Caractérisation des lixiviats issus des rejets miniers de ...

1 ,1\ 1 l<"I 11 NANGUI ABROGOL

N° Candidat : CI 0208030088

Nom : KOFFI

Prénoms : Kouadio Éric

Laboratoire Géosciences et Environnement

Ministère de l'Enseignement Supérieur et de la Recherche Scientifique

MEMOIRE POUR L'OBTENTION DU A

DIPLOME DE MASTER

EN SCIENCES ET GESTION DE L'ENVIRONNEMENT

OPTION: Géoscicnccs et Environnement

THEME:

Caractérisation des lixiviats issus des rejets miniers de Bonikro : physico

chimie et atténuation naturelle des cyanures.

Date de soutenance : 30 Janvier 2016

Caractérisation des lixiviats issus des rejets miniers de Bonikro : physico-chimie et atténuation naturelle des cyanures.

TABLE DES MATIERES

DEDICACE iv

REMERCIEMENTS V

LISTE DES SIGLES ET ACRONYMES vi

LISTE DES FIGURES vii

LISTE DES TABLEAUX viii

RESUME ix

INTRODUCTION 1

CHAPITRE 1 : GENERALITES 4

1.1 PRESENTATION DE LA ZONE D'ETUDE 5

1.1.1 Situation géographique 5

1.1.2 Climat 6

1. J .3 Hydrographie 6

1.1.4 Géologie 7

1.1.5 Sols 8

1.1.6 Végétation 8

1.1. 7 Population 9

1.1.8 Activités économiques 9

1.2 DESCRIPTION DU PROCEDE DE TRAITEMENT DU MINERAI DE LA MINE D'OR DE BONIKRO l 0

1.2. l Concassage 10

1.2.2 Broyage, classement et concentration gravi métrique l 0

1.2.3 Circuit de lixiviation (CIL) 10

1.2.4 Circuit de lavage à l'acide 11

1.2.5 Elution 11

1.2.6 Electrolyse et purification 11

1.2.7 Parc à résidu 12

1.3 CYANURE DANS L'ENVIRONNEMENT 13

1 .3 .1 Sources des cyanures 13

1.3.1.1 Sources anthropiques 13

1.3 .1.2 Sources naturelles 13

1.3 .2 Structure des cyanures 15

1.3.3 Propriétés physico-chimiques des cyanures 15

KDFFI KOUCl"1ÎO 51'Î.C


1.3.4 Différentes formes des cyanures 16

1.3 .4.1 Cyanures Simples 16

1.3 .4.2 Cyanures complexes 18

1.3.4.3 Thiocyanates (SCN") 19

1.3 .4.4 Cyanates (CNO-) 19

1.3.5 Toxicité des cyanures 19

1.3.5.1 Toxicité chez l'homme 19

1.3.5.2 Toxicité chez la plante 20

1.3.6 Formes de cyanure présentes dans les résidus miniers 20

1.4 MECANISMES NATURELS D'ATTENUATION DES CYANURES DANS L'ENVIRONNEMENT 21

1.4.1 Oxydation des cyanures 21

1.4.1.1 Oxydation chimique 21

1.4.1.2 Oxydation biologique 22

1.4.2 Hydrolyse 23

1.4.3 Volatilisation 23

CHAPITRE II: MATERIEL ET METHODES 24

2.1 MATERIELS 25

2. 1.1 Données 25

2.1.2 Matériel technique de terrain 25

2.1.3 Matériel informatique et de laboratoire 25

2.2 METHODES DE TRA V AIL 26

2.2.1 Echantillonnage 26

2.2.2 Mesure des paramètres physiques« in situ» 27

2.2.3 Analyse chimique des échantillons 27

2.2.3.1 Dosage des métaux par la méthode ICP-MS 27

2.2.3.2 Dosage des cyanures 27

2.2.4 Analyse en Composantes Principales (ACP) 28

CHAPITRE lll : RESULTATS ET DISCUSSION 30

3.1 RESULTATS 31

3.1.1 Paramètres physiques du parc à résidu 31

3 .1.1 .1 pH 3 1

3 .1.1.2 Oxygène dissous 31

Il KDFFI Kouciclto ét'lc :2014 - :2.015


3.1.1.3 Total des solides Dissous (TDS) 32

3.1.2 Paramètres chimiques du parc 32

3.1.2.1 Métaux 32

3.1.2.2 Métaux alcalins et alcalino-terreux 35

3.1.2.3 Comparaison des valeurs moyennes des concentrations en métaux aux différentes stations 36

3.1.2.3 Espèces cyanurés 38

3.1.3 Analyse en Composantes Principales (ACP) des paramètres mesurés 40

3.2 DISCUSSION 45

CONCLUSION ET PERSPECTIVES 49

REFERENCES BIBLIOGRAPHIQUES 50

iii K.OFFI KouaclLo értc


DEDICACE

-

jeJéJuce~à:

mon: [lè,,u ,Cf)~/ '%(9~11/4 <lded;iAffi ;

ma ~ ,Cf)UA Vif) =r- ~i/4e;i;ie ; maµ, '?Cf)~/ eM(9Jé t./,,vf\/4(!,e <l-wVPteJ;

~ g~ el $aul/tâ,

iv KOFFI K.ouacl~o ér~c

Caractérisation des lixiviats issus des rejets miniers de Bonikro : physico-chimie el atténuation naturelle des cyanures.

REMERCIEMENTS

« {91,uJ!l!e, ~ MJd l!a vd!uu J ~~fou à un funune/ d / / Il

n: aaea. ~ un, md .JUUU ~ W, ~ ~

_;uuf!a~ dcemdc'e&t: ~)) (Hampaté Ba)

Fort de cette citation, nous aimerions dire Merci.

Merci est un bien modeste mot. mais qui sort de la bouche que sous l'effet d'une action

qui inspire de la gratitude. Cette gratitude je veux l'exprimer en premier lieu au Professeur

SAVANE Issiaka. Directeur du Laboratoire Géoscience et Environnement de l'Université

Nangui ABROGOUA, pour avoir autorisé ce travail au sein de son laboratoire.

J'adresse mes sincères remerciements au Professeur KOFFI Kouadio, Enseignant

chercheur à l'Université Nangui ABROGOUA, qui a accepté encore une fois de plus de

m'encadrer dans l'accomplissement du présent travail. Je lui témoigne ma profonde gratitude

pour toute l'attention accordée pour son dévouement et sa contribution indispensables à la

réalisation de ce mémoire.

Qu'il me soit permis d'exprimer ma profonde gratitude à Monsieur MEITE Mohamed,

Superviseur Environnement à la mine de Bonikro, qui nous a permis de réaliser ce présent

travail au travers de ces travaux de thèse sur« l'atténuation naturelle des cyanures dans le parc

à résidu des exploitations aurifères en Afrique». Je ne saurais trouver les mots justes pour lui

témoigner ma reconnaissance.

Je tiens à remercier vivement les Docteurs, MANGOUA Jules, KOUASSI Auguste et

DOUAGUI Aristide pour leur soutien moral, leurs conseils, leurs suggestions, leurs critiques.

Je leur exprime toute ma profonde reconnaissance.

Un grand merci au frère KOFFI Yao Donald, Doctorant en SGE, pour sa contribution à

la réalisation de ce document et surtout son soutien sans faille, son encouragement et se

conseils. Merci infiniment cher grand frère.

Infiniment merci à mademoiselle KAMANAN Yiwa Monique pour son amitié

indéfectible ces trois dernières années, son soutient sans précédent. Chère amie, trouve en ces

mots toute ma reconnaissance pour ce que tu as fait pour moi.

Par crainte d'avoir oublié quelqu'un, que tous ceux et celles dont je suis redevable se

voient ici vivement remerciés.

V

Caractérisation des /ixiviats issus des rejets miniers de Bonikro : physico-chimie et atténuation naturelle des cyanures.

LISTE DES SIGLES ET ACRONYMES

ACP

CA

CIL

CIP

ETM

FAO

GPS

INERIS

OMS

pH

ppm

SAD

SAG

U.S. EPA

UV TDS

WAD

: Analyse en Composantes Principales

: Charbon Actif

: Carbon In Leach

: Carbon In Pulp

: Elément Trace Métallique

: Organisation des Nations unies pour l'alimentation et l'agriculture

: Global Position System

: Institut National de l'Environnement et des Risques

: Organisation Mondiale de la Santé

: Potentiel d'hydrogène

: Partie par million

: Strong Acid Dissociable

: Semi-Autogène

: United States Environmental Protection Agency

: Ultra-violet

: Total Dissolved Solids

: Weak Acid Dissociable

VI KDFFI KouacH.o értc MéJM.otre ~e Master II c;éosctev.ces et 61,wtrOV1.V1.e1M.eV1.t :2.014 - 2.015


LISTE DES FIGURES

Figure 1: Situation géographique de la zone d'étude 5

Figure 2: Diagramme ombra-thermique de la mine de Bonikro (Station météo de la mine

2009 à 2011) 6

Figure 3: Réseau hydrographique de la zone d'étude (Bamba, 2012) 7

Figure 4: Différents étapes du traitement du minerai (Hichern, 2006) 12

Figure 5 : Production de cyanure par les glucosides cyanogéniques des plantes (Knowles

1976) 14

Figure 6: Influence du pH sur l'équilibre entre l'ion cyanure et l'acide cyanhydrique (Zaidi et

al, 1985) 16

Figure 7: Localisation des points d'échantillonnage dans le parc à résidu 26

Figure 8 : Evolution de la teneur en cyanures des eaux à la bouche d'entrée (a), dans le bassin

de décantation (b) et dans le cours d'eau à l'aval du bassin (c) 40

Figure 9: Projection des individus 40

Figure 10: Projection des paramètres mesurés (variables) 40





Figure 15: Graphique des valeurs propres 43



vii K.OFFI Kouac(f,o érLc Méil\,\.oLre cle Ma.ster II ciéo.scLe~e.s et 511wLro111,v.eil\,\.e111,t ::2014 - :201s


LISTE DES TABLEAUX

Tableau I: Valeurs minimales, maximales et moyennes des paramètres physiques des

différentes stations 3 J

Tableau II: Concentrations moyennes des paramètres chimiques aux différentes stations en

2012 ·········································································································································· 32 Tableau III: Concentrations moyennes des paramètres chimiques aux différentes stations en

2013 33

Tableau IV: Concentrations moyennes des paramètres chimiques aux différentes stations en

2014 33

Tableau V: Concentrations minimales, maximales et moyennes en métaux enregistrées dans

les stations au cours des trois années 37

Tableau VI: Concentrations des espèces cyanurées dans les différentes stations 38

Tableau Vil: Valeurs propres de l'ACP 43

Tableau VIII: Matrice de corrélation entre les variables 44

viii KOFFI l<'.ouadLo érLc Mé1M.0Lre de Master II c;éoscLell\.Ces et 6111.VLro111.v-.eV1Ae111.t 201..4 - 201..s


RESUME

La présente étude a été réalisée sur le site minier de Bonikro situé au centre-ouest de la Côte

d'Ivoire. Cette mine a accumulé plusieurs centaines de tonnes de résidus potentiellement

dangereux pour l'environnement. L'objectif de cette étude est caractériser les lixiviats liquides

issues de ces résidus en vue de connaitre la physico-chirnie d'une part et d'autre part étudier

le potentiel d'atténuation naturelle des cyanures dans ces résidus. Pour y parvenir, les

paramètres physiques des eaux du parc à résidu ont été mesurés in situ, ensuite un

échantillonnage minutieux des eaux a été réalisé avant de procéder à une analyse chimique au

laboratoire. La collecte de données a été effectuée sur une période de trois ans (2012, 2013 et

2014). Les données ont été traitées par des méthodes classiques et statistiques notamment

l 'Analyse en Composante Principale (ACP). Les résultats de cette étude montrent que certains

éléments tels que le Fe, Cu, Zn, Al ont une concentration relativement élevés dans toutes les

stations. D'autres métaux comme l 'As, Pb, Hg, Cd et Mn ont leurs forts taux à la bouche de déversement du parc, le Fe et le Zn sont plus concentrés dans le cours d'eau à l'aval, tandis le

bassin de décantation contient plus de Cu que les autres métaux. Tous ces métaux sont issus de

l'activité minière. Certains (Mg, Cu, Mo, Pb, Ag, Zn et Cr) ont tendance à précipiter dans les

sédiments ou à s'adsorbés à la matière organique des fond géochimiques. D'autres (CN totaux,

CN libres, As, Cd et Hg) sont très mobiles dans les eaux. Les cyanures libres s'atténuent à 100%

tandis que le taux d'élimination des cyanures totaux est de 99 ,6% pour 2013 et environ 80%

pour 2014.

La caractérisation n'a pas montré des déchets miniers très dangereux, si l'on s'en tient aux

faibles concentrations des éléments chimiques étudiés.

Mots clés : lixiviats, résidus miniers, physico-chimique, atténuation, cyanure, Bonikro, Côte

d'Ivoire.

IX


INTRODUCTION

Depuis les indépendances en 1960, les activités minières, n'ont pas joué un rôle prépondérant

dans l'économie ivoirienne. Cependant, les importantes découvertes des gisements des quinze

dernières années ont amené le gouvernement ivoirien à mettre l'accent sur la politique de

développement du secteur minier afin de le redynamiser (Yapi et al. 2014).

