mg Pb/kg. Cependant,l’enlèvement de la fraction fine par hydrocyclone est très avan-tageux du point de vue environnemental, car c’est cette fractionqui libère le plus de métaux lors des tests de lixiviation, commele « toxicity characteristic leaching procedure » (TCLP), ou lorsdes tests d’estimation de la biodisponibilité des métaux, tel letest de simulation du suc gastrique (Mercier et al. 2002b). Ici en-core, les bilans sont cohérents, et l’effluent respecte facilementles concentrations limites pour le rejet à l’égout. La proportionde Pb qui se retrouve dans l’effluent représente 1,33 % de laquantité totale de Pb dans le sol de départ. Le résidu métalliquecontient cette fois-ci beaucoup plus de Cu (1050 mg/kg) et deZn (13 200 mg/kg), car ces métaux sont davantage solubilisés.Ceci n’a cependant pas d’impact sur la gestion de ce résidu, car

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Tableau 5. Bilan de masse du traitement du sol ayant subi la spirale et le procédé de lixiviation chimique.

Pb Cu Zn

Masse (kg) Conc.(mg/kg)

Masse(g)

Enlèvement(%)

Conc.(mg/kg)

Masse(g)

Enlèvement(%)

Conc.(mg/kg)

Masse(g)

Enlèvement(%)

Alimentation du procédé chimique210 2000 420 330 69,3 1270 267Sol traité par lixiviation chimique197 859 169 59,7 222 43,7 43,7 652 128 51,8Résidu métallique du procédé chimique13,3 13 400 178 1050 14,0 13 200 176Effluent du procédé chimique22 400 0,25 5,60 0,09 2,02 0,24 5,38Intrants (I) 420 69,3 267Extrants (E) 353 59,7 309Rapport I/E 1,19 1,16 0,86

celui-ci devra de toute façon être géré comme déchet dangereuxen raison de la forte présence du Pb.

Filtrabilité des sols et des résidus et consommation deproduits chimiques

La consommation d’acide chlorhydrique pour effectuer letraitement est de 0,44 ± 0,11 t HCl concentré (36 %) (n = 12)par tonne de sol sec traité chimiquement. La consommation dechaux pour effectuer la précipitation des métaux est de 80,2 ±18,8 kg de chaux hydratée par tonne de sol sec traité dans leprocédé chimique. La siccité du gâteau de sol sortant du filtreest de 50 % de solides, et la capacité du filtre est d’environ15 kg sec/h/m2. La filtration des résidus métalliques est plusdifficile, puisque la siccité à la sortie du filtre est d’environ 20 %de solides et la capacité du filtre varie entre 2 et 3 kg sec/h/m2.

Bilan massique de la filière de traitement du solLa figure 3 présente le bilan sur une base sèche du procédé

dans son ensemble selon les données moyennes des diversescomposantes du procédé. Il peut apparaître que la teneur dusol augmente un peu lors de la séparation par hydrocyclone,mais ceci n’est que la conséquence de l’hétérogénéité du sol àtraiter. Dans un tel bilan, une variation de 10 % n’est pas trèssignificative.

Pour chaque tonne de sol excavé, une proportion de 293 kgde sol de taille inférieure à 2 mm doit être traitée, alors qu’unemasse de 707 kg de sol de taille supérieure à 2 mm peut êtreclassée comme étant non contaminée. La spirale produit unefraction de 5,3 kg de concentré fortement pollué en Pb(11 500 mg/kg). Ce concentré de spirale doit être géré commeun déchet dangereux par stabilisation et enfouissement dans unsite à sécurité accrue. Cette filière de disposition coûte environ300 $ CAN par tonne métrique reçue (/t.m. reçue) (transportinclus).

Si le sol contient plus d’environ 2300 mg Pb/kg, il est re-quis d’enlever la fraction de taille inférieure à 20 µm, ce quigénère une fraction importante de sol très contaminée avec6,48 % ou 64,8 kg environ. Ce sol fin peut aussi, au Québec,

être enfoui dans un site pour déchets dangereux à un coûtde 300 $ CAN/t.m. reçue. Le procédé chimique produit unrésidu métallique qui représente environ 1,87 % du sol ini-tial. Ce résidu métallique contient 13 800 mg Pb/kg et doit êtregéré comme un déchet dangereux à 300 $ CAN/t.m. reçue. Lesol traité de taille inférieure à 2 mm représente donc environ20,4 % ou 204 kg sur une base sèche et il contient 941, 848 et234 mg/kg de Pb, Zn et Cu respectivement. Globalement, lafilière de décontamination permet d’obtenir 911 kg de sol rela-tivement propre, ainsi que 88,7 kg de rejets contaminés incluantdes fractions de sol et des résidus métalliques.

