.

Liste des Figures

Figure 98 : Modélisations de l'évolution du pH et de la chimie de la solution sur une semaine lors de l'essai Mai22_d3 en deux étapes, l'une débutant par un mécanisme de dissolution de surface durant 1 h (gauche), l'autre durant 4 h (droite). ............................... 173

Figure 99 : Résultats expérimentaux des concentrations en calcium dissous des essais de la série Mai22_d3 comparés à la modélisation de l'évolution de la concentration en calcium suivant l'équation de diffusion 0.075*√(t).

REMERCIEMENTS

Tout d'abord, je tiens à remercier mes directeurs de thèse, Eric van Hullebusch et Marjorie Draghi (qui me répétera sûrement qu'elle n'est « que » co-encadrante de ma thèse, mais qui a véritablement accompli son rôle de directrice de thèse). Je les remercie tous deux de m'avoir permis d'effectuer cette thèse en collaboration entre l'IPGP et le CSTB, et du temps qu'ils ont su me consacrer, ce malgré un planning parfois très chargé.

Je remercie également les deux directeurs successifs de la division Santé Confort au CSTB, au sein de laquelle j'ai été accueilli, Séverine Kirchner et Driss Samri, ainsi que notre actuelle Cheffe de Division Corinne Bounhoure.

Je tiens également à remercier Alexandra Bertron et Danilo Spasiano d'avoir accepté de faire partie de mon comité de suivi, de leurs conseils et de leurs suggestions qui ont découlé de nos échanges. Plus particulièrement, je remercie une seconde fois Alexandra pour la semaine passée au LMDC à Toulouse, ce qui m'a permis d'effectuer certaines analyses et de discuter avec des spécialistes des bétons. Bien sûr, je n'oublierai pas tous mes collègues du CSTB avec qui j'ai passé trois belles années. A commencer par Antonella Al-Najjar, qui a commencé son doctorat en même temps que moi, et que je félicite tout particulièrement pour sa naturalisation ! Également Marion Guizard, qui pour sa part a débuté son alternance à peu près à mon arrivée, et a aujourd'hui trouvé sa place au sein de la Division feu du CSTB. Je pourrai aussi citer Sébastien, Charles, Flavie, Manon, qui m'ont rendu ces trois années particulièrement agréables, ainsi que tous mes autres collègues, que je ne citerai pas de peur d'en oublier… Parmi ceux qui m'ont soutenu sans forcément comprendre tout ce que je faisais, je citerai Tony, Gaspard et Jb, amis de toujours (ou du moins très longtemps), toujours à l'écoute et toujours présents depuis toutes ces années.

Enfin, un grand merci à ma famille, qui m'a toujours encouragé à suivre ma passion, et à ma chère Anne, qui en plus de me soutenir, donne des couleurs à ma vie ! A vous tous ceux que j'ai cité, ainsi que ceux que j'aurai pu oublier (pardonnez-moi s'il vous plait), un grand MERCI.

Introduction Générale

Utilisé intensivement au cours du XX ème siècle, l'amiante est aujourd'hui reconnu comme un produit cancérigène causant en France en moyenne 2 500 cancers par an [START_REF] Dériot | Rapport d'information fait au nom de la mission commune d'information sur le bilan et les conséquences de la contamination par l'amiante[END_REF]. L'amianteciment, matériau de construction très utilisé lors de la 2 nde moitié du XX ème siècle, est le principal matériau industriel contenant de l'amiante, et représente encore aujourd'hui un gisement de matériaux en place de plusieurs millions de tonnes [START_REF] Ademe | Fiche Technique[END_REF].

La gestion des déchets amiantés est problématique, puisqu'il s'agit de déchets dangereux dont les voies de gestions sont encadrées par la loi : actuellement, il n'existe que deux voies de gestion autorisées ; l'enfouissement et la vitrification. Un seul site de vitrification existe en France, localisé dans les Landes, exploité par la société INERTAM du groupe Europlasma. Cette solution, particulièrement coûteuse (~1500 € la tonne), est rarement choisie, l'essentiel des déchets cimentaires amiantés partant en décharge. Cependant, l'accès à ces installations est très inégal sur l'ensemble du territoire français, particulièrement pour les DROM. De plus, les installations de stockage (ISDD et ISDND, les déchets sont interdits en ISDI) arrivent peu à peu à saturation.