L'industrie minière. en dehors de son poids économique peut aussi engendrer des répercussions

environnementales importantes. De par sa nature, elle produit de grandes quantités de résidus à

la suite de la concentration du minerai traité. En effet, les faibles pourcentages de métaux

contenus dans les minerais obligent les exploitants à extraire et à traiter de grandes quantités de

roches. Une grande partie de ces roches broyées restent sur place après l'extraction du minerai.

De même, certains réactifs toxiques utilisés lors des procédés de séparation minéralurgique. tel

que les acides et le cyanure, vont se retrouver dans l'environnement (Robin, 2004). Pour

promouvoir une stabilité physique et chimique aux résidus miniers, certaines normes sont à

respecter pour leur dépôt dans l'environnement.

Autrefois, la disposition de ces résidus s'effectuait en remplissant une dépression

topographique, un lac ou un bassin de drainage qui se trouvait dans les environs. De nos jours,

la roche broyée et traitée dans laquelle est extraite les métaux est accumulée sous forme de boue

dans des bassins spécialement conçus. Cette accumulation de boues de traitement est appelée

parcs à résidus ou aires d'accumulation (Melanson, 2006). Les différentes formes des cyanures

issues des procédés de cyanuration contenus dans ces parcs à résidu vont se retrouver dans

l'environnement via le phénomène de lixiviation.

Pour réduire les concentrations des cyanures dans les effluents miniers aux limites autorisées,

plusieurs méthodes de traitements fondés sur des procédés chimiques ou thermiques ont été

développées. Les technologies développées au cours des dernières années permettent

habituellement d'atteindre les objectifs environnementaux en matière de qualité de l'effluent

final. Cependant, la mise en place d'une usine de traitement chimique est coûteuse, et les frais

d'exploitation sont non négligeables. De plus, il faut gérer de façon responsable les boues

générées par ce type de traitement (Kahina, 2000; Akcil, 2003 et Robin, 2004).

Pour pallier cet état de fait, plusieurs auteurs ont étudié l'atténuation naturelle notamment le cas

des cyanures dans les effluents, dans le sol ainsi que dans des résidus miniers provenant d'usines

d'extraction d'or (Smith et Struhsacker, 1987; Church et Boyle, 1990; Smith et Mudder, 1991 ).

En 2003, Akcil a étudié l'élimination des cyanures dans les effluents issus de l'extraction d'or

par traitement biologique et l'a comparée à celui d'un traitement chimique. Il a conclu que Je

K.OFFI Koua~LO érLC


biotraitement des cyanures dans les effluents rmmers offre beaucoup d'avantages et est

économiquement viable. Dash et al. (2009) ont décrit Je mécanisme de l'élimination des

cyanures par le traitement biologique dans les conditions aérobies et anaérobies. Ils ont conclu

que les espèces microbiennes dégradent les cyanures en produits moins toxiques. Pendant le

métabolisme, ces espèces utilisent le cyanure comme sources d'azote et de carbone en le

convertissant en ammoniac et en carbonate si les conditions appropriées sont maintenues.

Yazici et al. (2009) ont étudié l'élimination des cyanures libres dans les solutions aqueuses par

oxydation avec l'air et par adsorption combinée. Ils ont étudié et comparé l'effet de l'air, de

l'oxygène pur et du catalyseur sur le taux d'élimination des cyanures. Ils ont constaté que

l'oxydation des cyanures par l'air est très limitée mais elle a tendance à s'améliorer en présence

d'oxygène pur et d'un catalyseur tel que le charbon actif {CA) et le sulfate de cuivre (CuS04).

Aussi ont-ils montré que la capacité d'adsorption des cyanures augmentait sensiblement par

imprégnation de charbon actif dans les métaux tel que le cuivre et l'argent.

En Côte d'Ivoire la plupart des mines en production utilisent dans leur procédé de traitement le

cyanure. C'est le cas de la mine de Bonikro situé au centre-ouest du pays. Et, jusqu'à ce jour,

aucune étude portant sur la composition et l'atténuation naturel des cyanures des résidus n'a

encore été réalisée.

C'est dans cet optique que nous réalisation cette étude dont le thème est: « caractérisation des

lixiviats issus des rejets miniers de Bonikro : physico-chimie et atténuation naturelle des

cyanures».

L'objectif général de cette étude est de caractériser la physico-chimie des lixiviats liquides issus

des résidus miniers. Un accent particulier sera mis sur l'étude du potentiel de dégradation des

cyanures dans les résidus minier V·

Il s'agit de façon spécifique de:

> étudier la physico-chimie des eaux du parc à résidu,

> montrer le potentiel d'atténuation naturelle des cyanures dans le parc à résidu à travers

l'analyse des cyanures totaux mesurés à l'entrée et à la sortie du parc à résidu.

2 KOFFI KOL.(&lc(to értc


Le présent mémoire est structuré en trois grandes parties dont la première porte sur une

généralité concernant la présentation de la zone d'étude, le processus de traitement du minerai,

le cyanure dans l'environnement et les mécanismes d'atténuation des cyanures. La seconde

partie présente le matériel ainsi que les différentes méthodes utilisées. Et, la troisième expose

les résultats de l'étude et leur discussion.

3 K.OFFI K.ouClcH.o é-tc :2014 - :2015


CHAPITRE I: GENERALITES

4 ::201. 4 - ::201.5


1.1 PRESENTATION DE LA ZONE D'ETUDE

1.1.1 Situation géographique

La zone aurifère de Bonikro appartient à la sous-préfecture de Hiré qui relève de la préfecture

de Divo dans la région du Lôh-Djiboua. Le prospect de Bonikro est situé à 67 km au Sud-Ouest

de Yamoussoukro et est accessible par la route en empruntant la nationale N 1 Abidjan

Yamoussoukro jusqu'à Toumodi, puis en suivant la route secondaire de l'Ouest qui mène à la

ville d'Oumé. L'approche finale se fait par une piste rurale de 7 km qui permet d'atteindre Je

village de Bonikro et dont l'embranchement se situe sur la route de Hiré à quelque 19 km au

Sud d'Oumé (Atsé, 2007).

Figure 1 : Situation géographique de la zone d'étude

5 KOFFI KOl,(CHÜO é-tc Mévv..oi.re d.e /V\~ster Il c.éosci.eV1,CeS. et 6vwi.rovw.eV1AtV1.t 2014 - 201

Caractérisation des lixiviats issus des rejets miniers de Bonikro : physico-cliimie el atténuation naturelle des cyanures.

1.1.2 Climat

Le site aurifère de Bonikro baigne dans un climat équatorial de transition caractérisé par quatre

saisons nettement différenciées par leur régime pluviométrique avec une température moyenne

annuelle qui oscille entre 24,8 et 27,7 °C. La grande saison des pluies se situe entre Mars et

Juin suivie d'une petite saison sèche (Juillet-Août). La petite saison pluvieuse intervient dans

le mois de Septembre pour prendre fin au mois de Octobre Les mois de Décembre. Janvier et

Février constituent la grande saison sèche (Figure 2).

Plus de 60% des précipitations annuelles ont lieu durant les six mois de mai à octobre. Les

hauteurs de pluies varient de 226 mm en Juin (grande saison de pluies) à 31 mm en Janvier

(grande saison sèche). Dans la zone aurifère, la pluie annuelle varie entre 1169 et 1503 mm

avec une moyenne interannuelle de 1305 mm (Bamba, 2012).

240

220

200

180

E 160 E - 140 C 0 120 ·;;

"' ·5. 100 'ü ,a,

80 •.... a.

60

40

20

0 1

120

110

100

90

80 ~ 70 QJ •....

::::,

60 •.... ~ ,a,

50 C. E QJ

40 1-

30

20

10

0

Mois

- Précipitation -Température

Figure 2: Diagramme ombra-thermique de la mine de Bonikro (Station météo de la mine 2009 à 2011)

1.1.3 Hydrographie

La zone d'étude appartient aux bassins versants des fleuves Bandama au Nord et à l'Est et le Boubo au Sud. Cette zone est constituée de quatre sous-bassins versants. Ces sous-bassins

composés des affluents du Bandama que sont le Gnouzalé, Je Gnéncssi et le Zéssié qui drainent

6 k.OFFI K.oucu;(Lo 6rfo 2014 - 2015


près de 90% de la superficie du site minier. Le Boubo dont l'affluent est Je Lélébiaba, draine

environ 10% de la zone aurifère (Figure 3).

Le Gnouzalé, Je Gnénessi, le Zéssié et le Lélébiaba constituent les principales sources

d'alimentation en eau de surface du site minier. Sur certaines de ces rivières. ont été construites

des digues de fortune pour l'approvisionnement en eaux brutes de l'usine de traitement. L'eau

brule issue du cours d'eau Gnéncssi est aussi utilisée pour l'arrosage des voies d'accès à la mine

et des pistes à l'aide de camion-citerne (Bamba, 2012).

~ Soo$-l>.1ssin veœent

c::::J Urn1e du Pemlis dexplîotlb:m

Reseou hydrologrophique du Bond3ma

Reseau hyctrologrophique du Boubo Route

• 'f' Digue

232000 234000 236000 238000 240000 2~2000 244!JOO :46000 248000

0 ~!lOO rr

Figure 3: Réseau hydrographique de la zone d'étude (Bamba, 2012)

1.1.4 Géologie

La zone d'étude est dominée par des roches volcaniques, en majorité des basaltes avec des

roches moins calcaires. Parmi les autres types de roches, on note des intrusions felsiques et

diverses stratigraphies sédimentaires, composées de schistes argileux noirs el de grès fin. La

marge occidentale de la zone est limitée par des granitoïdes post-birrimiens.

Seulement deux types de roches ont été identifiés au niveau du gisement de Bonikro. La

minéralisation est dominée par un granite porphyrique relativement non déformé, qui semble

être une intrusion syntectonique dans la série protérozoïque (de type ceinture). Le granite est

relié sur ses marges orientales et occidentales par une vaste suite de basaltes métamorphisés

dans le faciès des schistes verts. 7

KDFFf Kouac;i~o érLc 2014 - 201


Les zones de contact entre les deux lithologies sont caractérisées par une forte foliation et un

mélange tectonique. Le granite porphyrique plonge superficiellement au nord et au sud, donnant

lieu à une structure voûtée, et est recoupé par deux failles dextres à angles élevés, se dirigeant

vers l'est (Hichem, 2006).

1.1.5 Sols

L'étude pédologique de la zone a mis en évidence sept profils de sols appartenant à trois groupes

(plinthosol, ferralsol, Gleysol) qui ont été définis suivant le système taxonomique de la FAO.

Tous ces sols résultent d'une altération longue et intense, avec une fraction argileuse composée

essentiellement de kaolinite (Atsé, 2007).

L'horizon diagnostique majeur est par conséquent le Ferralitique qui détermine le groupe des

Ferralsols. Sur le matériau granitique, l'évolution des sols est marquée par l'individualisation

du fer sous forme d'éléments grossiers ou de cuirasse (continue ou démantelée).

Toutefois au sommet. le caractère diagnostique de premier ordre est la cuirasse, située

seulement à 20 cm de profondeur (horizon plintique, Plintosols). La cuirasse est recouverte d'un

matériau fin de couleur jaune pâle riche en éléments grossiers (Ferrique).

Sur le versant, les sols sont profonds (Ferrasols), Les éléments grossiers sont sub-superficiels

caractère hyperferrique ou recouvert sur une certaine épaisseur d'un matériau fin (Ferrique)

présentant un gradient positif d'argile et ayant un taux de saturation en bases au moins égal à

50%.

Dans les bas-fond l'évolution du sol est dominée par l'hydromorphie; ce qui détermine

l'appartenance au groupe des Gleysols. L'horizon supérieur à bon drainage est bien structuré

(horizon mollique) et a un taux de saturation en bases de 46% entre 20 et 65 cm (Hichem, 2006).

1.1.6 Végétation

La flore observée dans la région peut être considérée comme typique du secteur mésophile du

grand domaine guinéen de Guillaumet et Adjanohoun ( 1971) et de la nomenclature de White

( 1983) sur les espèces endémiques régionales de la zone Guinéo-Soudano-Congolaise. Selon

ces auteurs, le secteur mésophile est dominé par une forêt dense humide semi-décidue,

caractérisée par la chute des feuilles des grands arbres pendant la saison sèche de décembre à

Janvier.

D'une manière générale, la zone d'étude a une diversité floristique considérée comme riche. li

convient de souligner l'existence de plusieurs petits îlots forestiers floristiquement riches dont

8 K.OFFI Kouadf,o érî.c


certains permettent d'avoir une idée de la composition floristique originelle de la forêt semi

décidue de cette partie de la Côte d'Ivoire. Cependant, le niveau de dégradation peut être par

endroits très important comme en témoignent les zones de Bowés et le faible nombre et taille

des megaphanérophytes (Hichem, 2006).

1.1.7 Population

Le site d'installation de la mine d'or se trouve en bordure du village de Bonikro. Cependant,

les propriétaires terriens de la zone minière sont originaires de Gogobro. Le dernier recensement

de 1998 a permis de dénombrer pour l'ensemble de la sous-préfecture de Hiré une population

totale de 60126 habitants pour une densité de population de 72 habitants/km2• Bien que l'on

soit en pays Dida, la zone du projet est essentiellement peuplée par les Baoulés venus du centre

de la Côte d'Ivoire. Cette situation reflète bien la répartition de la population du Département

de Divo qui comprend 48, 18% d'allochtones composés essentiellement de Baoulé, 26,82%

d'allogènes d'origine africaine (Guinéens, Maliens, Burkinabé) et 25% d'autochtones Dida. La

zone d'étude est entièrement rurale avec des zones habitées et cultivées soumises à une forte pression anthropique (Kouadio, 2008).