Faisabilité économiqueLe tableau 6 montre l’étude d’un cas théorique, car la car-

actérisation exhaustive du site testé n’est pas disponible. Sup-posons donc ici qu’il soit nécessaire de traiter 100 000 t.m.sèches de sol sur une période de 2 ans. Les coûts de procédéprésentés au tableau 6 incluent la main d’oeuvre, l’équipementet le financement de tous les équipements requis pour un tel pro-jet. La pleine valeur des équipements est amortie sur la durée duprojet. Un facteur de sécurité de 25 % est appliqué, et le taux definancement est évalué à 10 %. Étant donné la faible consomma-tion d’eau (1 m3/t.m. traitée), le coût de l’eau se situe à environ0,25 $/t.m. traitée et il est considéré comme négligeable, carla précision de cette étude économique est estimée à ±20 %(±17 $/t.m. traitée). Le prix global de 83,21 $ CAN/t.m. sèchene comprend pas de marge bénéficiaire. Le coût global peutsembler faible à prime abord, mais le lecteur doit tenir comptedu fait qu’il s’agit d’un contrat de gros volume représentantplus de 8,3 millions de dollars canadiens.

Pour ce cas, le matériel excavé passe dans un séparateur mag-nétique pour enlever le matériel ferromagnétique grossier, puisle matériel non magnétique est tamisé à 5 cm. La fraction >5 cmcontient des roches, du béton, de l’asphalte et des déchets divers.Les roches et béton sont concassés et retournés sur le site. Lesdéchets (hypothèse de 5 %) sont enfouis à un coût d’environ25 $ CAN/t.m. transport compris, ce qui est un coût représen-tatif de la situation québécoise. La fraction >5 cm est donc triée

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Fig. 3. Bilan global de la filière de décontamination du sol.

manuellement. Ici, on doit supposer qu’il y a 10 % de rocheset béton qui est concassé et réutilisé sur le site. Le sol restantest tamisé à 1 cm à sec, puis un tamisage humide à 2 mm estpratiqué. Le sol supérieur à 2 mm est propre dans ce cas. Lematériel <2 mm est traité par la spirale, puis par hydrocycloneet, finalement, par le procédé chimique. Les concentrés produitspar la spirale et l’hydrocyclone sont considérés dans le contextequébécois comme des déchets dangereux et ils sont gérés à uncoût d’environ 300 $ CAN/t.m., transport inclus.

Le procédé chimique présente un coût unitaire (comprenantle séchage du résidu métallique) assez élevé à 125 $ CAN/t.m.sèche, car la consommation de l’acide chlorhydrique(160 $ CAN/t.m. de HCl concentré) est relativement onéreuse. Ilest possible de constater que la proportion du procédé chimiquedans le projet atteint 37,43 % (30,69 % + 6,74 %) du coût, si onconsidère la gestion du résidu métallique comme déchet dan-gereux à un coût d’environ 300 $ CAN/t.m. (transport inclus).Un budget est aussi prévu pour le remplacement du matériel qui

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Tableau 6. Prévisions budgétaires pour un projet de décontamination de 100 000 t (tonnes métriques, t.m.)de sol sur une période de 2 ans.

Items budgétairesProportiondu sol (%)

Coût unitaire($/t.m.)

Coût global($/t.m.)

Proportiondu coût (%)

Excavation et retour sur le site 100,0 3 3,00 3,61Enlèvement matériel ferro-magnétique grossier 100,0 3 3,00 3,61Tamisage à 5 cm 100,0 1 1,00 1,20Tri du matériel de taille supérieure à 5 cm 10,0 20 2,00 2,40Concassage des roches et du béton à 1 cm 10,0 2 0,20 0,24Enfouissement des déchets triés 5,0 25 1,25 1,50Tamisage à sec à 1 cm 85,5 1 0,86 1,03Tamisage humide à 2 mm 80,0 1 0,80 0,96Spirale 29,3 10 2,93 3,52Disposition du concentré de spirale 0,53 300 1,59 1,91Hydrocyclone 28,8 3 0,86 1,04Disposition du concentré d’hydrocyclone 6,48 300 19,44 23,36Procédé chimique 20,4 125 25,54 30,69Disposition du résidu métallique 1,87 300 5,61 6,74Remplacement du matériel hors site 13,9 5 0,69 0,83Sous-total 68,77Analyses minéralogiques (1 %) 0,69 0,83Analyses, échantillonnages et suivi (5 %) 3,44 4,13Ingénierie et gestion de projet (15 %) 10,32 12,40Total 83,21 100

