L’utilisation d’un procédé de stabilisation/solidification au ciment

L’utilisation d’un procédé de stabilisation/solidification au ciment

REVUE DE LA LITTÉRATURE

Principe de la stabilisation/solidification

La stabilisation/solidification (S/S) est une technique de réhabilitation non destructive qui a pour but de réduire la mobilité de contaminants présents dans un sol contaminé ou toutes autres matières résiduelles dangereuses (boues, sédiments, matières radioactives, etc.) (FRTR, 2007). Contrairement à plusieurs autres techniques, celle-ci ne permet pas d’extraire ou d’éliminer les contaminants, mais plutôt d’empêcher leur migration dans l’environnement. Plus spécifiquement, l’USEPA identifie trois objectifs à accomplir en S/S (USEPA, 1993) : • réduire la mobilité ou la solubilité des contaminants; • améliorer la maniabilité et les caractéristiques physiques du sol en produisant un solide sans liquide en phase libre; • réduire les surfaces exposées par lesquelles les contaminants pourraient lixivier. Pour ce faire, une matrice de liaison est créée au sein du sol à l’aide d’un liant. Ce dernier interagit avec les contaminants par des mécanismes physiques (solidification) et chimiques (stabilisation) afin de créer un monolithe de sols contaminés qui respectera les objectifs mentionnés ci-dessus. Le terme monolithe est utilisé dans le domaine pour désigner le sol contaminé solidifié (Conner et Hoeffner, 1998a).
L’objectif de la solidification est d’améliorer les propriétés physiques du sol et d’immobiliser ses contaminants par piégeage (Deschamps et al., 2006). Ce piège est créé par un ensemble de mécanismes physiques, c’est-à-dire qu’ils n’impliquent pas de réactions chimiques entre les sols et les agents de liaison. Ils incluent entre autres les mécanismes de sorption physique, mais il s’agit principalement d’encapsulation (Conner et Hoeffner, 1998a). La migration des contaminants est principalement restreinte par une barrière physique créée par la matrice de  liaison. Ainsi, une bonne intégrité physique du monolithe est indispensable à l’efficacité de la solidification. La structure du piège ne doit pas être compromise par des fissures causées par des altérations diverses. Les risques d’infiltration et d’exfiltration seraient alors plus élevés, ce qui pourrait entraîner la lixiviation des contaminants hors des monolithes (USEPA, 1993). De son côté, la stabilisation inclut tous les mécanismes visant à convertir les contaminants sous des formes moins solubles, mobiles ou toxiques (Deschamps et al., 2006). Cette conversion est essentiellement obtenue à l’aide de réactions chimiques telles la précipitation/dissolution, l’oxydation/réduction ou la sorption chimique. Les possibilités de réactions chimiques sont très nombreuses. Par exemple, une simple neutralisation de l’acidité d’un sol par l’utilisation d’un liant alcalin peut suffire à une stabilisation par précipitation de certains métaux en phase soluble. Il existe aussi plusieurs réactions chimiques complexes causées par le durcissement d’un liant ou par l’ajout d’un additif précis (Conner et Hoeffner, 1998a). La stabilisation et la solidification sont deux mécanismes d’immobilisation distincts qui interviennent différemment selon les procédés de S/S utilisés (Deschamps et al., 2006). Par exemple, il est possible de stabiliser un sol à l’aide d’additifs sans toutefois utiliser un agent de liaison. Les propriétés physiques du sol contaminé restent alors inchangées. Réciproquement, il est possible de solidifier un sol contaminé sans modifier les propriétés chimiques des contaminants. Il faut alors porter une attention plus accrue à la durabilité ainsi qu’aux résistances mécaniques et chimiques du monolithe.

Les mécanismes d’immobilisation des contaminants

Les mécanismes d’immobilisation sont nombreux, mais on peut les regrouper sous deux catégories : les mécanismes physiques et les mécanismes chimiques. La prédominance de l’un par rapport à l’autre dépend de plusieurs facteurs, dont la nature des agents de liaison, des additifs ou des contaminants. Parmi les mécanismes les plus importants, on retrouve l’encapsulation, la sorption, l’oxydation/réduction et la précipitation/dissolution.