1.1.8 Activités économiques

A l'instar de toutes les localités de cette région, les activités économiques sont basées en priorité

sur l'agriculture principalement la culture de café et de cacao pratiquée par 97,4 % des

villageois de la zone (86% et 78% de la population active des Départements de Divo et Ourné

respectivement). C'est cette pratique économique qui d'ailleurs a occasionné le peuplement de

cette commune (Kouadio, 2008).

Ces activités agricoles sont dominées par des exploitations de petites tailles souvent inférieures

à 3 ha. L'élevage dans la zone de Bonikro se présente comme une activité secondaire. Les divers

troupeaux ne bénéficient d'aucun soin particulier. Ils sont abandonnés à eux-mêmes durant

toute l'année et trouvent leur nourriture dans les déchets ménagers, la récolte ou encore la

brousse environnante. Le commerce y est très marginal mais concerne 5% des populations

actives des Départements de Divo et Oumé. Les infrastructures sont très rudimentaires et

déficientes à presque tous les niveaux.

9 KOFFI ~uacH.o éric Mé~oLre de Master 11 c;éoscLeV1.CeS et 6vWLYOV1.V\.t~tV1.t 2014 - 201.s

Caractérisation des lixiviats issus des rejets miniers de Bonikro : physico-chimie et atténuation natureffe des cyanures.

1.2 DESCRIPTION DU PROCEDE DE TRAITEMENT DU MINERAI DE LA MINE

D'OR DE BONIKRO

L'usine de traitement est localisée à environ 700 m au nord de la carrière, sur un site présentant

les caractéristiques requises à savoir une absence de minéralisation, un terrain plat et surélevé

et une distance suffisamment importante des zones habitées de la région. Le système de

traitement du minerai est basé sur le procédé conventionnel d'extraction chimique au cyanure

par lixiviation en cuves (Procédé dit CIL "Carbon-in-Leach") suivi d'une récupération du métal

par adsorption au charbon actif.

1.2.1 Concassage

Depuis la carrière, le minerai est transporté à l'usine de traitement et classé dans différentes

piles de stockage selon des propriétés physiques et la teneur aurifère. A partir des piles de

stockage, le minerai est accumulé et transféré dans une benne à un concasseur primaire couplé

à un concasseur secondaire. Les concasseurs réduisent le tout-venant en fragments de 700 mm

à moins de 50 mm qui sont transférés par convoyeur vers une pile de stockage du minerai

concassé puis vers le broyeur semi-autogène (SAG). Afin d'élever le pH en prévision de la

cyanuration, la chaux hydratée est ajoutée à partir d'un silo directement sur le convoyeur

d'alimentation du broyeur SAG.

1.2.2 Broyage, classement et concentration gravimétriquc

Le circuit de broyage et de classement est composé d'un broyeur semi-autogène (SAG), d'un

concasseur à galets et de huit cyclones hydrauliques opérant en circuit fermé. La décharge du

broyeur SAG passe dans un tamis cylindrique (trommel). Le matériel refusé au trommel est

reconduit par un convoyeur de recyclage vers le concasseur et/ou la trémie d'alimentation du

broyeur SAG. Les pulpes à la sortie du circuit sont collectées dans une cuve de distribution puis

pompées vers une batterie de cyclones. La surverse des cyclones forme le produit final du circuit

de broyage et contiendra 80 % de particules inférieures à 106 µm.

1.2.3 Circuit de lixiviation (CIL)

Le circuit CIL comprend une (01) cuve de lixiviation et cinq cuves d'adsorption qui ont toutes

la même capacité, en l'occurrence 1500 m3. Elles sont reliées de façon à permettre à la pulpe de circuler d'une cuve à l'autre par gravité. Toutes ces cuves sont équipées d'un agitateur mécanique qui assure l'uniformité du mélange.

10 Méw..otre ~e Mcister II c;éoscteV\.Ces et {;111,\/Lro111,V1.tw.eV\,t 2.014 - 2.01s


La pulpe entre dans le circuit de lixiviation au niveau de la première cuve où est ajoutée une

solution de cyanure de sodium (NaCN). L'or va alors se dissoudre des solides et former un

complexe avec les cyanures présents en solution. Du charbon actif, régénéré ou frais, est injecté

vers l'amont de la cuve n°6 à la cuve n°2 à contrecourant du débit de la pulpe. Des tamis

intermédiaires empêchent le charbon de suivre l'écoulement de la pulpe. Le complexe auro

cyanure en solution est progressivement adsorbé sur le charbon actif qui est récupéré par des

tamis.

1.2.4 Circuit de lavage à l'acide

Après l'étape de lixiviation, le charbon actif chargé est transféré vers une colonne de lavage où

une solution diluée d'acide chlorhydrique (3%) va éliminer de sa surface les impuretés solubles

à l'acide tel que le calcium. Après cette étape d'une durée d'environ 30 min, le charbon est lavé

avec de l'eau afin d'éliminer les résidus acides puis transféré à une colonne d'élution.

1.2.5 Elution

L'or est libéré du charbon actif chargé à l'aide d'une solution chaude constituée d'hydroxyde

de (NaOH) et de cyanure de sodium (NaCN). Cet éluât chaud, circule dans la colonne qui

fonctionne sous pression (350 kPa) et à une température d'environ 120°C. A la sortie de la

colonne, la liqueur mère passe dans une cellule d'électrolyse où l'or est déposé sur des cathodes

de laine d'acier.

1.2.6 Electrolyse et purification

La récupération de l'or présent dans l'éluât se fait par électrolyse dans une salle isolée et sous

stricte surveillance. Du courant est appliqué aux anodes et cathodes toutes deux fabriquées en

laine d'acier inoxydable. L'or présent en solution se dépose à la cathode sous l'effet de l'action

électrolytique. Le procédé continue jusqu'à ce que l'éluât ne contienne plus d'or, ce qui devrait

prendre entre 14 et 16 heures.

Les cathodes chargées d'or de la cellule d'électrolyse sont lavées dans une solution d'acide

chlorhydrique. Elles sont ensuite séchées, pesées et calcinées dans un four de la salle de

purification après mélange avec du fondant. Cette dernière étape appelée coulée permet

d'obtenir les lingots.

11 K.OFFI Kou~~to értc Mél'\,\.Otre ~e M~ster 11 c,éoscte1Mes et 61,wLroV1.V1.tV\,\.eV1.t ::201-1- - 2015

Caractérisation des lixiviats issus des rejets miniers de Bonikro : physico-cltitnie et atténuation naturelle des cyanures.

1.2.7 Parc à résidu

C'est un ouvrage conçu pour stocker essentiellement les résidus issus du procédé de traitement.

L'établissement de ce genre d'ouvrage doit satisfaire aux exigences géotechniques,

économiques et environnementales. Il est généralement construit dans une vallée ou dans le lit

d'une rivière, à ciel ouvert dans le but d'hydrolyser à la base les produits toxiques, favoriser

leur dégradation chimique, biologique ou photochimique.

Ainsi, les résidus du procédé sont pompés depuis la trémie de stockage à l'usine de traitement

vers le parc à résidus situé dans la vallée du marigot Zéssié. Ces résidus sont composés d'eau,

de fines de minerai oxydé et sulfuré, de cyanures sous toutes ses formes et de quelques métaux

lourds, en l'occurrence Je Fer, l'Aluminium, l'Etain, le Nickel, l'Arsenic, le Cuivre, le Zinc, etc.

qui sont susceptibles de complexer les cyanures.

Usine de traitement - Zone securisee

Aire de Stockage du cyanure sous forme de

briquettes {Gdide)

Ajout de Chau

!

Installation de récupêralion de l'or : lavage à l'acide du chalbon actif,

· "ution, élec1rolyse et régénération. Les cyanures restent dons le systemc ou sont consommes

l Mine,ai À 15%

d'hulllditë

Milerai concassé

So1U1bn tonœnJnt a~ çy.r>res EJU p<Jre

- Figure 4: Différents étapes du traitement du minerai (Hichem, 2006)

12 K.OFFI K.oucwlto É~c /v\éL,1,\.oLre de MC!ster 11 ciéosci.eV1.Ces et évwî.n:•111,v,eV\.l.eV1.t '.W1.4 - :2015

Caractérisation des lixiviats issus des rejets miniers de Bonikro : physico-chimie et auénuation naturelle des cyanures.

1.3 CV ANDRE DANS L'ENVIRONNEMENT

1.3.1 Sources des cyanures

La présence des cyanures dans l'environnement est reliée à l'activité humaine et à la production

naturelle. Plusieurs industries utilisent les cyanures comme réactif dans les procédés qui se

retrouvent en fin de chaîne dans les résidus. C'est le cas des mines d'extraction d'or ou d'argent

des usines de plaquage de métaux, des industries pharmaceutiques, des laboratoires d'analyse,

etc.

1.3.1.1 Sources anthropiques

Au XVI siècle, l'extraction de l'or se faisait par le mercure, procédé appelé «Amalgamation»,

mais son utilisation a diminué depuis l'introduction des cyanures en 1889 à cause de leur grande affinité pour l'or. Le procédé de La cyanuration consiste à mélanger le minerai broyé avec une solution alcaline de cyanure de sodium (NaCN). Le cyanure dissout l'or et Je maintien en

solution sous forme d'un sel complexe soluble, ensuite cette solution est séparée du solide par

filtration et l'or est récupéré (Libaude, 1994) selon les réactions (1) et (2).

Na[Au(CN)2] + Zn

Na[Au(CN)2] + NaOH (1)

Na[Zn(CN)2] + Au (2)

Par aiUeurs, le plus grand pourcentage de rejets cyanurés dans l'environnement provient des

procédés de trempe, de finissage et de plaquage des métaux. Toutes les industries qui utilisent

des métaux comme produits finaux ont affaire à des problèmes de résidus contenant des

cyanures. Ces déchets proviennent du fait que les métaux doivent être débarrassés des

substances étrangères indésirables présentes sur leur surface par un procédé de décapage avant

d'être plaqués. Le procédé de plaquage utilise une cellule d'électrolyse dans laquelle la cathode

est constituée du métal à plaquer, et dont les électrolytes sont des complexes cyanurés de cuivre,

de cadmium, de zinc ou d'argent (Dumestre, 1995).

1.3.1.2 Sources naturelles

En plus de la production anthropique des cyanures, certains organismes vivants ont la capacité

de produire l'acide cyanhydrique (HCN). Parmi eux, figurent de nombreuses plantes supérieures

et un certains nombres de micro-organismes (bactéries, champignons, algues).

13 2014 -:w1s


Plus de 800 espèces de plantes sont capables de synthétiser des composés cyanogéniques en

libérant de l'acide cyanhydrique (cyanogénèse). Ces espèces renferment entre 70 et 80 familles,

incluant le Cassava (plante tropicale avec des fleurs vert-jaune connue aussi sous Je nom de

manioc, pouvant atteindre jusqu'à 2,4 m de long), le Sorghum (originaire d'Afrique et d'Asie où

il a été cultivé depuis plusieurs siècles et dont les graines sont comestibles), l'Alfalfa ( originaire

d'Asie, introduit en Amérique du nord par les espagnols, cultivé principalement aux Etats-Unis),

et enfin, les amandes et les haricots. Lorsque Je cassava est consommé comme nourriture de

base, il est équivalent à la moitié de la dose létale. C'est probablement la raison de la fréquence

des maladies neurologiques dans les régions où il est fortement consommé (Knowles, 1976 ;

Dash et al, 2009).

Chez les végétaux, les cyanures se trouvent généralement sous forme de glucosides divers et

non pris sous la forme libre. La libération du HCN par les glucosides cyanogéniques se produit

en deux étapes (Figure 5).

~·glucosida.sc R1' /o-

lJli /c" + R2 . C=N

Glucoside aglycone cyanogénique I oxynitralase

R1 , /<)-glucose

R2/~=N glucose

R1 ............_ R2 .,...-,c~o + HCN

Figure 5 : Production de cyanure par les glucosides cyanogéniques des plantes (Knowles,

1976).

La formation de l'acide cyanhydrique par les micro-organismes a été démontrée la première fois

par Von Losecke en 1871 lorsque qu'il a observé cette molécule chez Je champignon Marasmius

oreades. D'autres chercheurs ont montré que plusieurs champignons produisent la ~-glucoside

responsable de nombreuses maladies, comme la maladie de la Luzerne, provoquée par un

champignon, désigné sous le nom de «moisissure des neiges», qui se développe l'hiver sous le

couvert neigeux (Dumestre, 1995).

D'autres études ont été menées pour détecter les espèces bactériennes cyanogéniques (Knowles

et Bunch, 1986). Elles ont montré que Chromatobacterium violacirim, Pseudomonas

14 KOFFI Kov..CH:H.o érfo 201. 4 - 201.s


aeruginosa, Pseudomonas fluorescens et quelques autres espèces de Pseudomonas étaient

cyanogéniques (Freeman et al, 1975).

1.3.2 Structure des cyanures

La molécule d'acide cyanhydrique est constituée d'un atome de carbone, d'un atome d'azote et

d'un atome d'hydrogène (H-C=N). L'acide cyanhydrique, ou acide Prussique, a été retiré du

bleu de Prusse pour la première fois par le chimiste Suédois Scheele en 1786. En 1815, Gay

Lussac établit sa composition en préparant de l'HCN semi-pur, et le nomme acide cyanhydrique.

