L'importance du temps et d'autres déterminants dans l'évaluation des rejets de métaux lourds lors de la gestion des déchets solides

Rapports scientifiques volume 13, Numéro d'article : 1651 (2023) Citer cet article

567 accès

Détails des métriques

L'un des paramètres affectant la lixiviation des métaux lourds des déchets est leur temps de contact avec le lixiviant. Dans cet article, le comportement de lixiviation de Zn, Cu, Pb et Ni a été évalué en relation avec le rapport liquide sur solide (L/S), qui est le reflet du temps après lequel un certain volume d'eau imprègne le matériau, par exemple dans terrils ou décharges. Une étude de lixiviation a été réalisée par différentes méthodes de lixiviation en utilisant trois matériaux d'essai, à savoir des scories de zinc dangereuses, des scories de cuivre en morceaux et un composite minéralo-organique. Il a été constaté que la plus grande quantité de métaux lixiviait à long terme dans le test de disponibilité maximale, dans les conditions de lixiviation suivantes : L/S = 50 dm3/kg, pH du lixiviant réduit, fragmentation des matériaux à une granulométrie < 0,125 mm. En comparant les résultats obtenus dans le test par lots et le test de percolation, aucune tendance stricte n'a été observée dans la libération d'un métal donné à partir de différents matériaux de test. L'analyse à l'aide de l'essai en cuve a montré que les processus contrôlant la lixiviation peuvent entraîner la libération des charges métalliques les plus élevées immédiatement après le contact entre le matériau et le lixiviant, mais peuvent également contribuer à la libération de métaux uniquement après un contact prolongé.

La question de la lixiviation des métaux lourds de différents matériaux et produits est la clé de l'évaluation de l'impact environnemental. Les métaux lourds migrent à partir de produits constitués de matières premières naturelles, de déchets et de déchets déposés dans l'environnement1,2,3.

Une préoccupation majeure dans l'évaluation de la libération potentielle d'éléments provenant des déchets déposés dans les décharges est qu'avec le temps, des quantités inacceptables de contaminants peuvent être rejetées dans l'environnement4. Le temps est un facteur important affectant les concentrations de contaminants lessivés lors de l'évaluation de la vitesse à laquelle les processus d'enfouissement ont lieu. Ces procédés peuvent limiter la libération d'éléments lorsque la réaction est lente (dissolution lente des minéraux) ou lors de la diffusion. Comme les déchets sont stockés au fil du temps, des changements dans leurs propriétés et leurs conditions environnementales peuvent se produire en raison de la décomposition de la matière organique, des changements dans la perméabilité de la décharge, de la carbonatation des déchets alcalins ou de l'augmentation de la surface de lixiviation due à l'érosion5 .

Les tests de lixiviation en laboratoire peuvent inclure des tests/extractions en un seul lot et plusieurs extractions/tests dynamiques. Une caractéristique commune à tous les tests de lixiviation est la génération d'un éluat qui est ensuite utilisé pour évaluer les propriétés spécifiques des matériaux ou pour simuler des scénarios de lixiviation dans l'environnement6. L'un des critères de division des méthodes de lixiviation est la durée de la lixiviation, on peut donc faire la distinction entre les essais à long terme (ex. tank test7) et les essais à court terme (ex. batch test8) et les essais à court terme pour prédire la durée de la lixiviation. lixiviation à terme (test de disponibilité maximale9).

Le rapport de la masse du solide au volume du lixiviant affecte le taux de lixiviation des métaux lourds des déchets10,11,12,13. Exprimer les résultats des tests de lixiviation en termes de quantité de métal lixivié (en mg/kg) est un moyen pratique. Il permet de comparer les résultats obtenus à partir de différentes méthodes de test, principalement des tests de percolation14 et des tests par lots8,15,16. Cependant, il convient de garder à l'esprit que le rapport L/S dans un test de lixiviation peut également être affecté par le pH ou d'autres paramètres contrôlant la lixiviation. De plus, différentes conditions de test telles que l'agitation de l'échantillon, la température, le type de lixiviation et le temps de contact peuvent varier, ce qui rend difficile la comparaison des résultats obtenus par diverses méthodes de test17.

La lixiviation des métaux lourds est généralement évaluée par des essais accélérés. Les essais de lixiviation à court terme sont souvent des essais discontinus à faible rapport liquide sur solide, soit L/S = 2 dm3/kg correspondant à une durée de lixiviation environnementale (décharge, terril) de 100 ans18. Dans la plupart des cas, ces tests fournissent des évaluations préliminaires satisfaisantes de la lixiviation des contaminants. Des tests à court terme peuvent également être effectués à l'aide de tests sur colonne ou lysimètre. Ces tests sont plus précis, mais sont menés sur des périodes plus longues (nécessitant des mois voire des années) et ne sont donc pas pratiques pour l'estimation de routine de la lixiviation à long terme jusqu'à ce que le rapport L/S atteigne le chiffre de plusieurs centaines4. L'analyse de lixiviation à long terme présentée par Astrup et al.4 montre la perspective d'un relargage d'éléments dont des métaux lourds jusqu'à atteindre L/S = 5000 dm3/kg, ce qui correspond à environ 100 000 à 250 000 ans d'élimination des déchets.

L'évaluation de la lixiviation à long terme, au-dessus de L/S = 2–10 dm3/kg, est généralement plus compliquée. Les tests par lots fournissent des informations sur la lixiviation moyenne attendue sur le site d'enfouissement des déchets jusqu'à ce qu'un rapport L/S fixe soit atteint dans le test. Cela signifie que bien que la quantité totale de constituants libérés lors de l'essai par lots à L/S = 100 dm3/kg puisse refléter le débit cumulé du site d'enfouissement au même L/S, la composition du lixiviant ne reflète pas l'élaut de le site à L/S = 100 dm3/kg. Par conséquent, les tests de lixiviation à long terme sont le plus souvent caractérisés en termes de quantité d'élément disponible pour la lixiviation, par exemple, test de lixiviation à disponibilité maximale9. Ces tests visent à déterminer la fraction de composants qui peut être rejetée dans des conditions extrêmes, c'est-à-dire à faible pH et après un très long temps d'enfouissement dans l'environnement4.

Le but de cet article est d'évaluer les effets de lessivage à court et à long terme sous l'influence de différents facteurs environnementaux. L'étude fournit des connaissances sur le comportement de lixiviation du zinc, du cuivre, du plomb et du nickel à partir des déchets minéraux (laitiers métallurgiques) ainsi que de la matière organique minérale (composite). Les matériaux testés ont été caractérisés par un degré de danger différent pour l'environnement. Les métaux lourds sélectionnés ont été choisis en raison du fait qu'ils appartiennent au groupe de base des métaux dont la teneur est déterminée dans tous les composants de l'environnement. Cu, Pb et Ni sont considérés comme les principaux contaminants anthropiques de l'environnement19. De plus, Zn, Cu, Pb et Ni sont présents dans la composition des matériaux d'essai et en sont libérés au contact de l'eau. Le processus de libération des métaux lourds a été observé dans des conditions de laboratoire lors de la réalisation de quatre tests de lixiviation pour simuler différents scénarios de lixiviation (à long terme et à court terme). L'importance de la recherche est que l'article montre non seulement l'effet du temps, mais également d'autres paramètres affectant la lixiviation (pH, rapport liquide sur solide, forme des déchets). Les résultats de la recherche sont importants en raison de la présentation d'une approche globale de l'évaluation de l'impact des déchets sur l'environnement. Les auteurs indiquent que l'utilisation d'une méthode de lixiviation est insuffisante pour évaluer le risque de dépôt de déchets dans l'environnement. Bien que cette pratique soit courante en Europe, par rapport aux recherches présentées dans l'article, il n'est pas correct de déterminer le niveau réel de lixiviation des métaux lourds dans l'environnement.