est acheminé hors site. Un montant substantiel est requis pourles études minéralogiques (1 %), car elles permettent de mieuxcibler les conditions à imposer lors des divers procédés (Mercieret al. 2001). Le nombre des analyses chimiques requis étant trèsimposant, ces analyses, les granulochimies, l’échantillonnage etle suivi de l’efficacité des procédés requièrent environ 5 % dubudget. Finalement, l’ingénierie, la supervision et la gestion deprojet occupent un ratio d’environ 15 % de la valeur du projet.

Conclusions

Cette étude a permis d’évaluer la performance de procédésminéralurgique et chimique pour la décontamination de solspollués par des métaux toxiques. Les essais pilotes à l’échellepréindustrielle ont été effectués sur un sol contaminé par duPb, du Cu et du Zn. Ces essais ont permis de démontrer quel’efficacité des procédés est conservée lors du passage del’échelle laboratoire à l’échelle pilote. Ce fait est de grandeimportance pour le potentiel de commercialisation du procédé.La fraction de taille supérieure à 2 mm représentant plus de70 % du sol n’est pas contaminée, ce qui diminue considérable-ment le coût global du traitement. Une étude granulochimiquea montré qu’il n’était pas possible de décontaminer les frac-tions de taille inférieure à 2 mm du sol en séparant une fractiongranulométrique de celui-ci, car le Pb dépasse le critère C duministère de l’Environnement du Québec et ce, dans toutes lesfractions inférieures à 2 mm.

Le traitement par spirale a été plus efficace pour l’enlèvementdu Cu, car ce métal était davantage concentré dans les grossesparticules de 1 à 2 mm. Par contre, cette technique a donné

un faible rendement pour l’enlèvement du Pb puisque, pour cemétal, une forte concentration était présente dans les partic-ules fines. Une optimisation plus poussée de cette techniqueserait à entreprendre. Globalement, la spirale produit un tauxde production de concentré faible représentant, dans le présentcas, 0,53 % du sol global initial. La séparation de la fractionde taille inférieure à 20 µm par un hydrocyclone industriel aaussi permis de séparer une fraction représentant 6,48 % du solglobal initial et qui contient 5150 mg Pb/kg. Cette séparationconstitue une contribution importante au traitement en terme debénéfice environnemental, car la surface spécifique étant plusgrande dans les fines particules, cette fraction libère générale-ment beaucoup de métaux lors des divers tests réglementairesde lixiviation.

Le procédé chimique a été très utile, car il a permis d’abaisserla teneur en Pb au-dessous du critère C en enlevant près de 57 %de ce métal. Une efficacité supérieure serait difficile à obtenirsans augmenter indûment le coût du procédé. La production derésidu métallique équivaut à environ 1,87 % du sol global initial.Globalement, l’utilisation de la spirale, d’un hydrocyclone etd’un procédé chimique permet à partir d’un sol contenant plusde 2200 mg Pb/kg (<2 mm) d’obtenir environ 91,1 % d’un solrespectant aisément le critère C et 8,9 % de rejets fortementpollués devant être disposés sécuritairement.

Un tel procédé (ex-situ, « on-site ») nécessite l’excavationet la remise en place de la plupart du matériel sur le site, maisce n’est pas un gros handicap. Son plus gros handicap est lataille des réacteurs chimiques qui impliquent une usine fixeplutôt que mobile. Pour diminuer ces inconvénients, il seraitimportant d’optimiser davantage les procédés minéralurgiques

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pour utiliser en moindre proportion la lixiviation chimique. Desétudes ultérieures ont démontré qu’il était possible de recirculerl’effluent dans le procédé, éliminant ainsi le problème de lagestion de l’effluent. Le procédé génère des déchets dangereuxultimes, mais tous les procédés qui traitent des métaux par destechniques autres que la stabilisation ont ce problème, car lesmétaux ne peuvent être dégradés ou détruits. La stabilisation,par contre, garde une proportion du risque sur le site, ce qui larend souvent inacceptable si on envisage des usages sensibles,tel le développement résidentiel.