Il propose également le nom de cyanogène pour le radical CN (Brun, 1925). L'atome de carbone

central et l'atome d'azote sont dans un état d'hybridation sp (hybridation diagonale). La liaison

cr est formée entre les atomes C et N ainsi que C et H par recouvrement axial des orbitales

atomiques. Deux liaisons 7tx et 7ty sont présentes par le recouvrement latéral.

La structure de l'ion cyanure CN- ressemble à celle de la molécule HCN sauf qu'une charge

négative est associée à l'atome de carbone par rupture de la liaison entre l'hydrogène et le

carbone.

1.3.3 Propriétés physico-chimiques des cyanures

Les cyanures rassemblent une fam.ille de composés, dont les plus réactifs et, de ce fait, les plus

toxiques sont les cyanures libres, représentés par l'acide cyanhydrique (HCN) et l'ion cyanure

(CW). L'acide cyanhydrique se présente sous forme d'un liquide (point d'ébullition 26 °C) ou

d'un gaz incolore d'odeur caractéristique d'amande amère détectable dès 0,58 ppm. Ce seuil de

détection olfactive peut varier jusqu'à 4,5 ppm (Othmer, 1993; Lewis, 2001). L'acide

cyanhydrique et l'ion cyanure forment w1 couple acide/base (pKa = 9,2 à 25 °C) selon la réaction (3).

HCN (3)

Cette équation dépend fortement du pH. Les solutions acides favorisent la présence du HCN.

À pH inferieur ou égale à 7, essentiellement tous les cyanures libres sont présents sous la forme

d'acide cyanhydrique qui se volatilise facilement à cause de la tension de vapeur élevée. Au fur

et à mesure que le pH augmente, l'équilibre est d'autant plus déplacé vers la forme d'ion jusqu'à

pH 9,2 où les concentrations du HCN et du CN- sont égales. Le pH augmente progressivement

jusqu'à 11 où il n'y a de risque de dégagement d'acide cyanhydrique (Figure 6).

15 Méw..oLre ch M.ister 11 c;éoscLe111.Ces et 6"'-vLroV\.V\,ew..eV\. :2014 - :w:1.s


L'acide cyanhydrique est très soluble dans les solvants organiques comme l'éthyl-éther et

l'éthyl-alcool à 95%. TI se solidifie à une température de -13,8°C (Perry et Green, 1997).

En solution, le HCN peut se retrouver en équilibre avec le HCN gazeux. Dans la majorité des

cas, il a tendance à se volatiliser, et cela est dû à son faible point d'ébullition (26°C) et à sa

grande pression de vapeur (100 Kpa).

0

20

40

60

80

%HCN %CN- 100

80

60

40

20

pH lOOj_ __ ..,....:::::::__-.-~~r-----,--~110

6 7 8 9 10

Figure 6: Influence du pH sur l'équilibre entre l'ion cyanure et l'acide cyanhydrique (Zaidi et

al, 1985)

1.3.4 Différentes formes des cyanures

Les cyanures sont très réactifs et possèdent des propriétés physico-chimiques très variées

volatilisation du HCN, réactivité avec les oxydants et complexation de CN- avec les ions de

transition. Les complexes métal-cyanure sont produits par la réaction des cyanures avec une

grande variété de minéraux : oxydes, carbonates, silicates et sulfures de zinc, de cuivre, de

nickel et de fer.

1.3.4.1 Cyanures Simples

Les cyanures simples sont représentés par la formule A(CN)x, où A est un cation alcalin (K ,

Na+, Ca++, ... ) ou bien un métal de transition (Zn, Cd, Cu, Ni, Ag) et x, la valence de A qui

représente le nombre du groupe CN présent dans la molécule (Yeddou, 2010). Les cyanures

16 KDFFI K.ouCICÜO értc 2014 -2015


simples sont électriquement neutres. Ces composés, et particulièrement les cyanures alcalins

sont complètement solubilisés en solution et donnent lieu à des ions cyanures suivant la réaction (4).

A(CN)x • ., A.,.+ xCN- (4)

La solubilité est influencée par le pH et la température (Huiatt et al. 1982). Contrairement aux

cyanures alcalins, les cyanures des métaux de transition sont très peu solubles, certains sont

même insolubles dans des acides forts.

La stabilité des cyanures est très variable et dépend essentiellement du métal qui est dans sa

composition. Ainsi, parmi les cyanures simples, les cyanures alcalins et alcalino-terreux sont

facilement dégradés par les acides, même les acides faibles selon la réaction :

(5)

Cette réaction, très dangereuse, se traduit par la libération de l'acide cyanhydrique très volatil

et très toxique.

En solution aqueuse, les cyanures étant des sels faibles, subissent une hydrolyse selon la

réaction:

HCN+KOH (6)

Dans ce cas également, il y a libération d'acide cyanhydrique très volatil qui se traduit par un

déplacement d'équilibre. Ainsi, les cyanures en faible concentration peuvent s'éliminer

lentement par le phénomène d'hydrolyse (Roques, 1990).

Les cyanures simples sont des réducteurs qui, par oxydation, donnent naissance à des cyanates

beaucoup moins toxiques. C'est cette propriété qui sera utilisée dans plusieurs procédés de

traitement.

(7)

Le potentiel normal d'oxydoréduction de cette réaction selon le pH, est le suivant :

./ pH= 0 ; Eo = 0,67 V

./ pH = 8 ; Eo = 0,20 V

./ pH=l4;Eo=0,10V

17 Méw..otre cle M~.ster 11 c;éo.scteV\.Ge.s et e,,wLrov..v..eV1AtV1.t ::20i4 - :2.0iS

Caractérisation des lixiviats issus des rejets miniers de Bonikro : physico-cliimie et atténua/ion naturelle des cyanures.

1.3.4.2 Cyanures complexes

Les cyanures métalliques possèdent des propriétés de donner très facilement avec d'autres

cyanures des composés d'addition appelés cyanures complexes. Cette forme de cyanure est un

complexe alcalin-métal-cyanures qui est généralement représenté par la formule AyM(CN)x, où

A est un alcalin, y le nombre d'alcalins, M un métal lourd (Fe2+, Fe3+, Cd2+, Cu2+, Zn2+, Ni2 ,

Ag+, ... ) et x le nombre de groupes de CN. La dissolution d'un complexe métallique cyanuré ne

libère pas d'ions CN-, comme les cyanures simples, le métal de transition et les cyanures restent

combinés ensemble sous la forme d'un anion complexé comme le montre la réaction suivante :

AyM(CN)x • (8)

On les regroupe en général en quatre (04) catégories selon le nombre de coordination et la

valence du métal lourd (Othmer, 1993) :

./ [M(CN)G]3- ou M = Fe3+, Cr", Mn3+, Co3 ,

./ [M(CN)4]2- ou M = Zn2+, Ni2+, Cd2+, Hg2 ,

./ [M(CN)2r ou M = Ag+, Au", Cu+,

./ [M(CN)4]3- ou M = Ag", Cu+,

Le niveau de dissociation de l'anion complexe varie en fonction du cation métallique central du

complexe, du pH, du potentiel redox, de la température et de la lumière. La valeur de la

constante de stabilité est d'autant plus grande que le complexe est plus stable. Les complexes

du zinc et du cadmium sont relativement instables. Ils se dissocient en CN- et en métal, et sont

appelés "complexes métalliques cyanurés facilement dissociables" (Weak Acid Dissociable

(CNwAo)). Une catégorie intermédiaire nommée "complexes partiellement dissociables"

(Moderately Strong Complexes) est composée par les complexes du cuivre, du nickel et de

L'argent. Les autres complexes fer-cyanures, or-cyanures et cobalt-cyanures sont très stables

d'où l'appellation "complexes forts" (Strong Acid Dissociable (CNsAo)), (Scott et lngles, 1987).

Les cyanures peuvent complexer le cuivre sous les formes [Cu(CN)2r, [Cu(CN)3]2-,

[Cu(CN)4J3-, en solution alcaline (Botz, 2001 ). Les complexes à base de cuivre sont connus pour être bien attaqués par le peroxyde d'hydrogène. Ce qui explique l'utilisation du cuivre

comme catalyseur dans l'oxydation des cyanures par le peroxyde d'hydrogène (Botz et al.

2005)

18 KOFFI l«JtA.acH.o éri.c :20i4 - :20iS


1.3.4.3 Thiocyanatcs (SCN-)

Les thiocyanates sont le produit de la réaction des cyanures avec Le soufre. Les thiocyanates

forment avec le HSCN un couple acide/base dont le pKa est voisin de 1. Ainsi, à pH supérieur

à 1 c'est la forme SCN- qui domine.

L'ion thiocyanate a un comportement similaire à l'ion cyanure. II est classé chimiquement dans

la catégorie des pseudo-halogènes et il a les mêmes propriétés que Les chlorures, les bromures

et Les iodures. Il peut former des sels ioniques insolubles avec l'argent, le mercure et le zinc.

Les thiocyanates peuvent être dégradés chimiquement ou biologiquement en produits

métaboliques tels que l'ammoniaque, les carbonates et les sulfates (Paruchuri et al, 1990).

1.3.4.4 Cyanatcs (CNO-)

De nombreux oxydants tels que le chlore, l'ion hypochlorite, l'ozone, l'oxygène et le peroxyde

d'hydrogène convertissent les cyanures en cyanates. Ces réactions constituent La base des

traitements chimiques conventionnels de dépollution des cyanures. Les cyanates ne sont pas

stables : sous l'action d'oxydants résiduels ou en milieu acide, ils se transforment en dioxyde de

carbone et en ammoniac.

Les cyanates et les thiocyanates comptent parmi les plus importants produits résultants des

réactions d'oxydation et de biodégradation des cyanures.

1.3.5 Toxicité des cyanures

1.3.5.1 Toxicité chez l'homme

La plupart des cellules du corps humain sont capables d'alterner leur système de respiration en

mode anaérobie lorsque l'oxygène est présent à de faibles concentrations ou lorsque des produits

chimiques tels que les cyanures empêchent l'utilisation de l'oxygène. Cependant, les cellules

nerveuses ne sont pas capables d'utiliser la voie anaérobie. Elles meurent immédiatement

lorsque les cyanures les empêchent de produire l'énergie chimique à partir de l'oxygène. Les

organes qui doivent fournir beaucoup de travail comme le cœur sont aussi vulnérables au

cyanures (U.S. EPA, 1984, 1992).

La dose de mortalité chez l'Homme est de 0,5- 3,5 mg/kg/poids de la personne (Ermans et al,

1972). Lorsque des sels de cyanures simples tels que les cyanures de potassium (KCN) et Les

cyanures de sodium (NaCN) sont ingérés, l'ion CN- est rapidement libéré. Ce dernier réagit

avec L'hydrogène pour former dans un milieu à pH faible (estomac) le HCN. Tous les cyanures

19 KDFFI KOIA.&!CÜO érlc Mévv..olre cle M&!ster 11 c;fosclev,,ces et S111,\/lro111,v..eV\,\.e111,t 2014 - 2015

Caractérisation des llxiviats issus des rejets miniers de Bonikro : physico-chimie et atténuation naturelle des cyanures.

consommés sous forme de sels de cyanures sont présents sous forme de HCN, et sont par la

suite rapidement absorbés dans le système gastro-intestinal (Shifrin et. al, 1996).

L'inhalation du HCN peut causer des effets toxiques plus graves que l'ingestion des ions

cyanure. Par exemple, lors de l'inhalation de l'HCN à des concentrations comprises entre 0.5 à

20 mg HCN/m3 d'air, la rétention du HCN est approximativement de 60% (Landahl et Hermann,

1950).

Les principaux effets associés à l'empoisonnement chronique par les cyanures (spécialement

HCN et CN) comprennent : la lésion du nerf optique, la démyélinisation, le goitre,

l'hypertension et la défaillance thyroïdienne (Ermans et al, 1972). Ces symptômes peuvent se

manifester chez les individus qui incluent dans leur alimentation des quantités significatives

des produits contenant des cyanures, tels que le Cassava, le Sorghum. etc.

1.3.5.2 Toxicité chez la plante

Selon !'Agence de Protection de l'Environnement Américaine (US. EPA, 1978), l'effet majeur

des cyanures libres sur les plantes est l'inhibition de plusieurs enzymes, qui implique l'inhibition

de la respiration de la cellule. Roberts et Gemmell ( 1979) ont observé qu'un mélange de 1 % de

résidu contaminé aux cyanures avec du sol produisait un léger effet d'inhibition sur la croissance

de l'Ivraie, et qu'un mélange de 10% entraînait un effet encore plus important.

1.3.6 Formes de cyanure présentes dans les résidus miniers

Les principaux composés de cyanures retrouvés dans les effluents miniers sont : i) les cyanures

libres [CN"" et HCN]; ii) les composés cyanurés simples et fortement solubles [NaCN, KCN,

Ca(CN)2 et Hg(CN)2]; iii) les composés cyanurés simples et faiblement solubles [Zn(CN)2,

Cd(CN)2, CuCN, Ni(CN)2 et AgCNJ; iv) les complexes faibles [Zn(CN)4-2, Cd(CN)3- et

Cd(CN)4-2); v) les complexes modérément forts [Cu(CN)2-, Cu(CNf2, Ni(CN)4-2 et

Ag(CN)2-]; vi) les complexes forts [Fe(CN)G-3, Fe(CN)G-4, Co(CN)G-4 et Au(CN)2-]. On

retrouve également les cyanates (CNO) et les thiocyanates (CNS) (Mudder et al., 2001 ).