Les changements dans le niveau de lixiviation des métaux lourds (Zn, Cu, Pb et Ni) au fil du temps ont été analysés à l'aide de trois matériaux d'essai. Deux d'entre eux étaient des scories métallurgiques : les scories de zinc (ZS) et les scories de cuivre en morceaux (LCS). Le troisième matériau d'essai était un composite minéralo-organique (MOC). Le critère de sélection des déchets était leur sens de gestion différent (sur décharges et terrils ou leur épandage à la surface du sol à des fins de valorisation).

ZS a été généré dans le four rotatif de la fonderie de zinc dans la section d'affinage du plomb. Le laitier de la fonderie a été classé comme un déchet déposé dans la décharge de déchets dangereux (selon20). Les échantillons ont été prélevés dans la décharge de l'entreprise du secteur de dépôt des scories. Le matériau était caractérisé par une couleur gris foncé, avec des inclusions de céramique ainsi que des inclusions métalliques de grains de plomb. Le ZS était caractérisé par la taille différente des grains (< 0,1–10 mm). Les échantillons sous forme de grumeaux de forme irrégulière ont également été prélevés.

Le LCS a été obtenu lors du processus de fusion de concentrés de cuivre en briquettes dans un four à cuve. Ces déchets ont été classés comme inertes20. Le laitier est temporairement déposé en tas car il est utilisé dans la construction de routes et l'industrie du ciment. LCS extrait pour la recherche se présentait sous la forme de morceaux de formes et de tailles irrégulières.

Le MOC était un mélange de boues d'épuration municipales stabilisées et de cendres provenant de la combustion domestique de combustibles solides. Le matériau a été classé comme un déchet déposé dans la décharge non dangereuse20 et utilisé dans la récupération de la décharge. Le matériau était caractérisé par une structure granuleuse semblable à celle des sols légers.

Tous les échantillons de matériaux d'essai ont été prélevés en Pologne conformément à la norme EN 14899:200521. Des échantillons de laboratoire représentatifs ont été préparés par broyage à la taille des particules < 4 mm (test de lot et test de percolation), < 0,125 mm (test de disponibilité maximale). Des morceaux de surface et de masse connues pour le test en cuve ont également été préparés.

Les matériaux d'essai avaient des propriétés physiques énumérées dans le tableau 1.

Le test de lixiviation des métaux lourds à partir des déchets a été réalisé selon la procédure basée sur la norme EN 12457-2:20028. La granulométrie requise des échantillons était < 4 mm. Les extraits aqueux ont été préparés à un rapport liquide/solide de L/S = 10 dm3/kg. Comme agent de lixiviation, une eau déminéralisée avec une conductivité électrique ≤ 10 µS/cm a été utilisée. Les extraits aqueux ont été agités pendant 24 h.

Le test de lixiviation à disponibilité maximale a été réalisé selon EA NEN 7371:20049 pour des échantillons de granulométrie < 0,125 mm. La disponibilité est définie comme la limite supérieure potentielle de l'élément qui peut être libéré d'un matériau solide dans l'environnement aquatique25. Le test est un test en deux étapes jusqu'à ce que le pH de l'éluat atteigne 7 dans la première étape et pH 4 dans la deuxième étape, avec un rapport liquide sur solide de L/S = 50 dm3/kg. L'étude a été réalisée à l'aide d'un appareil de titrage TiroLine 7000 de SI Analytics. Le matériau a été mélangé avec de l'eau au moyen d'un agitateur magnétique pendant 6 h au total. 0,2 mol/dm3 HNO3 pour ZS et MOC et 1 mol/dm3 HNO3 pour LCS ont été utilisés pour l'étude. Le pH initial de l'éluat pour le laitier ZHC étant inférieur à 7, les déchets ont été lessivés sans ajout de réactif (pH propre du matériau) pendant 3 h dans la première étape. Les éluats des deux étapes ont été filtrés et combinés pour évaluer les concentrations en métaux lourds.

L'évaluation de la libération de métaux lourds pendant le processus de percolation a été réalisée sur la base d'un test en colonne conformément à la norme EN 14405:201714 pour des échantillons de granulométrie < 4 mm. Une colonne d'un diamètre de 5 cm et d'une hauteur de remplissage de 30 cm a été utilisée dans le test. La colonne vide a été pesée puis la prise d'essai a été remplie dans la colonne. Le volume de matière chargée dans la colonne était de 0,6 dm3. La colonne de déchets a également été pesée et de l'eau déminéralisée (avec une conductivité ≤ 10 µS/cm) percolant dans la colonne a été fournie à l'aide d'une pompe péristaltique. Le débit d'eau était de 12 ml/h. La colonne a été remplie d'eau jusqu'à ce que tout le matériau soit saturé. Il a ensuite été laissé pendant 3 jours pour atteindre l'équilibre du système.

Dans l'étape suivante, 7 fractions d'éluat ont été extraites avec un rapport liquide/solide cumulatif fixe, c'est-à-dire L/S = 0,1 ; 0,2 ; 0,5 ; 1; 2 ; 5 ; 10 dm3/kg selon les directives de la norme14.

Pour les déchets monolithiques, un essai en cuve a été réalisé sur la base de la procédure EA NEN 7375:20047. Le but de l'essai était de simuler la lixiviation des métaux des matériaux en fonction du temps. Le test a été réalisé en utilisant deux matériaux de test, à savoir ZS et LCS. Des morceaux de déchets ont été préparés pour l'essai sous la forme de morceaux de masse, de surface et de volume connus, représentatifs du matériau d'essai. Selon la norme, la plus petite dimension de la pièce était supérieure à 40 mm. Le composite minéralo-organique (MOC) n'a pas été testé dans l'essai en cuve en raison de la présence de ce matériau uniquement sous forme broyée, ne répondant pas au critère de taille.

Les échantillons ont été placés dans des conteneurs en polyéthylène (PEHD), sur des supports, pour être entourés de tous côtés par le lixiviant. Selon la norme, le volume de liquide dans le récipient était de 2 à 5 fois le volume de l'échantillon. Les déchets ont été soumis à une lixiviation avec de l'eau de pH 7 (désignations d'échantillon : ZS pH7 et LCS pH7) et en plus, à des fins de comparaison, avec un liquide de pH 4 (ZS pH4 et LCS pH4). Une solution à 65% de HNO3 a été utilisée pour abaisser le pH. Pour le test de lixiviation avec un liquide à pH 4, pour le LCS, deux déchets ont été utilisés du fait que la plus petite dimension du morceau était inférieure à 40 mm. Dans ce cas, l'aire géométrique de l'échantillon était la somme des aires des pièces individuelles. Les éluats utilisés dans le test ont été extraits selon le calendrier suivant : après 0,25 ; 1; 2,25 ; 4 ; 9; 16; 36 et 64 jours. Après chaque extraction, le lixiviant a été complètement remplacé et les échantillons ont été immergés dans le liquide une autre fois.