Les déchets cimentaires amiantés ne contiennent pourtant en moyenne que de 5 à 20% d'amiante, liés à une matrice cimentaire. Diverses voies de gestion alternatives sont actuellement à l'étude, nous pourrons mentionner à titre d'exemple le procédé VALAME , qui a pour objectif de traiter les déchets amiantés à l'aide d'acides forts, les travaux de thèse de Sébastien David [3], traitant de la bioremédiation de l'amiante par l'usage de sidérophores, ou encore du processus bio-hydrothermal développé par Marco Race et Danilo Spasiano [START_REF] Race | Simultaneous treatment of agro-food and asbestos-cement waste by the combination of dark fermentation and hydrothermal processes[END_REF]5].

Si l'une des propriétés de l'amiante est sa résistance aux attaques chimiques, la matrice cimentaire qui représente en moyenne de 35 à 75% de la composition des fibrociments [START_REF] Viani | Crystal chemistry of cement-asbestos[END_REF], est quant à elle un matériau alcalin vulnérable aux conditions acides. L'idée de cette thèse est ainsi de réduire l'impact environnemental des déchets cimentaires amiantés via une réduction de la masse des déchets à traiter, ce en s'attaquant à la matrice cimentaire.

Il existe un brevet concernant la dégradation de fibrociment amiantés à partir de solutions fermentées de lactosérum acide [START_REF] Balducci | Process for treating an asbestos containing material[END_REF], toutefois aucune donnée n'a été publiée au sujet de ce procédé. En outre, ce processus est suivi d'une étape hydrothermale à haute pression, haute température, visant à dénaturer les fibres d'amiante.

L'objectif de cette thèse est d'étudier le processus de biodégradation de la matrice cimentaire de l'amiante-ciment par une solution fermentée, ainsi que les mécanismes mis en jeu lors dudit processus. L'étude de la biodégradation des matériaux cimentaires amiantés a vocation à renseigner des conditions expérimentales efficientes en vue d'une dégradation de l'amiante-ciment par une solution fermentée à température modérée. Les essais réalisés visent à déterminer des rendements vis-à-vis de la perte en masse obtenue, d'identifier des conditions limites pour le processus étudié, et de renseigner les mécanismes mis en jeu dans la dissolution de la matrice cimentaire par une solution d'acide lactique, ainsi que de renseigner l'évolution minéralogique du matériau au cours du processus de biodégradation.

Le premier chapitre de cette thèse consiste en une synthèse bibliographique, comportant : Le second chapitre présente la méthodologie et les protocoles expérimentaux utilisés au cours de la thèse. La méthodologie présente le matériel utilisé en microbiologie, puis les techniques d'analyses chimiques des solutions, et enfin la préparation et la caractérisation des matériaux cimentaires. Le chapitre se termine par une présentation des protocoles de fermentation des solutions et de biodégradation des matériaux cimentaires.

Les résultats expérimentaux de fermentation et de biodégradation sont présentés respectivement dans les troisième et quatrième chapitres.

Les résultats de fermentation lactique du troisième chapitre comportent :

• Des essais de fermentation opérés sur un lactosérum fermier n'ayant subi aucune inoculation. • Des essais réalisés à partir d'une solution de lactosérum réhydraté, inoculée à partir d'une souche de lactobacilles isolée suite aux essais réalisés sur le lactosérum fermier. Au cours de ces essais sont suivis à la fois l'évolution du pH de la solution et de la microflore au cours du temps. • Les essais suivants de fermentation sont réalisés à partir de solutions simplifiées contenant divers carbohydrates (glucose, saccharose) ainsi que divers nutriments (azote, phosphore). Au cours de ces essais, la population de lactobacilles est surveillée, et la quantité d'acide lactique produite est suivie.

L'ensemble de ces études permet d'établir les conditions fermentatives destinées à la réalisation des essais de biodégradation.

Le chapitre des résultats de biodégradation comporte :

• Des essais simplifiés de dégradation de fibrociments non amiantés par des solutions abiotiques contenant divers acides (acétique, lactique) simulant l'agressivité d'un lactosérum. • Des essais de dégradation de fibrociments non amiantés par des solutions de lactosérum fermentées • Une étude de la dégradation de fibrociments amiantés par des solutions fermentées dans les conditions retenues à l'issue des essais du troisième chapitre. L'évolution du pH et de la chimie des solutions sont présentées, ainsi que les changements minéralogiques observés au sein des matériaux amiantés dégradés.