Les composés cyanurés n'ont pas tous la même toxicité. L'acide cyanhydrique gazeux (HCN)

est la forme la plus toxique suivie par l'ion cyanure (CN-) en solution. Le cyanure est toxique

et asphyxiant. Il entrave l'action des enzymes qui aident les cellules à capter l'oxygène.

Lorsqu'elles ne peuvent plus capter d'oxygène, elles produisent de l'acide lactique, se

détériorent et meurent.

20


1.4 MECANISMES NATURELS D'ATTENUATION DES CYANURES DANS

L'ENVIRONNEMENT

Plusieurs mécanismes sont connus dans la littérature pour leur implication dans la mobilité et

le devenir des cyanures dans les effluents, les sols et les résidus miniers. Les processus

d'atténuation naturelle réduisent considérablement la toxicité des cyanures. Ces processus

résultent de la combinaison de phénomènes physiques, chimiques et biologiques. incluant : la

volatilisation, l'oxydation chimique, l'hydrolyse, l'adsorption sur des minéraux, la solubilisation

et enfin la biodégradation (Scott, 1984).

1.4.1 Oxydation des cyanures

1.4.1.1 Oxydation chimique

L'oxydation chimique joue un rôle important dans la détoxication des cyanures : l'oxygène

oxyde les cyanures en cyanates dans une réaction très lente en absence de catalyseur.

L'oxydation de HCN produit de l'hydrogène de cyanate selon la réaction (9) (Owen back, 1978).

2HCN+02 2HCNO (9)

L'oxydation directe de l'ion CN- (réaction 10) nécessite un catalyseur bactériologique

minéralogique ou photochimique (rayons UV) pour produire l'ion cyanate.

Dans le tas de résidu. l'oxydation chimique est restreinte aux couches supérieures, plus

particulièrement à celles qui sont le plus en contact avec l'air (Smith et Struhsacker, 1987).

2CN- + 02 + catalyseur (10)

L'hydrogène de cyanate (HCNO) et l'ion cyanate (CNO-) sont beaucoup moins toxiques que

l'acide cyanhydrique (HCN) et l'ion cyanure (CN-). À l'intérieur du tas, HCNO et CNO- sont

hydrolysés pour former le gaz ammoniac et le dioxyde de carbone, selon la réaction (11). Ces

gaz sont par la suite dissipés dans l'atmosphère.

HCNO+H20 NH3 (g) + C02 (g) ( 1 1)

L'ammoniac généré dans la réaction (9) peut aussi réagir pour former des composés

ammoniacaux ou pour être oxydé en nitrates dépendamment du pH (Hendrickson et Daignault

21 Mél'1,l,lJLre cle Mcister 11 c;éosct.e111,ces et 611\.VLro111,111,ev\,\.eVl.t 201.4 - 201.s


1973). De cette manière, l'oxydation diminue la concentration des cyanures libres dans le

système.

1.4.1.2 Oxydation biologique

Très peu de systèmes biologiques ont été signalés pour leur capacité à oxyder directement les

cyanures. La première voie de dégradation oxydative des cyanures a été trouvée chez une

bactérie gram-négative identifiée sous le nom de Pseudomonas fluorescens (Dorr et Knowles,

1989), puis sur d'autres bactéries telles que Pseudomonas putida, Pseudomonas paucimobilis

(Babu et al. 1993). Les bactéries gram-négatives ont une croissance optimale à 30 °C, pH

compris entre 7,0 - 8,5 et possèdent un métabolisme respiratoire et non fermentatif (Raybuck,

1992).

La dégradation des cyanures en ammoniac et C02 nécessite une addition stœchiornétrique de

NADPH et d'oxygène. La réaction d'oxydation des cyanures proposée par Harris et Knowles

(1983) est la suivante :

NADH + H+ + HCN + 02 ---• C02 + NH3 + NAD ( 12)

Les auteurs ont émis l'hypothèse que cette réaction se produit en deux étapes. D'abord

l'utilisation de l'oxygénase pourrait produire des cyanates comme un intermédiaire, puis ces

derniers seraient hydrolysés par l'enzyme cyanase en dioxyde de carbone et en ammoniac selon

les réactions (13) et (14).

Oxygénase NADH + H+ + HCN + 02 -----•

Cyanase

(13)

(14)

L'enzyme cyanase a été détectée chez Escherichia coli, Flavobactérium sp, et chez certaines

plantes. Le rôle physiologique de cette enzyme est incertain, mais il est supposé qu'elle protège

contre la toxicité des cyanures.

22 KOFFI Ko1,rnclto Sri.c

Caractérisation des Iixiviats issus des rejets miniers de Bonikro : physico-chimie et atténuation naturelle des cyanures.

1.4.2 Hydrolyse

À mesure que le pH du système diminue, le HCN peut être hydrolysé par différentes manières

pour donner le formate d'ammonium ou le formate selon les réactions (15) et (16)

respectivement.

Ou bien,

NH3 + HCOOH

( 15)

(16)

L'hydrolyse des cyanures en formate d'ammonium se réalise très lentement à 25 °Cet ne donne

pas une dégradation significative; cependant, elle s'accélère à des températures élevées

(Madersan et House, 1992).

1.4.3 Volatilisation

La volatilisation est considérée comme étant w1 des plus importants phénomènes d'atténuation

naturelle des cyanures dans les effluents (Simovic, 1984), et notamment dans les solides

(Church et Boyle, 1990; Smith et Mudder, 1991 ). Les résidus miniers récemment rejetés ont

souvent un pH alcalin d'environ 10,5, qui est le pH opérationnel du procédé d'extraction de l'or.

Avec le temps, ce pH a tendance à décroître à cause des pluies acides et de la dissolution du C02. Avec ce phénomène, la volatilisation du HCN devient importante, l'acide cyanhydrique

se retrouve dans l'atmosphère par dissipation à travers le résidu, ou bien il est détruit par oxydation chimique.

D'après Smith et Mudder (1991 ), le HCN subit trois processus de transport avant de se retrouver

dans l'atmosphère :

• HCN dans la phase solide ---- HCN dans la phase liquide

• HCN dans la phase liquide ,. 11> HCN dans la phase vapeur sol/air,

• HCN dans la phase vapeur sol/air ,. 11> HCN dans l'atmosphère.

23 KOFFI k.ol.{CH;no éri.c :20i 4 - :201.S


CHAPITRE II : MATERIEL ET METHODES

24 :2014 - :2015


2.1 MATERIELS

2.1.1 Données

Cette étude a nécessité l'utilisation des données de la physico-chirnie des lixiviats du parc à

résidu de la mine de Bonikro sur trois années (2012, 2013, 2014). Elles ont été collectées à la

bouche de déversement, dans la zone de décantation du parc à résidu et à l'aval du cours d'eau

Zéssié dans lequel a été construit le parc à résidu. Ces données portent sur le pH, l'oxygène

dissous, les solides totaux dissous (TDS) et les métaux tels que le Fer, le Cuivre, le Manganèse

le Zinc, le Chrome, I'Arsenic, le Cadmium, le Cuivre, le Molybdène, le Mercure, I'Aluminium,

le Plomb, l'Argent, le Sodium, le Potassium, Je Calcium et le Magnésium. Elles proviennent

des résultats d'analyse chimique des échantillons et des mesures réalisées in situ.

2.1.2 Matériel technique de terrain

Sur le terrain, Je matériel ci-dessous a été utilisé :

- 01 Multi paramètre HANNA INSTRUMENTS HI 98 129 pour la mesure des paramètres

physiques (pH, oxygène dissous, et TDS) in situ ;

- 01 GPS pour la géolocalisation des points d'échantillonnage;

- Flocons ambrés pour l'échantillonnage de l'eau ;

- 01 Glacière pour la conservation des échantillons ·

- 01 Appareil photo numérique pour les prises de vues.

2.1.3 Matériel informatique et de laboratoire

Pour l'analyse chimique des échantillons et Le traitement des données, Le matériel suivant a été

utilisé:

-01 Spectromètre de masse à source ionisante au plasma d'argon pour le traitement chimique

des échantillons ;

- 01 logiciel de cartographie pour la répartition des points d'échantillonnage sur un fond de

carte : Quantum GIS ·

- 02 logiciels d'analyse statistique : RStudio et xlStat;

- le logiciel Microsoft Office Exccl pour la réalisation des graphiques et des tableaux ;

- le logiciel Microsoft Office Word pour le traitement de texte.

25 KOFFI Kouttdto értc


2.2 METHODES DE TRAVAIL

2.2.1 Echantillonnage

Des échantillons d'eau issus du processus de traitement du minerai par la méthode CJL/CIP

(Carbon In Lunch/ Carbon In Pulp) ont été prélevés au niveau de la bouche de déversement du

parc à résidu (Spigot), dans la zone de décantation (Decant) et à l'aval du cours d'eau Zéssié

après Je bassin de décantation (Back decant).

Pour ce faire, des flacons ambrés ont été utilisés en vue de protéger les échantillons contre les

rayons solaires. Ces flacons étaient soigneusement rincés avec de l'eau distillée avant tout

prélèvement pour éviter toute contamination extérieure. Les échantillons ont été conservés dans

une glacière avant d'être acheminés au laboratoire. L'idée est de suivre l'évolution des cyanures

dans le temps de l'entrée (Spigot) du parc à résidu jusqu'aux cours d'eau à l'aval du parc.

Figure 7: Localisation des points d'échantillonnage dans le parc à résidu

26 KOFFI Kouciclto értc 2014 - 2015


2.2.2 Mesure des paramètres physiques « in situ » Dans le cadre de cette étude, le pH, l'oxygène dissous et le taux des solides dissous (TDS) ont

été mesurés in situ à l'aide d'un Multi paramètre HANNA INSTRUMENTS HI 98 129 à

chaque point d'échantillonnage. Ces paramètres ont été choisis à cause de leur implication dans

le mécanisme d'atténuation des cyanures.

2.2.3 Analyse chimique des échantillons

Afin de connaître la concentration et les formes de cyanure présentes dans les échantillons, une

caractérisation chimique a été entreprise. Elle comprend les dosages des cyanures libres, des

cyanures totaux ainsi que les métaux susceptibles de complexer les cyanures dans la phase

aqueuse du parc à résidu .

2.2.3.1 Dosage des métaux par la méthode ICP-MS

Cette méthode de laboratoire s'est déroulée en deux (2) étapes essentielles :

./ premièrement, les échantillons ont subi un traitement particulier visant à solubiliser les métaux présents dans la matrice.

./ deuxièmement, w1 dosage a été effectué à l'aide d'un spectromètre de masse à source ionisante au plasma d'argon (ICP-MS).

Les échantillons ont été entraînés dans un plasma d'argon par l'Intermédiaire d'une pompe

péristaltique et d'un nébuliseur. Les métaux contenus dans ces échantillons ont ainsi été

atomisés et ionisés dans le plasma. Les ions produits ont été ensuite introduits dans la chambre

du spectromètre de masse où ils ont été dirigés par une série de plaques métalliques chargées,

séparés par un quadripôle, et ont été finalement captés par un détecteur.

Le balayage ICP a pour but de doser les métaux qui sont susceptibles de réagir avec les cyanures

pour former des complexes.

2.2.3.2 Dosage des cyanures

Le dosage des cyanures, dans la phase aqueuse du résidu, a été réalisé selon la méthode 4500-

CN- C de Standard Méthodes APHA et al., ( 1998). Cette méthode permet de doser les cyanures

libres, la totalité des cyanures alcalins et faiblement complexés et une fraction importante des

cyanures fortement complexés.

Le principe de la méthode 4500-CN- C est simple. L'échantillon additionné d'eau distillée est

acidifié à l'acide sulfurique (H2Sû4). Du chlorure de magnésium (MgCh) est ajouté comme

27 :2014 - ::2015


catalyseur pour aider la dissociation des métallo-cyanures. L'échantillon est ensuite distillé par

chauffage reflux pendant environ l h, puis le HCN qui se volatilise de la matrice est capté sous

forme de CW non volatil dans une solution de NaOH. Les ions CN- sont, par la suite, dosés

par une méthode appropriée qui, dans notre cas, est la colorimétrie (méthode 4500-CW E de

Standard Methods), APHA et al. (1998).

Les ions cyanures, présents dans la solution de NaOH, réagissent avec la chloramine-T

(C1H1ClNa02S) pour former le chlorure de cyanogène (CNCl), lequel réagit à son tour avec la

pyridine (CsHsN) et l'acide barbiturique (C4H4N203) pour former un complexe de couleur

rouge-bleu. La concentration en ions cyanures de l'échantillon est ensuite déterminée par

spectrométrie visible à une longueur d'onde de 580 nm.

2.2.4 Analyse en Composantes Principales (ACP)

Une analyse en composante principale a été utilisée afin de déterminer les relations possibles

(corrélations) entre les éléments chimiques. L' ACP est une technique mathématique permettant

de réduire un système complexe de corrélation en un nombre réduit de dimension. Ces

composantes principales doivent être non corrélées entre elles et de variances décroissantes, de

manière à permettre de mieux expliquer les différences entre les individus (Soro et al. 2009).

C'est un outil de choix en chimie des eaux, puisque les paramètres chimiques sont généralement

soumis à des variations remarquables aussi bien dans le temps que dans l'espace.