Le test en cuve peut être utilisé si la matrice du matériau ne se dissout pas. Pour apprécier la solubilité, deux critères principaux dépendant du pH et de la conductivité des éluats doivent être vérifiés. Si le critère 1 (Eq. 1) n'est pas rempli, la matrice est considérée comme non soluble. La lixiviation peut ensuite être déterminée à l'aide du test en cuve. En revanche, si le critère 1 est rempli, le critère 2 (Eq. 2) doit être vérifié7.

où S7–8—valeur moyenne des conductivités mesurées dans les périodes 7 et 8 (µS/cm), S5–6—valeur moyenne des conductivités mesurées dans les périodes 5 et 6 (µS/cm), pH7–8—valeur moyenne du pH aux périodes 7 et 8, V - volume de lixiviation (dm3), Vp - volume de l'éprouvette (dm3).

Si le critère 2 n'est pas satisfait, une évaluation plus approfondie de la lixiviabilité des métaux lourds peut également être effectuée.

La composition chimique des matériaux testés a été déterminée selon la norme EN 196-2:201322 en appliquant la méthode de fluorescence X (XRF) à l'aide du spectromètre Axios Cement Panalytical. La perte au feu a été désignée par la méthode du poids conformément à la norme EN 15935:201223. Pour l'évaluation de la teneur totale en Zn, Cu, Pb et Ni, les échantillons ont été minéralisés dans un système fermé conformément à la norme EN 13657:200224. L'eau régale a été utilisée comme réactif (65% HNO3 et 35% HCl). Le processus a été réalisé dans des récipients en téflon fermés avec l'utilisation d'un minéralisateur à micro-ondes (Start D, Milestone).

Les éluats des tests de lixiviation et les minéralisats ont été préparés en triple et filtrés à travers des filtres à membrane de 0,45 µm. Tous les éluats ont été testés pour le pH et la conductivité électrique. Ensuite, ils ont été fixés par 65% HNO3. L'analyse de la teneur en Zn, Cu, Pb et Ni dans les éluats et les minéralisats a été déterminée par spectrométrie d'absorption atomique de flamme (FAAS) à l'aide du spectromètre Thermo Solaar 6M. Chaque mesure a été effectuée avec trois répétitions avec un écart type relatif (RSD) < 5 %.

Les matériaux de référence certifiés (MRC) ont été analysés après digestion dans l'eau régale pour le contrôle qualité de la détermination de la teneur en métaux totaux dans les échantillons. Deux matériaux CRM ont été analysés. La récupération du CRM « Métaux dans le sol » SQC001 (Merck) était la suivante : Zn 104 %, Cu 106 %, Pb 103 %, Ni 107 %. La récupération du CRM 'Rock' NCS DC73303 était la suivante : Zn 96%, Cu 94%, Pb 90%, Ni 93%. Pour chaque paramètre testé, trois répétitions ont été faites pour tous les échantillons. Les données ont été soumises à une analyse des statistiques de base (moyenne, SD, min-max, variance) à l'aide du logiciel Statistica 13. Les valeurs moyennes ont été comparées à l'aide du test de la différence la moins significative (LSD). Les données ont été analysées à l'aide d'une analyse de variance (ANOVA) pour évaluer si les moyennes étaient significativement différentes (niveau significatif pour P ≤ 0,05).

Les résultats des concentrations de Zn, Cu, Pb et Ni obtenus dans le test par lots, le test de percolation et le test de disponibilité maximale ont été convertis en mg/kg de matière sèche sur la base de l'Eq. 38,14,19 :

où Ui—quantité libérée d'un élément par quantité d'échantillon pour analyse dans la fraction d'éluat i (mg/kg dm), V—volume de la fraction d'éluat i (dm3), ci—concentration de l'élément dans la fraction d'éluat i (mg /dm3), m0 - masse sèche de l'échantillon à tester (kg).

Pour le test de percolation, la quantité cumulativement libérée (ΣUi) de métaux lourds représentant la somme de la quantité libérée d'un élément (Ui) obtenue dans toutes les fractions d'éluat a été déterminée. Lorsque les concentrations de métaux ont été enregistrées en dessous de la limite de quantification, la lixiviation cumulée a été donnée sous la forme d'une plage de valeurs. La borne inférieure de l'intervalle a été calculée en substituant aux concentrations inférieures à la limite de quantification, les valeurs égales à zéro, tandis que la borne supérieure a été prise comme limite de quantification de l'élément. L'incertitude de la quantité cumulativement rejetée uc (ΣUi) a été calculée comme la racine de la somme des carrés des incertitudes des résultats de lixiviation dans les fractions individuelles de l'éluat.

La lixiviation des métaux lourds dans le test en cuve a été déterminée selon l'équation 7 :

où Ei*—lixiviation mesurée d'un composant dans la fraction i (mg/m2), ci—concentration du composant dans la fraction i (mg/dm3), V—volume de l'éluat (dm3), A—surface de la pièce (m2).

Le lessivage cumulatif mesuré (\(\varepsilon_{n}^{*}\)) d'un élément a été calculé selon la formule7 :

où \(\varepsilon_{n}^{*}\)—lessivage cumulé mesuré d'un élément pour la période n comprenant la fraction i = 1 à n (mg/m2), \(E_{i}^{*}\)— lessivage mesuré de l'élément en fraction i (mg/m2), N - nombre total de périodes de renouvellement du lixiviant.

Le tableau 2 montre la composition chimique des matériaux sous forme d'oxydes des éléments. Les principaux composants de ZS étaient Fe2O3, Al2O3 et SiO2. Ces trois composés représentent ensemble plus de 67 % de la masse des déchets, dont 41,9 % de Fe2O3. La proportion de soufre (sous forme de SO3) et d'alcali (Na2O + K2O) a ensuite été déterminée. Dans la composition chimique du LCS et du MOC, une teneur élevée en silice SiO2 a été trouvée (42,8 % et 37,5 %, respectivement). Pour le LCS, le SO3 a été déterminé au niveau le plus bas (0,12 %). Une perte au feu négligeable ou nulle a été déterminée dans les scories ZS et LCS. Comme le rapportent Bożym et al.26 et Mu et al.27, la perte au feu indique une nature minérale des déchets. En revanche, pour le MOC, les pertes au feu ont été déterminées à des niveaux élevés. Ceci indique une présence de matière organique28,29.