Remerciements

Les auteurs adressent leurs remerciements à EnvironnementCanada, Alex Sol Inc. et le Consortium de recherche précom-pétitif spécialisé dans les minéraux (COREM) pour leur supportfinancier et technique dans la réalisation du présent projet. Cetterecherche a été réalisée avec l’appui financier d’EnvironnementCanada (section Innovation technologique), du Conseil derecherches en sciences et en génie (CRSNG subvention derecherche individuelle no 216819–99) et du Fonds pour la for-mation des chercheurs et l’aide à la recherche (FCAR subven-tion – nouveau chercheur no 00-NC-1961).

Bibliographie

American Public Health Association (APHA), American WaterWorks Association (AWWA) et Water Pollution Control Federation(WPCF). 1999. Standard methods for examination of water andwastewaters. 20e éd. American Public Health Association, Ameri-can Water WorksAssociation et Water Pollution Control Federation,Washington, D.C.

Barona, A., Aranguiz, I., et Elias, A. 2001. Metal associations in soilsbefore and after EDTA extractive decontamination: implications forthe effectiveness of further clean-up procedures. Environ. Pollut.113 : 79–85.

Bassi, R., Prasher, S.O., et Simpson, B.K. 2000. Extraction of metalsfrom a contaminated sandy soil using citric acid. Environ. Prog. 19 :275–282.

Bosecker, K. 2001. Microbial leaching in environmental clean-up pro-grammes. Hydrometallurgy, 59 : 245–248.

Hall, D., et Holbein, B.E. 1993. Integrated treatment of heavy metaland organic contaminated industrial soils. Soil remediation sym-posium, Québec, Qué., 8 au 10 octobre. Section Développementtechnologique, Environnement Canada. pp. 151–195.

Hong, K.J., Tokunaga, S., et Kajiuchi, T. 2002. Evaluation of remedia-tion process with plant-derived biosurfactant for recovery of heavymetals from contaminated soils. Chemosphere, 49 : 379–387.

INRS-Géoressources, et Centre Recherche Minérale. 1997. Protocoled’évaluation de la traitabilité des sédiments, des sols et des boues àl’aide des technologies minéralurgiques. Rapport rédigé pour En-vironnement Canada, En 40–542/5–1997F. Québec, Qué.

Lang, D.D., et Mourato, D. 1993. Results of the Toronto harbour comis-sioners soil recycling demonstration project. Toronto Harbour Com-missioners, Toronto, Ont.

Lin, H.K., Man, X.D., et Walsh, D.E. 2001. Lead removal via soilwashing and leaching. J. Min. Met. Mat. Soc. 53 : 22–25.

Marino, M.A., Brica, R.M., et Neale, C.N. 1997. Heavy metal soilremediation; the effects of attrition scrubbing on a wet gravity con-centration process. Environ. Prog. 16 : 208–214.

Masscheleyn, P.H., Tack, F.M., et Verloo, M.G. 1999. A model forevaluating the feasibility of an extraction procedure for heavy metalremoval from contaminated soils.WaterAir Soil Pollut. 113 : 63–76.

Ministère de l’Environnement et de la faune du Québec (MEFQ).1996. Méthode 210.met,1,0, Digestion des sols. Ministère del’Environnement du Québec, Québec, Qué.

Ministère de l’Environnement et de la faune du Québec (MEFQ). 1998.Politique de protection des sols et de réhabilitation des terrains con-taminés. Gouvernement du Québec, Ministère de l’Environnementet Faune, Québec, Qué.

Mercier, G. 2000. Disponibilité des métaux dans les sols et prévision durendement d’enlèvement par des techniques minéralurgiques. Thèsede doctorat, Département de géologie et de génie géologique, Uni-versité Laval, Québec, Qué., et Thèse de doctorat, Institut NationalSciences Appliquées Toulouse, Toulouse, France.

Mercier, G., Duchesne, J., et Blackburn, D. 2001. Prediction of theefficiency of physical methods to remove metals from contaminatedsoils. J. Environ. Eng. Div. ASCE, 127(4) : 348–358.

Mercier, G., Duchesne, J., et Blackburn, D. 2002a. Mineral processingtechnology followed by chemical leaching to remove mobile metalsfrom contaminated soils. Water Air Soil Pollut. 135 : 105–130.

Mercier, G., Duchesne, J., et Carles-Gibergues, A. 2002b. A fast andsimple screening test to detect lead polluted soils. Environ. Pollut.118(3) : 285–296.