C'est donc une technique d'analyse qui permet de synthétiser et de classer les données. Elle

révèle en outre les facteurs qui sont à l'origine de l'évolution des variables et de leurs relations. L'analyse a été effectuée sur une matrice de 9 échantillons prélevés à trois (03) stations pendant

trois ans et sur vingt et w1 variables (pH, OD, TDS, Fe, Cu, Cr, Mn, Zn, Hg, Mo, Pb, Al, As,

Ca, Na, K, Mg, Cd, Ar, Cyanures libres et Cyanures totaux) avec les logiciels RStudio version

0.98.1073 portant copyright 2009-2014 et x!Stat Pro 752.

Quatre ACP ont été réalisées :

- la première a porté sur la concentration des paramètres physiques et chimiques des

échantillons de 2012,

- la seconde a été effectuée sur la concentration des paramètres physiques et chimiques des


- la troisième a été réalisée la concentration des paramètres physiques et chimiques des


28 Méw..oLre cie Mcis.ter- 11 c;éosci.ell\,C,es. et 611\.VLroV\.ll\.ew..ell\.t ::2014 - ::201s


- la dernière ACP a été faite uniquement sur les paramètres chimiques des données des trois

années ci-dessus.

29 K.OFFI K.oucicüo érLc Méw..oLre ~e Mcister 11 eiéoscLell\.Ces et E;111,VLro111,111,eY1A.e111,t 2014 -2015


CHAPITRE Ill: RESULTATS ET DISCUSSION

30 KOFFI KouadLo érLc 2014 - 2015

1 Caractérisation des lixiviats issus des rejets miniers de Bonikro : physico-chimie et atténuation naturelle des

cyanures.

3.1 RESULTATS

Les paramètres présentés proviennent du parc à résidu de la mine de Bonikro encore

opérationnel. Ils ont été mesurés périodiquement pendant une période de trois (3) ans (2012,

2013 et 2014) précisément à la bouche d'entrée, dans la zone de décantation du parc et dans le

prolongement du cours d'eau dans lequel a été construit le parc. Les résultats annuels présentés

sont une moyenne des analyses ponctuelles effectuées au cours des années ci-dessus

mentionnées. Les prélèvements couvrent toutes les saisons. Compte tenu de la faible variabilité

des paramètres au sein d'une année, les moyennes annuelles ont été considérées.

3.1.1 Paramètres physiques du parc à résidu

Les moyennes annuelles des paramètres physiques sur les trois années sont présentées dans le

tableau I.

Tableau I: Valeurs minimales, maximales et moyennes des paramètres physiques des différentes stations. Paramètres Bouche d'entrée Bassin de décantation A val du bassin de

décantation Min Max Moy± cr Min Max Moy± cr Min Max Moy± cr

TDS (mg/L) 122 367 259 ± 137 0,1 46,1 23,1 ± 23 0,4 93,4 46,9± 46,5

pH 8,40 11,72 10,06 ± 1,66 7,28 9,80 8,54 ± 1,3 7,50 9,63 8,56 ± 1,06

02 dis 1,74 6,45 4,34 ± 1,73 1,94 7,29 5,5 ± 2,37 1,69 7,60 5,53 ± 2,56 (mg/L)

3.1.1.1 pH

Le pH est basique sur l'ensemble des stations (pH > 7), mais la basicité est plus marquée à la bouche de déversement avec un pH moyen de J 0,06. Ce pH diminue légèrement pour se

maintenir autour de 8,50 dans le bassin et en aval (Tableau I).

3.1.1.2 Oxygène dissous

La teneur en oxygène dissous varie de 1,74 à 6,45 mg/L avec une moyenne de 4,34 mg/Là la

bouche d'entrée. Cette concentration augmente progressivement dans le bassin de décantation

et en aval de celui-ci avec des valeurs moyennes respectives de 5,50 et 5,53 mg/L (Tableau 1).

31 K.OFFI Kov.acH.o értc


3.1.1.3 Total des solides Dissous (TDS)

La concentration en TDS enregistrée à la bouche d'entrée est très élevée (259 mg/L), alors

qu'elle est faible dans le bassin de décantation et dans les cours d'eau à l'aval du bassin

respectivement 23 et 46 mg/L. En plus, la concentration obtenue dans le bassin est le double de

celle enregistrée dans le cours d'eau en aval du bassin (Tableau 1).

3.1.2 Paramètres chimiques du parc

3.1.2.1 Métaux

Les concentrations en métaux et alcalins déterminées dans les échantillons de 2012, 2013 et

2014 à la bouche d'entrée, dans la zone de décantation et à l'aval du bassin dans le

prolongement du cours d'eau sont respectivement consignées dans les tableaux 11; III et JV.

Les concentrations des métaux enregistrées sont faibles dans l'ensemble. Elles sont

majoritairement en dessous des valeurs recommandées par l'OMS pour chaque paramètre à quelques exceptions près.

Tableau Il: Concentrations moyennes des paramètres chimiques aux différentes stations en 2012

Paramètres Bouche Bassin de A val du bassin Directives (ppm) d'entrée décantation de décantation OMS (2011)

{mg/L) Fe 0,18 0,20 0,24 < 0,3 Mn 0,14 0,01 0,03 <0,4 Cu 0,22 0,51 0,50 <2 Zn 0,75 0,75 1,00 Cd <0,001 <0,001 <0,001 < 0,003 Cr <0,002 <0,002 <0,002 <0,05 As <0,02 <0,02 <0,02 < 0,01 Mo 0,1343 0,1135 0,1271 <0,07 Hg <0,001 <0,001 <0,001 < 0,006 Pb <0,01 <0,01 <0,0J <0,01 Al 6,4 0,58 0,47 Ag <0,0012 <0,001 <0,001 Na 16,83 16,35 16,61 <200 K 11 67,5 70 Ca 300 100 100 Mg 61,04 61,04 61,04

32


Tableau Ill: Concentrations moyennes des paramètres chimiques aux différentes stations en 2013

Paramètres Bouche Bassin de A val du bassin Directives (ppm) d'entrée décantation de décantation OMS (2011)

(mg/L} Fe 0,289 0,221 0,246 < 0,3 Mn 0,0546 0,112 0,054 < 0,4 Cu 0,109 0,174 0,167 <2 Zn 0,256 0,197 0,175 Cd 0,195 <0,00025 <0,00025 < 0,003 Cr 0,000294 <0,000002 <0,000002 <0,05 As 0,210 0,133 0,0345 <0,01 Mo 0,065 0,072 0,069 <0,07 Hg 0,148 0,033 0,024 < 0,006 Pb 0,0051 0,0022 0,0016 <0,01 Al 2,489 0,019 0,022 Ag 0,00059 0,000131 0,000315 Na 21,465 18,61 18,865 1 <200 K 4,455 5,03 5,135 Ca 63,925 40,915 40,36 M_g 7,548 8,69 ~153

Tableau IV: Concentrations moyennes des paramètres chimiques aux différentes stations en 2014

Paramètres Bouche d'entrée Bassin de Aval du bassin Directives (ppm) décantation de décantation OMS (2011)

(mg/L} Fe 0,069 0,121 0,117 <0,3 Mn 0,022 0,039 0,041 <0,4 Cu 0,045 0,072 0,069 <2 Zn 0,069 0,103 0,166 Cd <0,000006 <0,000006 <0,000006 < 0,003 Cr <0,000002 <0,000002 <0,000002 <0,05 As <0,000002 <0,000002 <0,000002 < 0,01 Mo 0,047 0,055 0,051 <0,07 Hg <0,0003 <0,000001 <0,000001 <0,006 Pb <0,0006 <0,001 <0,0009 < 0,01 Al 0,019 0,019 0,021 Ag <0,0004 <0,0004 <0,00001 Na - - - <200 K Ca Mg 6,54 8,14 7,97

- : Pas de valeur

33 MéVIAoLre ~e Mci.ster II Cjéo.scLell\.C.e.s et 5vwtroV\,v..eVIAlV\,t :201-4 - ::201-s


•!• Fer

La concentration en fer est faible à la bouche d'entrée du parc, mais elle augmente

progressivement dans le bassin de décantation et dans le cours d'eau à l'aval du bassin pour les

années 2012 et 2014 (Tableau II et IV). En 2013 en revanche, elle est plus élevée à la bouche

d'entrée (0,289 ppm), diminue légèrement dans le bassin (0,221 ppm) puis augmente dans le

cours d'eau à l'aval (0,246 ppm).

•!• Manganèse

La teneur en manganèse est plus élevée à la bouche d'entrée (0,14 ppm) mais elle diminue

considérablement dans le bassin et à l'aval, avec respectivement des valeurs 0,01 et 0,03 ppm

pour l'année 2012. L'année suivante par contre, la concentration est plus élevée dans le bassin

de décantation (0,112 ppm) et reste constante à la bouche d'entrée et à l'aval du bassin (0.054 ppm). En 2014, la concentration est faible dans les trois stations mais, elle évolue

progressivement de la bouche d'entrée à la l'aval du bassin respectivement de 0,022; 0,039;

0,041 ppm dans l'ordre des stations de mesure.

Le taux de cuivre est faible à la bouche d'entrée mais il devient plus important dans le bassin

et à l'aval dans le même ordre de grandeur. Cela est perceptible au cours des trois années : mais

celui enregistré en 2014 dans les trois stations de mesure est encore plus faible par rapport aux

années antérieures (Tableau II ; fII et fV).

Le zinc à une concentration égale à la bouche d'entrée et dans le bassin de décantation soit

0,75 ppm, cette concentration évolue légèrement pour atteindre la valeur de 1,00 ppm à l'aval

du bassin pour l'année 2012. En 2013 en revanche, il est plus concentré à l'entrée (0,256 ppm)

et diminue progressivement dans les deux autres stations soit respectivement 0, 197 et 0, 175

ppm. Contrairement à l'année d'avant, la concentration en zinc est plus faible à l'entrée (0,069 ppm) et évolue graduellement dans le bassin (0,103 ppm) et à l'aval dans le prolongement du

cours d'eau (0,166 ppm).

34 KOFFr KotA.adto éYtc 2014 -2015


•!• Cadmium, Chrome et Arsenic

Ces éléments sont sous forme de trace pratiquement dans les trois stations de mesure pour les

trois aimées 2012, 2013 et 2014 à l'exception de l'élément Cadmium qui a une concentration

non négligeable à la bouche d'entrée (0,195 ppm) en 2013. Par ailleurs l'élément Arsenic a une

concentration importante à toutes les stations mais diminue progressivement de l'entrée à l'aval

respectivement de 0,210; 0,133; 0,0345 ppm dans l'ordre des stations pour l'année 2013.

•!• Molybdène

La teneur en molybdène est plus élevée à la bouche d'entrée et à l'aval du bassin de décantation

de l'ordre de (0, 13 ppm) et un peu plus basse dans le bassin (0,11 ppm) en 2012. En revanche,

la teneur est stable dans toutes les stations pour les deux demi ères années de l'ordre de 0,070

et 0,050 ppm respectivement pour 2013 et 2014.

•!• Mercure, Plomb et Argent

Ces trois éléments sont sous forme de trace dans les trois stations pour toutes les années, honni

le mercure qui a une concentration non négligeable à 1 'entrée du parc mais diminue

considérablement et progressivement dans les autres stations pour l'année 2013.

•!• Aluminium

L'aluminium est plus concentré à la bouche d'entrée que dans le bassin de décantation qui lui

est dans le même ordre de grandeur que l'aval du bassin pendant les deux premières années.

Cependant, la concentration reste constante dans les trois stations pour l'année 2014.

3.1.2.2 Métaux alcalins et alcalino-terreux

La teneur en métaux alcalins dans les stations diffère d'un élément à un autre. En effet, la

concentration en sodium est quasi constante ( 16,50 ppm) dans toutes les stations alors que le

potassium est moins concentré à bouche d'entrée (11 ppm), plus concentré dans le bassin de

décantation (67,5 ppm) et dans le cours d'eau à l'aval (70 ppm) pour l'année 2012 (Tableau II).

En 2013 en revanche, la concentration des deux éléments est presque stable dans les trois

stations excepté le sodium qui est légèrement concentré à l'entrée (Tableau fII).

S'agissant des alcalino-terreux, la teneur de l'élément magnésium est constante dans toutes les

stations (6.1,04 ppm) en 2012 (Tableau II). Par contre, au cours des deux dernières années, la

35 K.OFFI KOL,ttlCÜO értc

Caractérisation des lixiviats issus des rejets miniers de Bonikro : physico-chimle et atténuation naturelle des cyanures.

teneur diminue légèrement à l'entrée par rapport aux deux autres stations où elle est stable.

Quant au calcium, il est plus concentré à l'entrée mais un peu moins dans les autres stations.

3.1.2.3 Comparaison des valeurs moyennes des concentrations en métaux

aux différentes stations

Les valeurs des concentrations minimales, maximales et moyennes des différents métaux dosés

dans les stations sont résumées dans le tableau V.