Les déchets testés ont montré la présence de métaux lourds analysés (tableau 3). La teneur la plus élevée en métaux lourds a été trouvée dans les scories de zinc (ZS). Pour ces déchets, la teneur en cuivre la plus élevée a été déterminée. Il résulte du procédé technologique d'affinage du plomb, dont l'une des étapes est la décuivrage du plomb. Le laitier de cuivre en morceaux (LCS) et le composite minéralo-organique (MOC) ont été caractérisés par la plus forte proportion de zinc.

Les trois méthodes de test utilisées ont permis la libération de métaux lourds à des niveaux très différents. Une lixiviation beaucoup plus élevée de Zn, Cu, Pb et Ni a été obtenue dans le test de disponibilité maximale que dans le test discontinu et le test de percolation. La lixiviation la plus élevée de Zn, Pb et Ni par rapport à la teneur totale dans ce test a été observée pour le composite minéral-organique (MOC) à 43 %, 61 % et 52 %, respectivement. À titre de comparaison, dans le test par lots pour ces éléments, la lixiviation du Zn était : 0,04 %, Pb : 0,0 %, Ni : 0,4 %, et dans le test de percolation Zn : 0,009–0,05 %, Pb : 0,0 %, Ni : 4,1 %. Le cuivre a été libéré au niveau le plus élevé du laitier de zinc (ZS) à 22 % dans le test de disponibilité maximale. Il convient de noter que les conditions de ce test ont également entraîné la libération de certains métaux bien au-dessus de la limite de quantification, et leurs concentrations n'ont pas été détectées dans le test par lots ou le test de percolation.

Le test de percolation est un test réalisé pour les déchets granulaires jusqu'à L/S = 10 dm3/kg, similaire au test batch. Par conséquent, lors de la comparaison des résultats des deux méthodes, il a été observé que les déchets ZS avaient une lixiviation inférieure de Zn, Cu et Ni dans le test de base que dans l'ensemble du cycle de test dans le test de percolation. De plus, il est à noter que dans le cas des déchets LCS, le relargage de plomb et de nickel a été observé dans des conditions de percolation, alors que dans l'essai de base la lixiviabilité de ce métal a été déterminée en dessous de la limite de quantification. Une plus faible lixiviabilité du nickel dans le test de base a également été observée dans le composite MOC, de la même manière que le cuivre du LCS. Une tendance différente à la lixiviation a été observée pour le cuivre du MOC, qui a été déterminé à un niveau beaucoup plus bas dans des conditions de percolation que dans le test par lots.

Pour les résultats de lixiviation des métaux lourds obtenus par différentes méthodes d'essai, des corrélations entre tous les résultats de lixiviation des métaux lourds par rapport à la teneur totale ont été déterminées (Fig. 1). A cet effet, les pourcentages de métaux lixiviés par rapport à leur teneur totale ont été déterminés. La compilation des résultats était à des fins d'illustration. Les résultats obtenus dans le test batch et le test de disponibilité maximale ont été comparés afin de comparer la lixiviabilité obtenue par deux méthodes différentes, conduites dans des conditions différentes et des rapports L/S différents, qui sont cependant des méthodes à court terme conduites dans des conditions statiques. À leur tour, les résultats obtenus dans le test par lots et le test de percolation ont été comparés les uns aux autres pour montrer la corrélation au même rapport L/S et pour la même taille de grain d'échantillon. Les résultats de lixiviation ont été divisés par la teneur totale en métaux lourds dans les déchets afin de normaliser les données pour différents métaux et échantillons de déchets. Les résultats des tests par lots ne montrent pas de corrélation positive avec les résultats des tests de disponibilité maximale (R2 = 0,0105). Les résultats des tests batch et des tests de percolation en teneur totale montrent une meilleure corrélation avec une valeur de coefficient de corrélation (R2) de 0,3809. La comparaison de différentes méthodes de lixiviation est une pratique observée dans la littérature. Des comparaisons similaires avec la détermination du coefficient de corrélation par rapport à diverses normes de lixiviation ont également été effectuées par Kim et al.30 et Yin et al.31.

Corrélation entre les résultats des tests par lots et le test de disponibilité maximale ainsi que les résultats des tests de percolation par rapport à la teneur totale en métaux lourds dans les matériaux.

Les différences dans le niveau de lixiviation des constituants des déchets sont dues aux conditions dans lesquelles le processus de lixiviation a été effectué. Il convient de noter que des conditions telles qu'un pH de lixiviation réduit et une agitation continue à l'aide d'un agitateur magnétique ont augmenté le niveau de rejet de formes mobiles de métaux lourds dans la solution. Un fort raffinement des déchets à une taille < 0,125 mm peut également avoir influencé l'augmentation de la lixiviation17,32. Le temps de contact du matériau avec le lixiviant est également un aspect très important. Dans le test par lots, les échantillons de matériaux ont été soumis à une lixiviation pendant 24 h, et dans le test de disponibilité maximale de lixiviation, seulement pendant 6 h. Cependant, déjà un temps aussi court a contribué à une lixiviation beaucoup plus intense. Il ne peut cependant pas être strictement déterminé quel facteur a pu avoir un effet déterminant sur les niveaux de lixiviation des métaux lourds analysés. De plus, le contact du système de test avec l'air atmosphérique pourrait également avoir eu une influence. Dans le test par lots, l'analyse a été effectuée dans un système fermé (accès limité à l'air) et dans le test de disponibilité maximale de lixiviation dans un système ouvert. Par conséquent, le processus d'absorption du CO2 de l'air atmosphérique, provoquant une diminution du pH de la solution et donc une augmentation de la solubilité des métaux lourds, peut avoir contribué à l'augmentation de l'intensité de la libération des métaux. Un paramètre affectant le rejet de métaux lourds, pour les deux méthodes discutées, est certainement aussi le rapport L/S liquide/solide utilisé dans l'étude (L/S = 50 dm3/kg dans EA NEN:73719 et L/S = 10 dm3 /kg dans EN 14405:201714). Le rapport L/S reflète le temps pendant lequel les déchets sont soumis à la lixiviation dans l'environnement, les décharges et les terrils. Le test de disponibilité maximale montre le scénario d'une lixiviation à long terme dans des conditions extrêmes en milieu aérobie, après décomposition du matériau ou lorsque la capacité de neutralisation de l'acide est perdue.

Dans le cas du test de percolation, il est réalisé en conditions dynamiques, tandis que le test de base est réalisé en conditions statiques. De plus, les facteurs qui régulent le processus de lixiviation des contaminants dans la colonne peuvent favoriser la précipitation d'autres composés (sels, oxydes), ce qui est également souligné par Fu et Lu33. Par conséquent, des changements dans les conditions du processus de lixiviation peuvent entraîner une diminution de la mobilité de certains métaux lourds, ce qui peut s'être produit pour Cu à partir de composite (MOC) et Zn à partir de laitier de cuivre en morceaux (LCS). Cependant, ce n'est pas la règle. Comme le montre l'étude de lixiviation du zinc de Hage et Mulder34, cet élément a été libéré en plus grande quantité dans le test de percolation que dans le test de base, tout comme le zinc de laitier de zinc (ZS) et composite (MOC) dans l'étude des auteurs de ce papier. Ainsi, une relation stricte dans le comportement de lixiviation des métaux ne peut pas être déterminée. Il convient également de noter que la libération de métal a certainement été affectée par le temps de contact du matériau avec le lixiviant. Dans le test par lots, ce contact est de 24 h, tandis que dans le test de percolation, même des dizaines de jours, selon les propriétés physiques du matériau. La comparaison des quantités libérées de métaux lourds par les deux méthodes discutées visait à fournir plus d'informations sur le comportement de la lixiviation des métaux lourds des déchets analysés à un rapport L/S donné. En utilisant le test de percolation, plus d'informations peuvent être obtenues sur la libération de contaminants car il est possible d'analyser le niveau de lixiviation avec le changement du rapport L/S et la durée du test. L'obtention de nombreux niveaux différents de lixiviation des métaux lourds à divers rapports L/S a également été observée par Yao et al.10 et Yin et al.31. la zone d'aération des décharges. Cependant, ce sont des tests longs et à forte intensité de main-d'œuvre, nécessitant également une masse suffisamment importante de matériel de test pour un seul test.