Encapsulation

L’encapsulation consiste en un confinement des sols et de leurs contaminants dans des capsules formées par des agents de liaison (USEPA, 1993). Il s’agit donc d’un mécanisme d’immobilisation physique. Lors du durcissement des liants, la matrice de liaison agit comme une barrière imperméable et empêche la migration des contaminants hors des sols, que ce soit sous forme solide, liquide ou gazeuse. On utilise le terme de microencapsulation pour des particules fines prisonnières dans les pores de la matrice (souvent invisibles à l’œil nu) et macroencapsulation pour des masses de sols recouvertes de liant (USEPA, 1993). En S/S, la prédominance d’un mécanisme d’encapsulation par rapport à l’autre dépend de la granulométrie du sol, plus particulièrement de la teneur en particules fines.

Sorption

La sorption est un mécanisme d’immobilisation qui peut être chimique ou physique. En S/S, les contaminants sous phase aqueuse peuvent être attirés par les particules d’un sol, d’un agent de liaison ou d’un additif. Cette attraction résulte en une accumulation du contaminant à la surface d’une particule (adsorption) ou à l’intérieur de celle-ci (absorption). Ainsi, les phénomènes de sorption réduisent la concentration en contaminant dans l’eau libre. Lorsque le lien qui unit le contaminant à la particule est causé par les forces de Van der Waals, ce dernier est physique. Par contre, si une réaction chimique a causé le lien entre le contaminant et la particule, le lien est chimique (Knox et al., 1993). En S/S, il existe certains additifs strictement dédiés à la sorption des contaminants, tels le charbon actif, l’alumine active, certaines argiles et des résines synthétiques (FRTR, 2007).

Oxydation/réduction

Une oxydation/réduction est causée lorsqu’il se produit un transfert d’électron entre les atomes. L’atome qui reçoit l’électron additionnel est nommé l’oxydant et celui qui transmet est le réducteur (FRTR, 2007). En contamination des sols, certains métaux sont plus susceptibles aux réactions d’oxydation/réduction tels l’arsenic, le sélénium, le chrome, le  mercure et le plomb (Johnson et al., 1989). L’état d’oxydation est donc une caractéristique à considérer puisque l’intervention pour une décontamination variera selon la forme du métal. Par exemple, le chrome hexavalent (Cr6+) que l’on retrouve dans les chromates est extrêmement toxique pour l’être humain (Rahman et Murthy, 2005). Une formation d’oxydes ou d’hydroxydes de chrome par réduction chimique permet de le transformer en chrome trivalent (Cr3+), forme beaucoup moins toxique et moins mobile puisqu’essentiellement insoluble (Rahman et Murthy, 2005). Une réaction d’oxydation/réduction peut donc être un mécanisme d’immobilisation important à considérer lors d’un traitement par S/S.

Dissolution/précipitation

Dans les sols, on peut retrouver les contaminants sous différentes formes. Une modification de l’environnement par l’ajout de liants ou d’additifs peut changer les limites de saturation en contaminants de l’eau, ce qui se traduit par leur précipitation ou leur dissolution. Les métaux traces sont particulièrement sensibles à cette situation (Knox et al., 1993). En S/S, on s’intéresse surtout au pH du sol comme indicateur des conditions environnementales. D’ailleurs, le ciment Portland tend à augmenter le pH des sols traités. Cette augmentation de pH peut être bénéfique ou nuisible selon le métal rencontré. Par exemple, les espèces cationiques qui ont tendance à se solubiliser dans des milieux très acides ou très alcalins. Lorsque le pH se situe entre 7 et 11, la solubilité est généralement à son minimum (Van Der Sloot et Dijkstra, 2004). Par contre, les métaux amphotères ou oxyanioniques ont également tendance à se solubiliser avec une augmentation du pH (Van Der Sloot et Dijkstra, 2004). Ainsi, l’ajout d’un liant alcalin pourrait causer une dissolution des métaux non solubilisés et augmenter leur risque de lixiviation dans l’environnement.

Les procédés de stabilisation/solidification

Il existe plusieurs procédés de S/S. Le choix du procédé dépend toujours du type de sol rencontré ou de la nature des contaminants. Chacun des procédés immobilise à sa façon les contaminants à l’intérieur d’une matrice de liaison solide. En se basant sur la nature du liant, les procédés peuvent être regroupés en deux catégories : les inorganiques et les organiques.