36 :2014 - :2015


Tableau V: Concentrations minimales. maximales et moyennes en métaux enregistrées dans les stations au cours des trois années

Directives

Concentration à la bouche de Concentration dans le bassin de Concentration à l'aval du bassin OMS 2011

Paramètres déversement (ppm) décantation (ppm) (ppm) (mg/L)

Min Max Moy± cr Min Max Moy± cr Min Max Moy± cr

Fe 0,069 0,289 0,18 ± 0,07 0,121 0,221 0,18 ± 0,04 0,117 0,246 0,201 ± 0,056 <0,3 Mn 0,022 0,14 0,07 ± 0,04 0,01 0,112 0,054 ± 0,04 0,03 0,054 0,042 ± 0,008 < 0,4 Cu 0,045 0,22 0,12 ± 0,06 0,072 0,51 0,252 ± 0,17 0,069 0,50 0,245 ± 0,17 <2 Zn 0,069 0,75 0,36 ± 0,26 0, 103 0,75 0,35 ± 0,26 0,168 1,00 0,448 ± 0,37 - Cd 6E-06 0,195 0,06 ± 0,09 9E-06 6E-04 4 E-04 ± 3 E-04 6E-06 9E-04 4E-04 ± 3E-04 < 0,003 Cr 2E-06 1,9E-03 7E-04 ± 8E-04 2E-06 2E-03 6E-04 ± 8E-04 2E-06 2E-03 6E-04 ± 8E-04 <0,05 As 2E-06 0,210 0,08 ± 0,09 2E-06 0,133 0,051 ± 0,055 2E-06 0,034 0,018 ± 0,012 < 0,01 Mo 0,047 0,134 0,08 ± 0,03 0,055 0, 113 0,08 ± 0,022 0,051 0,127 0,082 ± 0,03 <0,07 Hg 2,9E-06 0,148 0,05 ± 0,06 9E-06 0,033 0,011 ± 0,014 9E-06 0,024 0,008 ± 0,01 < 0,006 Pb 5,9E-04 0,009 0,005 ± 0,003 9E-04 0,009 0,004 ± 0,003 9E-05 0,009 0,004 ± 0,003 < 0,01 Al 0,019 6,4 2,97 ± 2,28 0,019 0,58 0,206 ± 0,249 0,021 0,47 0,171 ± 0,199 - Ag 3,9E-04 l,lE-03 7E-04 ± 3E-04 lE-04 9E-04 5E-04 ± 3E-04 9E-04 9E-06 4E-04 ± 3E-04 - CNL 9E-05 0,042 0,02 ± 0,014 9E-05 9E-05 9E-05 ± 0 9E-05 9E-05 9E-05 ± 0 <0,07 CNT 0,009 0,39 0,23 ± 0,15 0,001 0,052 0,02 ± 0,021 0,001 0,066 0,025 ± 0,027 <0,07 Na 16,83 21,46 19,15 ± 2,32 16,35 18,61 17,48 ± 1,13 16,61 18,86 17,74 ± 1,127 <200 K 4,45 11 7,73±3,27 5,03 67,5 36,26 ± 31,23 5,13 70 37,57 ± 32,43 - Ca 63,92 300 181,9 ± 118,04 100 40,91 70,45 ± 29,54 40,36 100 70,18 ± 29,82 - Mg 6,54 61,04 25,04 ± 24 8,14 61,04 25,96 ± 23,39 7,97 61,04 25,85 ± 23,46 -

37 1<..0FFI Kov.Cldio érLc

Caractérisation des lixiviats issus des rejets miniers de Bonikro : physico-cliimie el atténuation naturelle des cyanures.

De ce tableau, il ressort de façon générale que les éléments tels que le Cd, Al, As, Mn, Pb, Hg.

CN libres et CN totaux sont plus concentrés à bouche de déversement, tandis que le Fe et le Zn ont un fort taux à l'aval du bassin. Le Cr et l'Ag sont sous formes de trace dans toutes les

stations, le Mo est constant partout alors que le Cu est plus concentré dans le bassin de

décantation. Il faut souligner en plus que la majorité des concentrations des paramètres étudiés

est en dessous des valeurs guides de potabilité selon l'OMS en dehors du Cd, Hg, As, Mo et

CN totaux.

3.1.2.3 Espèces cyanurés

Les résultats de la caractérisation des espèces cyanurés dans les échantillons des années 2012,

2013 et 2014 sont résumés dans le tableau VI.

Tableau Vl: Concentrations des espèces cyanurées dans les différentes stations

Bouche d'entrée 1 Bassin de décantation ~ Aval du bassin de 1 décantation

Années CN Libres CN Totaux CN Libres CN Totaux CN Libres CN Totaux 2012 <0,0001 * 0,0092 <0,0001 0,0078 <0,0001 0,0075 2013 0,0201 0,3933 <0,0001 0,0015 <0,0001 0,0013 2014 0,0420 0,2900 <0,0001 0,0520 <0,0001 0,0660

* =ppm

La concentration en cyanures Libres obtenue en 20 J 2 est sous forme de trace soit ( <0,000 J ppm).

Par contre, elle évolue progressivement pour atteindre la valeur de 0,042 ppm en 2014 à la bouche d'entrée. Mais cette concentration reste sous forme de trace dans la zone de décantation

ainsi qu'à l'aval du bassin.

La concentration en cyanure totaux (CNr) mesurée en 2012 dans les trois stations est

négligeable comparativement à La valeur guide de potabilité qui est de (<0,05 mg/1) selon

l'OMS. En effet, elle de 0,0092; 0,0078 et 0,0075 ppm respectivement dans l'ordre des

échantillons. En revanche en 2013, la concentration en CNr enregistrée à la bouche d'entrée du

parc a augmenté considérablement atteignant la valeur de 0,3933 ppm ; mais celle des deux

autres stations demeure négligeable de l'ordre de 0,001 ppm. En 2014, cette concentration

diminue légèrement à la bouche d'entrée (0,29 ppm), mais elle augmente significativement dans

la phase de décantation et à l'aval du parc par rapport aux valeurs enregistrées l'année

précédente. Les valeurs enregistrées sont de 0,052 et 0,066 ppm respectivement (Tableau 2.5).

38 KOFFI Kouacüo 6YÎ.C


Les concentrations en cyanures totaux enregistrées en 2014 sont toutes supérieures à la valeur

guide de potabilité selon l'OMS (<0,05 mg/1) aux trois stations.

En somme, il ressort que la concentration en cyanures libres augmente avec le temps à la bouche

d'entrée du parc alors qu'elle reste sous forme de trace dans le bassin de décantation et dans les

cours d'eau à l'aval de celui-ci. S'agissant des cyanures totaux, la concentration est plus

importante à la bouche d'entrée avec un pic de 0,39 ppm. Cette concentration diminue

considérablement pour se maintenir autour de 0,050 ppm dans le bassin de décantation ainsi

que dans le cours d'eau à l'aval (Figure 8).

a

•CN libres

• CN totaux

2012 2013

Années

2014

0,45

~ 0,4 E ::; 0,35 ~ 2 0,3 "' (j' 0,25 C Ql O 2 C ' 0 :.:; 0,15 ~ ~ 0,1 u § 0,05 u

b

• CN libres

• CN totaux

2012 2013 Années

2014

39 KOFFI KDV.ClCH.o 5Ytc :20i 4 - :20i5


0,45 :::::. b.O 0,4 E :;- 0,35 Cl) •...

0,3 :, C:

"' (j" 0,25 C: 0,2 Cl) C: .Q 0,15 .., "' •... 0,1 .., C: ~ 0,05 C: 0 0 u

2012 2013 2014 Années

C

•CN libres

• CN totaux

Figure 8: Evolution de la teneur en cyanures des eaux à la bouche d'entrée (a), dans le bassin de décantation (b) et dans le cours d'eau à l'aval du bassin (c).

3.1.3 Analyse en Composantes Principales (ACP) des paramètres mesurés

•!• 2012

La distribution spatiale des éléments chimiques en fonction de leur teneur relative dans les

échantillons étudiés est présentée dans les Figures 9 et 10 :

d:1

Ill A\I.JI du bassin de décantation

fil- Bouche d'entrée

Bassin de décantation

0

Figure 9: Projection des individus

~ u d=05

-1,0 -0,5 0 0,5 1,0

Figure 10: Projection des paramètres

mesurés (variables)

De cette ACP, il apparait que : --------------------- 40

2014 - 2015


- la bouche d'entrée du parc enregistre les plus fortes concentrations en cyanures totaux,

manganèse, et en calcium avec w1 pH de 11,72

- Je bassin de décantation est quant à lui est riche en potassium et en cuivre avec des

concentrations respective de 67,5 et 0,51 ppm, L'oxygène dissous y est présent en quantité

importante (7,6 mg/1),

- certains éléments tels que le fer et le zinc sont fortement présent dans le prolongement du

cours d'eau Zéssié à l'aval du bassin de décantation.

- le cyanure libre est à concentration égale dans toutes les stations de mesure (<0,001 ppm).

d:1

~ Ava'. du bassin de décantation

1 Bouche d'entrée

~ Bassin de décantation


d=05

-1,0 -0,5 0 0,5 1,0



L' ACP appliquée aux paramètres mesurés en 2013 nous a donné le résultat suivant:

- la plupart des paramètres mesurés ont leur pic de concentration à Ja bouche d'entrée du parc.

li s'agit des métaux lourds comme le Fe (0,289 ppm), Ar (0,00059 ppm), Zn (0,256 ppm), Pb

(0,0051 ppm), As (0,210 ppm), Hg (0,148 ppm), CNT (0,3933 ppm) ; des métaux alcalins Na

(21,465 ppm) et des paramètres physiques comme les solides totaux dissous (TDS), avec un pH

proche de la neutralité,

41 K.OFFI KOIA.(U~to évtc


- le bassin de décantation enregistre plus de manganèse, de molybdène et d'oxygène dissous

que dans les autres stations,

- le magnésium et le potassium sont plus concentrés dans le prolongement du cours d'eau à

l'aval du bassin de décantation.

d=l

~ Aval du bassin de décantation

[i] Bouche d'entrée

Bassin de r!Pc:r1ntr1tinn

0


d=05

-1,0 -0,5 0 0,5 1,0



Comme résultat de l 'ACP, nous avons :

- les cyanures libres et totaux ainsi que l'argent sont présents à de fortes concentrations à la bouche d'entrée du parc,

- certains éléments tels que le manganèse, le magnésium, le molybdène et le plomb sont

fortement représentés dans les eaux du bassin de décantation

- le zinc et l'aluminium quant à eux ont leur pic de concentration dans le prolongement du

cours d'eau à l'aval du bassin.

De façon globale, l'axe 1 sépare toujours les eaux de la bouche d'entrée de celles des autres

stations; de même, l'axe 2 sépare les eaux du bassin de décantation et des eaux de la bouche

de déversement de celles de l'aval du bassin pour les trois ACP.

En effet, les concentrations des paramètres enregistrées à la bouche d'entrée du parc sont

nettement supérieures par rapport à celles obtenues dans le bassin de décantation et dans le

42 KOFFI Kouaclto érLc ::2014 - ::2015

Caractérisa/ion des lixiviats issus des rejets miniers de Bonikro : physico-chimie et atténuation naturelle des cyanures.

cours d'eau à l'aval, ce qui est clairement visible sur l'axe 1. Par ailleurs l'axe 2 met en exergue

l'origine des éléments chimiques. La bouche d'entrée et le bassin de décantation semblent plus

affectés par l'activité minière par rapport à l'aval du bassin qui semble plus naturelle.

•!• ACP combiné des trois années 2012, 2013 et 2014

Les résultats de l 'ACP donnent de nombreux tableaux dont certains sont résumés dans cette

étude. Le tableau des valeurs propres (Tableau VII) ainsi le graphique montre que les deux

premiers facteurs représentent 74,744 % de la variance exprimée. Ces facteurs regroupent le

maximum de la variance exprimée et sont suffisants pour traduire exactement l'information

recherchée.

Tableau VII: Valeurs propres de l'ACP

Facteurs Valeur propre % Total de variance exp_riméc

Valeur propre cumulée

Variance cumulée

1 2

7,306 3!905

48,708 26,036

7,306 11,211

48,708 74.744

8

7

6

5

4

3

2

0

F1

1-

r-

r- ' F2 ~ -

r- -

F3 t- i-- ,- r~

1 - - - FS

F8

1- - F6 F7 J - L L.._ ~ L-

Figure 15: Graphique des valeurs propres

La matrice de corrélation qui présente les différentes corrélations entre les variables nécessaires

pour la compréhension des phénomènes étudiés est présentée par le Tableau VITI.

43 K.OFFI KOl,(tlCÜO értc 2014 - 201_5


Tableau VIII: Matrice de corrélation entre les variables

Fe Mn Cu Zn Cd Cr As Mo Hg Pb Al Ar Mg CNL CNT Fe Mn 0,21 1

Cu 0,42 0,20 Zn 0,37 0,05 0,89 Cd 0,53 0,01 0,20 0,13 Cr 0,26 0,07 0,85 0,97 0,14 1 As 0,69 0,29 0,14 0,16 0,83 0,22 Mo 0,39 0,29 0,82 0,96 0,18 0,96 0,13 1 Hg 0,63 0,09 0,23 0,21 0,97 0,25 0,92 0,22 Pb 0,47 0,13 0,83 0,95 0,09 0,96 0,04 0,94 0,01 Al 0,19 0,68 0,04 0,42 0,24 0,52 0,15 0,58 0,17 0,57 Ar 0,29 0,11 0,67 0,85 0,07 0,91 0,09 0,87 0,05 0,91 0,66 1 Mg 0,21 0,08 0,86 0,97 0,25 0,99 0,30 0,96 0,34 0,94 0,48 0,88 1 CNL 0,34 0,29 0,42 0,39 0,33 0,32 0,14 0,44 0,27 0,30 0,07 0,09 0,37

CNT 0,01 0,24 0,47 0,40 0,77 0,36 0,51 0,48 0,69 0,23 0,05 0,10 0,44 0,84

~

d=2

3~ fül 0

[1J

li]

(j 2 0 2 4


d =0.2

(, -1,0 -0,8 -0,6 -0,4 -0,2 0 0,2 0,4 0,6



44 KOFFI Kol,(C!cli.o értc MéV\,\,oire cle Mas.ter II c:;éo.sciell\,C.e.s et 6111,viro111,v.,eV\A,t111, ::201.4 - ::20i5


A travers cette ACP, deux principaux groupes se dégagent. Le premier groupe (01) est constitué

du Mg, Cu, Mo, Pb, Ag, Zn et Cr. Le deuxième groupe (02) est composé du CN libre, CN

totaux, As, Cd et Hg. Le regroupement des deux communautés de paramètre est dans la partie

négative de l'axe l pour le groupe 1 (01) alors que le groupe 2 (02) se fait dans la partie

positive du même axe.