Pour les matériaux d'essai monolithiques (intégraux), les critères de solubilité selon les équations. 1 et 2 n'étaient pas remplies, il a donc été conclu que les matrices ne se dissolvaient pas. Par conséquent, une étude de lixiviation des métaux lourds a été réalisée dans un essai en cuve7, d'une durée de 64 jours. Grâce à l'essai, il a été possible d'évaluer directement l'effet du temps de contact du liquide de lixiviation avec les déchets monolithiques sur la lixiviation des métaux lourds.

La figure 2 montre les variations des valeurs de pH et de conductivité électrique (CE) des différentes fractions d'éluat en fonction de la durée du test. Tous les éluats extraits des déchets ZS étaient alcalins (pH compris entre 12,76 et 13,24 pour l'échantillon ZS pH7 et entre 12,69 et 12,95 pour l'échantillon ZS pH4). À partir du jour 9 de l'étude, les tendances des changements de pH des éluats étaient similaires pour les deux échantillons. Il convient de noter que l'utilisation d'un lixiviant à pH 4 n'a pas réduit les valeurs de pH des fractions d'éluat extraites de ZS. Dans ce cas, le pH a été déterminé par le matériau d'essai lui-même. Chaque échange de lixiviant était suivi d'une neutralisation rapide de l'acide par les déchets. Les fractions d'éluat des échantillons de déchets LCS ont eu une réaction diamétralement différente. Les valeurs de pH des extraits de l'échantillon LCS pH7 variaient de 7,18 à 8,44, et de l'échantillon LCS pH4 de 3,68 à 4,46. Dans ce dernier cas, on peut observer l'effet de l'interaction du liquide de lessivage avec un pH réduit sur les pH obtenus des éluats, qui se stabilisent autour de pH 4.

Changements de pH et d'EC des éluats extraits pendant les 64 jours du test en cuve.

Pour les déchets ZS, les valeurs de CE variaient de 19,5 à 37,4 mS/cm (ZS pH7) à 15,1 à 26,2 mS/cm (ZS pH4). Une conductivité élevée indique une mobilité élevée des ions des monolithes à la phase aqueuse. Les tendances des changements de conductivité sont similaires aux tendances des changements de pH. Les valeurs EC des éluats de LCS étaient bien inférieures à celles de ZS et variaient de 18,0 à 46,1 µS/cm. Pour les déchets LCS, une conductivité plus élevée a été déterminée pour les éluats de l'échantillon rempli de liquide à pH 4 (échantillon LCS pH4).

La figure 3 montre les concentrations de Zn, Cu, Pb, Ni dans les fractions d'éluat obtenues à partir de deux scories lessivées avec du liquide à pH 7 et 4 en fonction du temps. Lorsque la concentration d'un élément est déterminée en dessous de la limite de quantification, la valeur de la limite est marquée sur le graphique.

Concentration de Zn, Cu, Pb et Ni (en mg/dm3) obtenue lors de l'essai en cuve en fonction du temps.

Pour l'analyse de l'évolution de la libération de métal dans le temps, il a été observé que la plus forte augmentation de la concentration en zinc de l'échantillon ZS pH7 s'est produite au cours de la 7ème période de test, soit après 36 jours de test. Le zinc de l'échantillon ZS pH4 était caractérisé par une lixiviation plus faible dans la 2e à la 4e étape de l'étude, par rapport aux autres fractions d'éluat. En revanche, dans les fractions 5 à 8, 65 % de cet élément a été lessivé par rapport à la quantité totale lessivée dans l'essai. Le zinc de l'échantillon LCS pH7 a montré une concentration élevée déjà après 0,25 jour. Là encore, une intensification significative de la lixiviation s'est produite à l'étape 6 du test (après 16 jours). Par la suite, une autre diminution de la libération de cet élément a été observée. Cela peut indiquer un épuisement des formes mobiles de zinc. La lixiviation la plus élevée du zinc de l'échantillon de LCS pH4 a été observée après 9 et 16 jours d'étude, après quoi la concentration a également diminué.

La lixiviation du cuivre des déchets ZS était différente. Au cours des 4 premiers jours du test, seuls 5,5 % (pH7) et 15 % (pH4) ont été libérés. La concentration la plus élevée de cet élément a été déterminée à l'étape 7 pour les deux échantillons. Dans le cas de l'échantillon LCS pH7, la concentration la plus élevée de cuivre a été déterminée après 16 jours de test. Il convient de noter la tendance à la hausse continue de la lixiviation du cuivre à partir de l'échantillon LCS pH4, ce qui indique la disponibilité de cet élément pour la lixiviation même après 64 jours de test.

La concentration la plus élevée de plomb de ZS pH7 à hauteur de 83% a déjà été observée dans les 4 premières étapes de l'étude. À partir de l'échantillon de ZS pH4, cet élément a été libéré à 75% déjà après 0,25 jour. Des niveaux tout aussi élevés de lixiviation du plomb au début de la procédure d'essai ont été obtenus par Štulović et al.35 dans l'étude du laitier de plomb sodique stabilisé dans le béton à l'aide de différents additifs. Plomb de l'échantillon LCS pH7 lixivié en dessous de la limite de quantification pendant les 16 premiers jours. Des concentrations supérieures à la limite ont été enregistrées aux jours 36 et 64 de l'étude. En revanche, le plomb de l'échantillon LCS pH4 a montré des valeurs de concentration similaires tout au long du test.

La courbe des concentrations en nickel des ZS lixiviés avec du liquide à pH 7 prend une allure différente des courbes des autres métaux lourds analysés pour ce déchet. Dans les trois dernières fractions d'éluats (après 16 jours de test), il y a eu une diminution significative des valeurs de concentration. Cela indique l'épuisement des ions nickel disponibles pour la lixiviation. En revanche, dans le cas du nickel de LCS lixivié avec un lixiviant à pH 7, une augmentation significative de la lixiviation est observée après 16 jours, persistant jusqu'à la fin du temps de test.