Le dernier chapitre traite de la modélisation des processus de biodégradation des fibrociments par des solutions d'acide lactique, et comporte :

• Des résultats expérimentaux de dégradation de poudres d'amiante-ciment par des solutions d'acides organiques, et la modélisation des équilibres obtenus entre la solution et les poudres à diverses concentrations initiales en acide lactique. • La modélisation de la biodégradation du matériau cimentaire par des solutions d'acide lactique, dont l'acidité est entretenue par l'activité bactérienne. Les résultats de modélisation sont comparés aux résultats expérimentaux du quatrième chapitre, avec pour objectif de faire ressortir les mécanismes de dissolution mis en jeu lors de la biodégradation du matériau. • Des modélisations visant à prédire certaines conditions limites en termes de production d'acide lactique et de ratios solide-liquide, ce qui apporte du poids au choix de certaines conditions expérimentales déterminées expérimentalement au cours de la thèse.

Étude Bibliographique

I. De l'amiante à la gestion des déchets cimentaires amiantés

L'amiante -une fibre minérale naturelle

Le mot « Amiante » provient du latin amiantus signifiant incorruptible tandis que le terme désuet d'« Asbeste » (et le mot anglais Asbestos) proviennent du grec asbestos signifiant incombustible [START_REF] Lenglet | L'affaire de l'amiante[END_REF]. Si ces informations peuvent paraître triviales, ces termes illustrent certaines des propriétés qui ont fait des amiantes des matériaux aux propriétés particulièrement recherchées.

Le terme « Amiante » ne désigne pas un minéral, mais est un nom générique désignant un ensemble de minéraux silicatés fibreux composés de six espèces minérales distinctes ; le chrysotile, un phyllosilicate magnésien de la famille des serpentines, ainsi que cinq amphiboles : la crocidolite, l'amosite, l'actinote, l'anthophyllite et la trémolite [START_REF] Virta | Asbestos: Geology, mineralogy, mining, and uses[END_REF][START_REF] Paolini | Asbestos treatment technologies[END_REF]. Toutes ces espèces minérales ont en commun leur structure fibreuse, ainsi que diverses propriétés remarquables dues tant à leur morphologie (résistance à la traction, insonorisant) qu'à leur nature de silicates (incombustibilité, imputrescibilité, isolant thermique, isolant électrique, inertie chimique) [START_REF] Dériot | Rapport d'information fait au nom de la mission commune d'information sur le bilan et les conséquences de la contamination par l'amiante[END_REF][START_REF] Lenglet | L'affaire de l'amiante[END_REF][START_REF] Virta | Asbestos: Geology, mineralogy, mining, and uses[END_REF].

Seules trois des six variétés d'amiantes ont été utilisées industriellement ; le chrysotile (amiante blanche), la crocidolite (amiante bleue) et l'amosite (amiante brune). De ces trois variétés, le chrysotile est de loin la variété qui a été le plus utilisée pour la confection de produits manufacturés [START_REF] Virta | Asbestos: Geology, mineralogy, mining, and uses[END_REF], dont près de 70% ont été destinés à la production d'amianteciment [START_REF] Dériot | Rapport d'information fait au nom de la mission commune d'information sur le bilan et les conséquences de la contamination par l'amiante[END_REF].

Figure 1 : Structure cristalline du chrysotile [START_REF] Sprynskyy | Structural features of natural and acids modified chrysotile nanotubes[END_REF] Le chrysotile est un phyllosilicate monoclinique polymorphe de l'antigorite, un silicate magnésien de formule Mg3(Si2O5)(OH)4. Appartenant au groupe des serpentines, il s'agit d'un minéral issu du métamorphisme de roches ultramafiques [START_REF] Virta | Asbestos: Geology, mineralogy, mining, and uses[END_REF]. Sa structure cristalline consiste en une couche composée de chaîne de tétraèdres silicatés (SiO4 4-) associés à une couche brucitique de composition Mg(OH)2 (Figure 1). Il existe au sein du chrysotile un décalage entre la couche d'octaèdres de brucite et la couche composée d'hexagones de tétraèdres de silicium, ce qui cause une courbure des feuillets [START_REF] Klein | The 23rd edition of the manual of mineral science[END_REF], lesquels forment des nanotubes de diamètre proche de 2 nm (Figure 1). C'est de cette structure en fibres que découle certaines des propriétés de l'amiante, telle sa résistance élevée à la traction.

Du fait de ces propriétés exceptionnelles tant que de son faible coût, l'amiante a été intensivement utilisé pour la confection de toute sorte de produits manufacturés tout au long du XX ème siècle, aucun secteur industriel (bâtiment, automobile, textile… ) n'a été épargné par l'utilisation de ce matériau [START_REF] Dériot | Rapport d'information fait au nom de la mission commune d'information sur le bilan et les conséquences de la contamination par l'amiante[END_REF][START_REF] Lenglet | L'affaire de l'amiante[END_REF].