L'analyse de la matrice de corrélation (Tableau VIII), permet de noter de fortes corrélations

entre les paramètres Zn et Cu (0,89), Cr et Cu (0,85), Mo et Cu (0,82), Pb et Cu (0,83), Ag et

Cu (0,67), Pb et Cu (0,94), Mg et Cu (0,86), Cr et Zn (0,97), Mo et Zn (0,96), Pb et Zn (0,95)

Ag et Zn (0,85), Mg et Zn (0,97), Mo et Cr (0,96), Pb et Cr (0,96), Ag et Cr (0,91), Mg et Cr

(0,99), Pb et Mo (0,94), Ag et Mo (0,87), Mg et Mo (0,96), Ag et Pb (0,91), Mg et Pb (0,94) et

Mg et Ag (0,88). Ces fortes corrélations permettent de dire que ces paramètres sont gouvernés

par le même mécanisme. Ce mécanisme qui gouverne ce groupe O 1 pourrait être l'adsorption.

Ces métaux présents dans les eaux, ont tendance à décanter, ce qui entraîne leur rétention sur

la matière organique du fond des stations étudiées.

S'agissant du second groupe (02), la matrice de corrélation met aussi en exergue de fortes

corrélations entre les paramètres tels que CNT et Cd (0,77), CNT et Hg (0,69), CNT et CNL

(0,84), Hg et Cd (0,97), Hg et As (0,92), As et Cd (0,83). La position de ce groupe de paramètres

dans la partie positive de l'axe 1 indique que le mécanisme qui gouverne ce groupe s'oppose à

l'adsorption. Par conséquent, la partie positive de ! 'axe 1 exprime la mobilité des éléments dans

la matrice eau.

3.2 DISCUSSION

Nos résultats montrent que le pH est basique sur l'ensemble des stations. La forte basicité

enregistrée à la bouche d'entrée du parc (10,06 en moyenne) serait due au pH du procédé de

traitement du minerai qui est généralement autour de 1 O. Les pH légèrement basiques (8,54 et

8.56) obtenu respectivement dans la zone de décantation et dans les cours d'eau en aval

s'expliqueraient par le fait des eaux de ruissellement et aussi du phénomène de dilution grâce

aux eaux du bassin et du cours d'eau en aval. Ces eaux peu acides vont baisser progressivement

le pH. Ces résultats sont en accord avec les travaux de Smith et Struhsaker, (1987) et de Simovic

et al. (1994). Selon ces auteurs, le pH basique pourrait s'expliquer par le pH opérationnel du

procédé CIP/CIL qui est de l'ordre de 10,5 et avec le temps, ce pH diminue graduellement sous

l'effet des pluies acides et de la dissolution du C02.

45 ::2014 - ::201.5


La faible valeur d'oxygène dissout à l'entrée du parc (4,34 mg/1) serait due aux eaux troubles

issues du procédé de traitement. Ces eaux troubles se diluent dans celle du bassin de décantation

où se décante également les solides totaux dissous (TDS) d'où l'augmentation légère de

l'oxygène dissout dans le bassin de décantation et dans les cours d'eau en a val (respectivement

5,50 mg/1 et 5,53 mg/1).

Les éléments tels que le Fe, Mn, Cu, Zn, Mo et Al obtenus dans toutes les stations pourraient

provenir des formations en présences. En effet, certaines roches rencontrées dans des

formations volcano-sédimentaires, (roches dominantes de la zone d'étude), sont très riches en

minéraux sulfureux qui sont pourvoyeur de métaux. Il s'agit de la pyrite (FeS2), l'arsénopyrite

(FeAsS), la galène (PbS), le cinabre HgS, la sphalérite ZnS. Ces résultats sont corroborés par

ceux de Nshagali (2011) qui a trouvé ces mêmes éléments en caractérisant les résidus de la

mine de Bélahouro au Burkina Faso. Il a conclu que ces éléments proviendraient de la roche

mère constituée essentiellement de formations volcano-sédimentaires.

Le taux élevé de certains métaux tels que le Fe, Zn, Cd, Al, As, Mn, Pb et Hg à la bouche de

déversement mis en exergue par le tableau 5 et les différents ACP serait dû à l'abondance de

ces éléments dans le minerai. En effet, selon le rapport d'étude INERIS-DRS-05-55102/ROl

(2005), l'or à l'état natif est très fréquemment lié à l'argent, souvent au cuivre et parfois au

bismuth. Dans certains cas, il est piégé dans les sulfures de fer, d'arsenic, d'antimoine, de zinc

ou de plomb. En outre, ces métaux, tous comme les métaux sulfureux dissous dans le bassin de

décantation par les solutions acides sont lessivées. Les travaux de Makhoukh et al. (2011) sont

en phase avec les nôtres. Selon ces auteurs, les apports qui contribuent à cette augmentation peuvent être liés aux eaux de ruissellement qui lessivent à la fois les résidus et les stériles

miniers riches en ETM et aussi les sédiments qui peuvent relarguer les ETM dans les eaux de

surface en fonction des changements physico-chimiques. Par ailleurs, les sols de la mine de

Bonikro sont de type ferralsol (Atsé, 2007) riche en fer comme c'est le cas partout en Afrique

de l'ouest; le lessivage vers les eaux de surface pourrait accentuer particulièrement la teneur

en fer dans ces eaux.

Le regroupement de certains métaux (Mg, Cu, Mo, Pb, Ag, Zn et Cr) mis en exergue par I' ACP

combiné des paramètres chimiques se justifie par le fait qu'ils ont tendance à être éliminé de la

colonne d'eau en migrant vers les sédiments par adsorption sur la matière organique, par

précipitation comme sel insoluble (carbonate, sulfate ou sulfure) et par réaction avec les ions

hydriques et les oxydes de manganèse (Koné, 2014). Par ailleurs, le pH joue un rôle important

dans l'adsorption des métaux. En effet, selon Yapi et al. (2014), un pH alcalin limite le passage

46 KOFFI Kouadi.o éri.c Mé\11o\.Oi.re de MP..ster II c;éo.scteVi.Ce.s et 51,wi.ro111.1i1.ell\,\.ell\.t 2Di4 - 201s


des métaux de la phase solide à la phase aqueuse. Les stations étudiées ayant un pH basique,

induisent systématiquement une augmentation du taux d'adsorption des éléments traces dans

les sédiments superficiels.

L'abondance du fer et du Zinc dans le cours d'eau à l'aval mise en relief par l'ACP réalisé sur

les données de 2013 et du tableau 5, serait consécutif à la dissolution respectivement de la pyrite et de la sphalérite dans les rejets miniers qui contaminerait la rivière. Selon Mathias (2008),

dans les secteurs miniers, l'oxydation de la pyrite est la principale source de sulfures. Ainsi, la

dissolution de celle-ci serait plus accentuée dans les eaux des sites miniers.

Au nombre des éléments majoritaires dans l'eau du bassin de décantation, il est important de

mentionner spécialement Je cuivre pour ses nombreux changement en phase aqueuse. En effet,

la majorité du cuivre rejeté dans l'eau est sous forum particulaire (A TSDR, 1990 ; Dameron et

Howe, 1998, Pichard et al. 2004) et tend à se déposer, à précipiter ou à s' adsorber à la matière

organique, au fer hydraté, aux oxydes métalliques ou aux argiles. Son comportement est

influencé par de nombreux processus : complexations avec des ligands organiques (surtout sur

les groupes -NH et -SH, et dans une moindre mesure sur le groupe -OH) ou minéraux.

La concentration en cyanures libres inférieure à la limite de détection (<0,000 l ppm) enregistrée

dans le bassin et à l'aval alors qu'elle était en moyenne de 0,03 ppm à la bouche d'entrée du

parc, serait due au mécanisme d'oxydation chimique ou de volatilisation. En effet, le pH

basique (10,05) mesuré à l'entrée du parc nous fait dire que les cyanures libres ne se seraient

pas atténués par volatilisation. Car à ce pH, les cyanures libres en présence sont essentiellement

sous forme d'ion cyanure (CN-). Celui-ci se serait probablement oxydé en cyanate (CNO-),

composé moins toxique en présence d'oxygène. Ces résultats sont semblables à ceux obtenus

par Engelhardt (1985). Cet auteur a caractérisé des résidus miniers en prélevant 356

échantillons sur une période de 1 an et demi. JI a observé une diminution de 85 % de CN- sur

une période de 18 mois, et une décroissance du pH de 10,5 à 9 en 24 mois. En outre, la

disparition des cyanures libres serait le fait de leur transformation en complexe métal-cyanure

mis en exergue par I 'ACP combinée où il y a une forte corrélation entre les cyanures et certains

métaux tels que l 'As, Cd, Hg comme l'ont suggéré Church et Boyle ( l 990).

Les fortes concentrations en cyanures totaux (CNr) enregistrées à la bouche d'entrée se sont fortement atténuées dans Je bassin et à l'aval de celui-ci. Le Taux d'atténuation est environ

99,62% et 99,68% pour2013 ; de 82,06% et de 77,24% pour 2014 respectivement dans le bassin

et à l'aval. La diminution de la concentration en cyanure totaux pourrait être due aux

phénomènes de solubilisation, de transport ou d'adsorption. En effet, le pH basique mesuré à

47 K.OFFI K.ouacllo Sl'fo


toutes les stations faciliterait le transport des complexes cyanurés ainsi que les précipités de

cyanures dans la solution du sol. Ces résultats sont en phase avec ceux de Meeussen et al. (1992

et 1994). Les conclusions qui émergent de leurs recherches sont unanimes sur la solubilité des

complexes et des précipités de cyanures lorsque le pH est basique. Cette solubilité implique le

transport des cyanures dans l'environnement et de ce fait, leur atténuation dans les sols et résidus

miniers.

48 K.OFFI K.ouac(to érLc 20i4 -20iS

Caractérisation des lixiviats issus des rejets miniers de Bonikro : physico-chimie el atténuation na/ure/le des cyanures.

CONCLUSION ET PERSPECTIVES

Cette étude nous a permis d'appréhender la composition physico-chimique du parc à résidu à

travers les trois stations que sont : la bouche de déversement, le bassin de décantation, et dans

le cours d'eau à l'aval du bassin.

Les résultats obtenus montrent que les concentrations en Fe, Cu, Zn, AJ sont relativement

élevées dans toutes les stations étudiées. Le Cd, As, Mn, Pb et Hg se concentrent

préférentiellement à la bouche de déversement, le Zn et le Fe sont beaucoup plus élevés dans le

cours d'eau en aval tandis que le Cu enregistre sa plus forte teneur dans le Bassin. Ces métaux

proviennent majoritairement de l'activité minière. Certains éléments comme Le Mg, Cu, Mo,

Pb. Ar, Zn et Cr ont tendance à précipiter dans les sédiments ou à s'adsorber à la matière

organique des fonds géochimiques, D'autres par contre tels que les CN totaux, CN libres, As,

Cd et Hg sont très mobiles dans la matrice eau. En dehors du Mn, Cd, Hg, Al, As, Mo et C

totaux, les autres métaux ont des teneurs largement en dessous de la norme de potabilité fixée

par l'OMS.

Les cyanures libres enregistrés à la bouche d'entrée disparaissent complètement dans les autres

stations, tandis que le taux d'atténuation des cyanures totaux est autour de 99 ,5% pour 2013 et

de 80% pour 2014.

La caractérisation n'a pas montré des déchets miniers très dangereux, si l'on s'en tient aux

concentrations pas très élevées des éléments chimiques étudiés. Cependant, le pH étant basique

à toutes les stations, il faut craindre une remobilisation des métaux lors des changements

physico-chimiques.

Au regard des résultats de ce travail, nous recommandons :

}:,, une surveillance et un suivi permaneut du parc à résidu en raison de la présence des

produits chimiques toxiques et traces métalliques afin de limiter d'éventuelles

pollutions.

Dans la perspective de nos travaux, nous envisageons :

}:,, étendre l'étude de la caractérisation aux sédiments des mêmes stations pour apprécier

les concentrations des différents éléments chimiques ;

}:,, évaluer le niveau de contamination des eaux souterraines et de surface adjacentes au

parc à résidu afin de vérifier la migration des cyanures ; }:,, étudier individuellement chaque phénomène d'atténuation notamment l'oxydation

chimique pour connaître son poids dans l'atténuation naturelle du cyanure dans les

résidus miniers.

49 K.OFFI Kouad~o érfo

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