Le tableau 4 montre la lixiviation cumulée mesurée (\(\varepsilon_{n}^{*}\)) d'un élément par unité de surface de déchet en contact avec le liquide (en mg/m2). La lixiviation cumulée mesurée (\(\varepsilon_{n}^{*}\)) est la somme de la lixiviation mesurée (Ei*) obtenue dans les fractions d'éluat individuelles extraites pendant 64 jours de test. Lorsque des concentrations de métaux inférieures à la limite de quantification sont présentes, le résultat (\(\varepsilon_{n}^{*}\)) est donné sous forme de plage. L'incertitude \(\left( {\varepsilon_{n}^{*} } \right)\) a été calculée comme la racine de la somme des carrés des incertitudes des résultats de lixiviation dans les fractions d'éluat individuelles.

La libération de zinc la plus élevée parmi les matériaux d'essai analysés a été observée pour les déchets ZS, comme dans les autres essais de lixiviation. Pour ces déchets, des concentrations de métaux généralement plus faibles ont été déterminées tout au long du cycle d'essai lorsqu'ils ont été inondés avec le lixiviant à pH 4. Au pH réduit du lixiviant, des concentrations de nickel inférieures à la limite de quantification ont également été déterminées, tandis qu'à pH 7, l'élément lixiviait à 38,5 mg/m2. Ainsi, l'effet de l'environnement acide sur l'augmentation des concentrations de cations de métaux lourds à partir de ZS sous forme monolithique peut être exclu. Bien que les échantillons analytiques soient représentatifs de l'ensemble du matériel d'étude, des métaux lourds ont été libérés à différents niveaux. Cela peut également indiquer l'hétérogénéité des "morceaux" de matériau testés.

Pour les déchets LCS, en revanche, une lixiviation beaucoup plus élevée de Cu et Pb a été enregistrée à un pH de lixiviation de 4 qu'à un pH de 7. Dans le cas du zinc, les concentrations ont varié sur 64 jours (Fig. 3), mais la lixiviation totale était également plus élevée qu'à pH 4. Pour Zn, Cu et Pb, l'effet de la modification du pH du lixiviant sur la lixiviation des métaux lourds sélectionnés a été observé (les valeurs de pH des éluats (Fig. 2) sont restées autour de 4 tout au long du test ). Le nickel, en revanche, était une exception, car à pH 4, sa libération a été déterminée en dessous de la limite de quantification tout au long du cycle de test.

L'augmentation de la lixiviation des métaux lourds dans des conditions acides est très probablement liée à l'apparition de réactions spécifiques de dissolution des minéraux (en particulier les sulfures) et de réactions de désorption des métaux à partir de surfaces réactives, telles que les oxydes de fer36. Les processus de dissolution dépendent également des phases minérales présentes dans les déchets et de leur composition chimique. La lixiviation des métaux à partir des déchets sous forme monolithique peut se produire par divers mécanismes, tels que la diffusion, la dissolution ou la lixiviation des surfaces, qui à son tour affecte la quantité de lixiviabilité. Sur la base des recherches des auteurs également publiées dans d'autres articles37,38, il a été observé que les mécanismes contrôlant la libération des métaux lourds dépendent également de la durée du processus de lixiviation . Pour certains matériaux, le processus de lixiviation peut augmenter après plusieurs jours de contact avec l'eau (voir Fig. 3), lorsque le mécanisme de lixiviation est modifié. Cela peut déterminer les niveaux de lixiviation réels au fil du temps. Les auteurs soulignent qu'il est également important de connaître la quantité maximale de l'élément disponible pour la lixiviation. Seule une évaluation aussi complète de la lixiviation des métaux lourds peut déterminer la bonne direction de la gestion des déchets. Il existe de nombreux "scénarios d'application" des déchets (par exemple mise en place dans le sol ou à sa surface, contact avec l'eau, carbonatation). D'un point de vue pratique, cela est important car les méthodes de lixiviation disponibles et utilisées en tant que tests uniques sont incomplètes pour une évaluation correcte des déchets. Il semble que seule une approche globale, prenant en compte diverses méthodes simulant divers facteurs, permettra de connaître le niveau réel de relargage des métaux lourds. Cependant, dans ce processus, il est nécessaire de développer une méthode d'aide à la décision multicritères dans le choix de la méthode de lixiviation. Il a également été conclu que la procédure d'essai de lixiviation des contaminants basée sur la norme EN 12457:2002 est insuffisante pour évaluer l'impact environnemental potentiel des déchets. Il ne reflète pas entièrement le degré de danger pour l'environnement que peuvent poser les déchets lors de leur stockage, de leur réutilisation et de leur introduction dans l'environnement, par exemple sous la forme d'agrégats ou de matériaux de récupération. La méthode ne reflète pas non plus complètement les conditions dans lesquelles les déchets peuvent se trouver dans le milieu naturel. En raison de l'influence des facteurs atmosphériques, des processus d'altération chimique, des changements de pH du milieu environnant ou des conditions oxydantes et réductrices, le niveau de contaminants de lixiviation peut augmenter et donc les limites de concentration admissibles pour un type de déchets donné (inertes, dangereux et autres qu'inertes et dangereux) peuvent être dépassées.

L'un des objectifs des essais de lixiviation en laboratoire peut être de prédire la libération à long terme des constituants des déchets. Il n'est pas possible d'obtenir des résultats de test dans un délai réaliste dans des conditions de laboratoire. La simulation de scénarios de libération à long terme peut être effectuée en augmentant temporairement le débit de lixiviation à travers la colonne ou en augmentant le volume de lixiviation dans les tests par lots. Les deux procédures peuvent simuler l'exposition du matériau à des facteurs naturels, principalement les précipitations atmosphériques, pendant de longues périodes.

Des essais en colonne (percolation) menés jusqu'à au moins L/S = 10 dm3/kg peuvent être utilisés pour évaluer le comportement de lixiviation à long terme des métaux lourds. Les tests par lots conduits à L/S = 10 dm3/kg, en revanche, sont un bon outil pour évaluer rapidement les déchets pour la teneur en formes mobiles de métaux lourds. Les études ont généralement obtenu une lixiviation des métaux plus élevée tout au long de la procédure de test de percolation que le test par lots.

Le comportement de lixiviation à long terme des métaux lourds provenant de déchets soumis à une exposition à long terme à des facteurs environnementaux extrêmes, tels qu'un pH bas, peut être déterminé en évaluant la quantité maximale d'élément disponible pour la lixiviation. Il a été observé que le rapport élevé L/S = 50 dm3/kg, en plus du faible pH du liquide de lixiviation et du raffinement des déchets à < 0,125 mm, pouvait affecter de manière significative la libération de Zn, Cu, Pb et Ni aux niveaux les plus élevés parmi toutes les méthodes de test.

L'observation de l'évolution de la lixiviation des métaux lourds des déchets monolithiques sur une longue période (64 jours) indique une tendance ambiguë de l'intensité du relargage des métaux selon la période d'étude et le matériau testé. L'intensification de la lixiviation de certains métaux, tels que Cu ou Ni à partir de laitier de cuivre en morceaux (pH4) ne s'est produite qu'après 16 jours de contact entre les déchets et le lixiviant. Le processus de lixiviation sur une longue période de temps dépendait également du pH de l'éluant. Les scories de cuivre en morceaux monolithiques ont libéré plus de métaux lourds à pH 4 du lixiviant. Une telle relation n'a pas été observée pour les scories de zinc.