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Table des matières

INTRODUCTION  
CHAPITRE 1 REVUE DE LA LITTÉRATURE 
1.1 Principe de la stabilisation/solidification
1.2 Les mécanismes d’immobilisation des contaminants
1.2.1 Encapsulation
1.2.2 Sorption
1.2.3 Oxydation/réduction
1.2.4 Dissolution/précipitation
1.3 Les procédés de stabilisation/solidification
1.3.1 Les liants inorganiques
1.3.2 Les liants organiques
1.4 L’utilisation d’un procédé de stabilisation/solidification au ciment
1.4.1 Caractérisation complète des sols contaminés
1.4.2 Réglementation
1.5 La formulation d’un procédé de stabilisation/solidification au ciment
1.5.1 Critères de performance
1.5.2 Formulation
1.6 L’efficacité d’un procédé de stabilisation/solidification
1.6.1 Évaluation de la stabilisation
1.6.1.1 Les essais d’extraction
1.6.1.2 Les essais de diffusion
1.6.2 Évaluation de la solidification
1.7 La durabilité des procédés de stabilisation/solidification
1.7.1 L’altération chimique
1.7.2 L’altération physique
1.7.2.1 Dégradation physique due au gel/dégel
1.7.2.2 Les essais de résistance aux cycles de gel/dégel
1.7.2.3 Dégradation physique due au séchage/mouillage
1.7.2.4 Les essais de résistance aux cycles de séchage/mouillage
1.8 Synthèse et hypothèses de travail
CHAPITRE 2 MATÉRIEL ET MÉTHODE 
2.1 Plan expérimental
2.1.1 Sélection des variables pour les paramètres ciblés
2.1.2 Planification des essais en laboratoire
2.2 Matériaux utilisés
2.2.1 Sol
2.2.2 Ciment
2.2.3 Contaminants
2.2.4 Eau
2.3 Méthodes d’expérimentation
2.3.1 Confection des monolithes de sols contaminés traités par S/S au ciment
2.3.1.1 Sélection de la méthode de confection des échantillons
2.3.1.2 Calcul des proportions de gâchage
2.3.1.3 Méthode de contamination des sols
2.3.1.4 Malaxage des mélanges
2.3.1.5 Moulage et mûrissement des échantillons
2.3.1.6 Détermination des concentrations réelles des contaminants
2.3.2 Essais sur les monolithes durcis
2.3.2.1 Essais de durabilité
2.3.2.2 Essai de diffusion
2.3.2.3 Essai de conductivité hydraulique
2.3.2.4 Essai de résistance à la compression
CHAPITRE 3 RÉSULTATS  
3.1 Essais d’altérations
3.2 Effets physiques des essais d’altération
3.2.1 Résistance à la compression
3.2.2 Conductivité hydraulique
3.3 Effets chimiques des essais d’altération
3.3.1 Indices de lixiviabilité
3.3.1.1 Cadmium
3.3.1.2 Chrome
3.3.1.3 Cuivre
3.3.1.4 Plomb
3.3.1.5 Zinc
3.3.1.6 Calcium
3.3.2 pH
CHAPITRE 4 ANALYSES ET DISCUSSION 
4.1 Effet de l’altération sur les paramètres physiques
4.1.1 Essais de résistance aux cycles d’altération
4.1.2 Essai de résistance à la compression
4.1.3 Essai de conductivité hydraulique
4.2 Effet de l’altération sur les paramètres chimiques
4.2.1 Essai de diffusion
4.2.1.1 Teneur en ciment
4.2.1.2 Carbonate de calcium
4.2.1.3 Gel/dégel
4.2.1.4 Séchage/mouillage
4.2.2 pH des eaux de trempage
4.3 Mécanismes d’immobilisation des métaux
4.3.1 Cadmium et plomb
4.3.2 Chrome
4.3.3 Cuivre et zinc
4.4 Efficacité des essais de durabilité à simuler l’altération de sols traités par S/S
4.5 Efficacité des essais de durabilité à mesurer l’altération de sols traités par S/S
CONCLUSION  
RECOMMANDATIONS
LISTE DE RÉFÉRENCES BIBLIOGRAPHIQUES

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