Mulligan, C.N., Yong, R.N., Gibbs, B.F., James, S., et Bennett, H.P.J.1999. Metal removal from contaminated soil and sediments by thebiosurfactant surfactin. Environ. Sci. Technol. 33 : 3812–3820.

Murray, K., Bazzi, A., Carter, C., Ehlert, A., Hanis, A., Kopec, M.,Richardson, J., et Sokol, H. 1997. Distribution and mobility of leadin soils at an outdoor shooting range. J. Soil Contamin. 6 : 79–93.

Neale, C.N., Bricka, R.M., et Chao, A.C. 1997. Evaluating acids andchelating agents for removing heavy metals from contaminatedsoils. Environ. Prog. 16 : 274–280.

Nedwed, T., et Clifford, D.A. 1997. A survey of lead battery recyclingsites et soil remediation processes. Waste Manage. 17 : 257–269.

Nedwed, T., et Clifford, D.A. 2000. Feasibility of extracting lead fromlead battery recycling site soil using high-concentration chloridesolutions. Environ. Prog. 19 : 197–206.

Papassiopi, N., Tambouris, S., et Kontopoulos, A. 1999. Removal ofheavy metals from calcareous contaminated soils by EDTA leach-ing. Water Air Soil Pollut. 109 : 1–15.

Peters, R.W. 1999. Chelant extraction of heavy metals from contami-nated soils. J. Hazard. Mater. 66 : 151–210.

Reddy, K.R., et Chinthamreddy, S. 2000. Comparison of extractantsfor removing heavy metals from contaminated clayey soils. SoilSediment Contamination, 9 : 449–462.

Rikers, R.A., Rem, P., Dalmijn, W.L., et Honders,A. 1998a. Character-ization of heavy metals in soil by high gradient magnetic separator.J. Soil Contamin. 7 : 163–190.

Rikers, R.A., Rem, P., et Dalmijn, W.L. 1998b. Improved method ofprediction of heavy metal recoveries from soil using high magneticprocess (HIMS). Int. J. Miner. Proc. 54 : 165–182.

Rulkens, W.H., et Honders, A. 1996. Clean-up of contaminated sites:experiences in the Netherlands. Water Sci. Technol. 34 : 293–301.

US Environmental Protection Agency. 1994a. Guidance manual forthe integrated exposure uptake biokinetic model for lead in children.

© 2007 CNRC Canada

64 J. Environ. Eng. Sci. Vol. 6, 2007

Office of Emergency et Remedial Response, Report and Software,Lead 0,99d, EPA 540-R-93–081, Washington, D.C.

US Environmental Protection Agency. 1994b. Assessment and reme-diation of contaminated sediments (ARCS program); mineral pro-cessing pretreatment of contaminated sediments. EPA 905-R94–022, Chicago, Ill.

Van Benschoten, J.E., Matsumoto, M.R., et Young, W.H. 1997. Evalu-ation et analysis of soil washing for seven lead-contaminated soils.J. Environ. Eng. Div. ASCE, 123 : 217–224.

Villeneuve, J.P., Chartier, M., Mercier, G., et Roberge, G. 1998. Miseau point d’un procédé de biolixiviation des métaux pour la décon-tamination des sols et des sédiments. Rapport scientifique no. R509,INRS-Eau, Sainte-Foy, Qué.

Wagner, R.H.O., Stogran, S.W., et Plumpton, A.J. 1997. Mineral pro-cessing technology for site remediation. Lakefield Research Lim-ited, Lakefield, Ont.

Wasay, S.A., Barrington, S.F., et Tokunaga, S. 1998. Remediation ofsoil polluted by heavy metals using salts or organic acids et chelatingagents. Environ. Technol. 19 : 369–380.

Wills, B.A. 1992. Mineral processing technology. Pergamon Press,New York, N.Y.

Wixon, B.G., et Davies, B.E. 1993. Lead in soil, recommended guide-lines. Rapport préparé pour Society for Environmental Geochem-istry and Health, « Lead in soil » Task force, US EnvironmentalProtection Agency, Science Reviews, Washington, D.C.

Xintaras, C. 1992. Analysis paper: Impact of lead contaminated soilon public health. US Department of Health and Human Services,Agency for toxic substances and disease, Atlanta, Georgia, USA.

Zagury, G.J., Narasiah, K.S., et Tyagi, R.D. 2001. Bioleaching ofmetal-contaminated soil in semi-continuous reactor. J. Environ.Eng. Div. ASCE, 127 : 812–817.

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