Les résultats obtenus indiquent clairement qu'il est difficile de déterminer le sens de la gestion des déchets en lien avec la prédiction de la lixiviation des métaux lourds. De nombreux facteurs chimiques et physiques affectent la lixiviation des métaux lourds. L'évaluation des rejets de métaux lourds doit être menée avec une analyse multicritères prenant en compte différents scénarios d'application des déchets.

Tous les résultats de la recherche sont inclus dans le document. Les ensembles de données sont disponibles auprès de l'auteur correspondant sur demande raisonnable.

Król, A. & Jagoda, D. La carbonatation et les propriétés de résistance des composites de ciment immobilisant les métaux lourds (Zn2+, Cr6+, Pb2+). Cem. Wap. Pari. 2, 90-101 (2012).

Google Scholar

Wzorek, M., Baran, T. & Ostrowski, M. L'influence de l'absorption des cendres volantes provenant de la combustion de combustibles secondaires sur le processus de clinkérisation et l'activité hydraulique du clinker de ciment Portland. Cem. Wap. Pari. 18, 207-215 (2013).

CAS Google Scholar

Wzorek, M. Évaluation de la lixiviation des composants nocifs des carburants alternatifs préparés avec l'utilisation de boues d'épuration. Écol. Chim. Ing. 19, 617–627 (2012).

CAS Google Scholar

Astrup, T., Mosbæk, H. & Christensen, TH Évaluation de la lixiviation à long terme des résidus de contrôle de la pollution atmosphérique de l'incinération des déchets. Gestion des déchets 26, 803–814. https://doi.org/10.1016/j.wasman.2005.12.008 (2006).

Article CAS Google Scholar

van der Sloot, HA & Kosson, DS Méthodologies d'évaluation de la lixiviation pour l'élimination et l'utilisation des résidus de bauxite. Cabinet de conseil Hans van der Sloot. Disponible en ligne le 14 septembre 2022 : http://citeseerx.ist.psu.edu/viewdoc/download?doi=10.1.1.738.5347&rep=rep1&type=pdf (2010).

Garrabrants, AC et al. Méthodologie pour les évaluations basées sur des scénarios et la démonstration de l'efficacité du traitement à l'aide du cadre d'évaluation environnementale de la lixiviation (LEAF). J. Hazard. Mater. 406, 124635. https://doi.org/10.1016/j.jhazmat.2020.124635 (2021).

Article CAS Google Scholar

EA NEN 7375. Caractéristiques de lixiviation des matériaux de construction moulés ou monolithiques et des déchets. Détermination de la lixiviation des composants inorganiques avec le test de diffusion. L'essai en cuve (CEN, 2004).

Google Scholar

EN 12457. Caractérisation de la lixiviation des déchets. Test de conformité pour la lixiviation des déchets granulaires et des boues. Partie 2 (CEN, 2002).

Google Scholar

EA NEN 7371. Caractéristiques de lixiviation des matériaux de construction et des déchets granulaires. La détermination de la disponibilité des composants inorganiques pour la lixiviation. Le test de lixiviation à disponibilité maximale (CEN, 2004).

Google Scholar

Yao, Y. et al. Lixiviation des métaux lourds (loïdes) des résidus miniers historiques de Pb-Zn dans un dépôt de résidus abandonné : colonne à flux ascendant et essais par lots. J. Environ. Gérer. 325, 116572. https://doi.org/10.1016/j.jenvman.2022.116572 (2023).

Article CAS Google Scholar

Grathwohl, P. & Susset, B. Comparaison de la percolation avec les tests de lixiviation discontinus et séquentiels. Théorie et données. Gestion des déchets 29, 2681-2688. https://doi.org/10.1016/j.wasman.2009.05.016 (2009).

Article CAS Google Scholar

Löv, Å. Évaluation de la capacité des tests de lixiviation standardisés à prédire la lixiviation des métaux (loïdes) à partir de colonnes de sol intactes à l'aide d'un fractionnement élémentaire basé sur la taille. Chimiosphère 222, 453–460. https://doi.org/10.1016/j.chemosphere.2019.01.148 (2019).

Article ADS CAS Google Scholar

Ajorloo, M., Ghodrat, M., Scott, J. & Strezov, V. Élimination/stabilisation des métaux lourds provenant des cendres volantes de l'incinération des déchets solides municipaux : examen et tendances récentes. J. Mater. Cycles Gestion Déchets 24, 1693–1717. https://doi.org/10.1007/s10163-022-01459-w (2022).

Article CAS Google Scholar

EN 14405. Essai de caractérisation du comportement de lixiviation des déchets. Test de percolation à flux ascendant (dans des conditions spécifiées) (CEN, 2017).

Google Scholar

Lu, H., Wei, F., Tang, J. & Giesy, JP Lixiviation des métaux du ciment dans des conditions environnementales simulées. J. Environ. Géré. 169, 319–327. https://doi.org/10.1016/j.jenvman.2015.12.008 (2016).

Article CAS Google Scholar

Saveyn, H. et al. Study on Methodological Aspects Concerning Limit Values ​​for Pollutants in Aggregates in the Context of the Possible Development of End-of-Waste Criteria Under the EU Waste Framework Directive: Final Report (Centre commun de recherche, Institut de prospective technologique, 2014). https://doi.org/10.2791/1125.

Réserver Google Scholar

Ruan, Z. et al. Effet du raffinement de la taille des particules sur le comportement de lixiviation du concentré mixte de terres rares à l'aide d'acide chlorhydrique. ACS Oméga 4(6), 9813–9822. https://doi.org/10.1021/acsomega.9b01141 (2019).

Article CAS Google Scholar

Kosson, DS, van der Sloot, HA, Sanchez, F. & Garrabrants, AC Un cadre intégré pour évaluer la lixiviation dans la gestion des déchets et l'utilisation des matériaux secondaires. Environ. Ing. Sci. 19(3), 159–204. https://doi.org/10.1089/109287502760079188 (2002).

Article CAS Google Scholar

Ali, H., Khan, E. & Ilahi, I. Chimie environnementale et écotoxicologie des métaux lourds dangereux : persistance, toxicité et bioaccumulation dans l'environnement. J. Chem. 2019, 6730305. https://doi.org/10.1155/2019/6730305 (2019).

Article CAS Google Scholar

Commission européenne. Décision du Conseil du 19 décembre 2002 établissant les critères et procédures d'admission des déchets dans les décharges conformément à l'article 16 et à l'annexe II de la directive 1999/31/CE. Dans 2003/33/CE (2003).

EN 14899. Caractérisation des déchets Échantillonnage des déchets Cadre pour la préparation et l'application d'un plan d'échantillonnage (CEN, 2005).

Google Scholar

EN 196-2. Méthode d'essai du ciment. Partie 2 : Analyse chimique du ciment (CEN, 2013).

Google Scholar

EN 15935. Boues, biodéchets traités, sols et déchets. Détermination de la perte au feu (CEN, 2012).

Google Scholar

EN 13657. Caractérisation des déchets. Digestion pour la détermination ultérieure de la partie soluble dans l'eau régale des éléments (CEN, 2002).

Google Scholar

Sakanakura, H., Osako, M., Kida, A. & Sakai, S. Optimisation de la conception et normalisation d'un test de disponibilité environnementale dans des conditions acides et alcalines. J. Mater. Cycles Gestion Déchets 13, 56–67. https://doi.org/10.1007/s10163-010-0308-7 (2011).

Article CAS Google Scholar

Bożym, M., Król, A. & Mizerna, K. Lixiviat et test de contact avec Lepidium sativum L. pour évaluer la phytotoxicité des déchets. Int. J. Environ. Sci. Technol. 18(7), 1975–1990. https://doi.org/10.1007/s13762-020-02980-x (2021).

Article CAS Google Scholar

Mu, Y., Saffarzadeh, A. & Shimaoka, T. Influence du processus d'allumage sur la transformation de la phase minérale dans les cendres volantes de l'incinération des déchets solides municipaux (MSWI): Implications pour l'estimation de la perte au feu (LOI). Gestion des déchets 59, 222–228. https://doi.org/10.1016/j.wasman.2016.09.028 (2017).

Article CAS Google Scholar

Nadirov, RK Récupération de métaux précieux à partir de scories de fonderie de cuivre par grillage de sulfatation. Trans. Institut indien. Rencontré. 72(3), 603–607. https://doi.org/10.1007/s12666-018-1507-5 (2019).

Article CAS Google Scholar

Prince, S., Young, J., Ma, G. & Young, C. Caractérisation et récupération d'objets de valeur à partir de déchets de scories de fusion de cuivre. Dans Advances in Molten Slags, Fluxes, and Salts: Actes de la 10e Conférence internationale sur les scories, les flux et les sels fondus (éd. Pal, U.). https://doi.org/10.1007/978-3-319-48769-4_95 (Springer, 2016).

Kim, K. et al. Prévision de la lixiviation à long terme des métaux lourds à partir des sédiments marins dragués appliqués à l'intérieur des terres comme matériau de construction. Environ. Sci. Pollution. Rés. 25, 27352–27361. https://doi.org/10.1007/s11356-018-2788-2 (2018).

Article Google Scholar

Yin, K. et al. Comparaison statistique du comportement de lixiviation des mâchefers d'incinération à l'aide d'eau de mer et d'eau déionisée : résultats significatifs basés sur plusieurs méthodes de lixiviation. J. Hazard. Mater. 344, 635–648. https://doi.org/10.1016/j.jhazmat.2017.11.004 (2018).

Article CAS Google Scholar

Król, A. & Mizerna, K. L'effet de la réduction de la taille des particules de déchets sur la libération de métaux lourds. Chemik 69(10), 670–673 (2015).

Google Scholar

Fu, S. & Lu, JM Test de lixiviation en colonne sur des résidus oxydés et non oxydés dans le nord de la Norvège. Conf. Ser. Terre Environ. Sci. 191, 012010. https://doi.org/10.1088/1755-1315/191/1/012010 (2018).

Article Google Scholar

Hage, JLT & Mulder, E. Évaluation préliminaire de trois nouveaux tests de lixiviation européens. Gestion des déchets 24(2), 165–172. https://doi.org/10.1016/S0956-053X(03)00129-6 (2004).

Article CAS Google Scholar

Stulović, M. et al. Propriétés de lixiviation des scories de plomb secondaires stabilisées/solidifiées avec du ciment et des additifs sélectionnés. Environ. Prot. Ing. 39(3), 149–163. https://doi.org/10.5277/epe130311 (2013).

Article CAS Google Scholar

Konrad-Schmolke, M. et al. Dissolution et reprécipitation minérales médiées par une phase amorphe. Nat. Commun. 9, 1637. https://doi.org/10.1038/s41467-018-03944-z (2018).

Article ADS CAS Google Scholar

Mizerna, K. & Król, A. Lixiviation des métaux lourds à partir de déchets monolithiques. Environ. Prot. Ing. 44(4), 143–158. https://doi.org/10.37190/epe180410 (2018).

Article Google Scholar

Król, A. Mécanismes accompagnant la libération de chrome du béton. Matériaux 13(8), 1891. https://doi.org/10.3390/ma13081891 (2020).

Article ADS CAS Google Scholar

Télécharger les références

Les auteurs sont reconnaissants à l'Université de technologie d'Opole pour le soutien financier à ce travail.

Faculté de génie mécanique, Université de technologie d'Opole, rue Mikołajczyk 5, 45-271, Opole, Pologne

Kamila Mizerna & Anna Krol

Vous pouvez également rechercher cet auteur dans PubMed Google Scholar

Vous pouvez également rechercher cet auteur dans PubMed Google Scholar

KM a mené les expériences et rédigé le manuscrit. AK a développé la méthodologie, analysé les résultats et révisé le manuscrit. Tous les auteurs ont discuté des résultats et contribué au manuscrit final.

Correspondance à Kamila Mizerna.

Les auteurs ne déclarent aucun intérêt concurrent.

Springer Nature reste neutre en ce qui concerne les revendications juridictionnelles dans les cartes publiées et les affiliations institutionnelles.

Libre accès Cet article est sous licence Creative Commons Attribution 4.0 International, qui permet l'utilisation, le partage, l'adaptation, la distribution et la reproduction sur n'importe quel support ou format, à condition que vous accordiez le crédit approprié à l'auteur ou aux auteurs originaux et à la source, fournir un lien vers la licence Creative Commons et indiquer si des modifications ont été apportées. Les images ou tout autre matériel de tiers dans cet article sont inclus dans la licence Creative Commons de l'article, sauf indication contraire dans une ligne de crédit au matériel. Si le matériel n'est pas inclus dans la licence Creative Commons de l'article et que votre utilisation prévue n'est pas autorisée par la réglementation légale ou dépasse l'utilisation autorisée, vous devrez obtenir l'autorisation directement du détenteur des droits d'auteur. Pour voir une copie de cette licence, visitez http://creativecommons.org/licenses/by/4.0/.

Réimpressions et autorisations

Mizerna, K., Król, A. L'importance du temps et d'autres déterminants dans l'évaluation des rejets de métaux lourds lors de la gestion des déchets solides. Sci Rep 13, 1651 (2023). https://doi.org/10.1038/s41598-023-28926-0

Télécharger la citation

Reçu : 12 octobre 2022

Accepté : 27 janvier 2023

Publié: 30 janvier 2023

DOI : https://doi.org/10.1038/s41598-023-28926-0

Toute personne avec qui vous partagez le lien suivant pourra lire ce contenu :

Désolé, aucun lien partageable n'est actuellement disponible pour cet article.

Fourni par l'initiative de partage de contenu Springer Nature SharedIt

En soumettant un commentaire, vous acceptez de respecter nos conditions d'utilisation et nos directives communautaires. Si vous trouvez quelque chose d'abusif ou qui ne respecte pas nos conditions ou directives, veuillez le signaler comme inapproprié.