De la redécouverte des propriétés de l'amiante à l'amiante-ciment

Les premières utilisations connues de fibres d'amiante, incorporées à des poteries en Finlande, datent du Néolithique, vers 4500 à 5500 av. JC [START_REF] Dériot | Rapport d'information fait au nom de la mission commune d'information sur le bilan et les conséquences de la contamination par l'amiante[END_REF][START_REF] Lenglet | L'affaire de l'amiante[END_REF]. Il est rapporté que l'amiante fut aussi utilisée et tressée par la plupart des grandes civilisations Antiques, que ce soit les Égyptiens, les Grecs ou les Romains [START_REF] Lenglet | L'affaire de l'amiante[END_REF].

Même s'il existe certaines anecdotes concernant des nappes incombustibles tressées en amiante à la cour de Charlemagne, l'utilisation de l'amiante décroit après la chute de l'Empire Romain, et ce n'est qu'au XIX ème siècle, suite à la découverte d'énormes gisements au Canada (Figure 2) que l'amiante revient sur le devant de la scène [START_REF] Lenglet | L'affaire de l'amiante[END_REF]. Des gisements abondants sont également trouvés en Russie, au Brésil, en Italie ou encore en Corse, et les industriels s'intéressent alors aux propriétés de ces fibres peu coûteuses aux applications multiples. Dans un premier temps, l'amiante sera tissé et utilisé pour l'isolation thermique et la prévention des incendies, rôle dans lequel il excelle, puisque des températures de 1200 à 1500°C sont nécessaires pour qu'il subisse une complète décomposition thermique [START_REF] Kusiorowski | Thermal decomposition of different types of asbestos[END_REF][START_REF] Kusiorowski | Thermal decomposition of asbestos-containing materials[END_REF].

Un autre matériau révolutionnaire est redécouvert au cours du XIX ème siècle ; le ciment. A l'aube de la révolution industrielle, les vastes plans d'urbanisme et de construction d'infrastructures industrielles, portuaires, ferroviaires, militaires imposent la nécessité d'inventer des nouveaux matériaux de construction et d'améliorer des matériaux existants afin d'être utilisés à l'échelle industrielle. C'est dans ce contexte que sont réalisés les travaux de Louis Joseph Vicat sur les liants hydrauliques [START_REF] Vicat | Recherches expérimentales sur les chaux de construction, les bétons et les mortiers ordinaires[END_REF], duquel découlent d'autres inventions. C'est ainsi qu'est déposé le brevet d'un procédé «d' amélioration des procédés de fabrication de pierres artificielles » par Joseph Aspdin le 21 octobre 1824 [START_REF] Aspdin | An improvement in the modes of producing artificial stone[END_REF], décrivant la méthode de fabrication d'un ciment prompt élaboré à partir de calcaire et d'agiles calcinées.

Ce ciment est ainsi le premier ciment industriel, que Aspdin nommera ciment Portland de par ses similitudes avec la pierre de Portland. Le ciment Portland est produit à partir d'un mélange de calcaire et d'argiles, selon un ratio de l'ordre de 80% de calcaire et 20% d'argile. Le calcaire étant une source de calcium, les argiles quant à elles procurant du silicium et de l'aluminium (et dans une moindre mesure divers éléments tels le fer, du potassium, du magnésium).

Au début du XX ème siècle, un nouveau matériau associant ces deux produits révolutionnaires voit le jour, il s'agit de l'amiante-ciment. S'inspirant des systèmes rotatifs permettant la confection de cartons, un ingénieur Autrichien, Ludwig Hatschek, dépose le 27 mars 1900 [START_REF] Hatschek | Verfahren zur Herstellung von Kunststeinplatten aus Faserstoffen und hydraulischen Bindemitteln[END_REF] le brevet d'un procédé de fabrication de plaques d'amiante-ciment à partir d'une solution très diluée de ciment (avec un excès d'eau de l'ordre de 1000%) et à l'aide de machines à carton (Figure 3). Ce procédé révolutionnaire et unique dans le domaine de l'industrie cimentière portera désormais son nom ; le procédé Hatschek [START_REF] Frey | L'Eternit: l'évolution de ses procédés de fabrication[END_REF]. La fabrication des tuyaux en amiante-ciment est quant à elle réalisée selon un procédé différent, le procédé Mazza, développé plus tardivement [START_REF] Frey | L'Eternit: l'évolution de ses procédés de fabrication[END_REF][START_REF] Hardy-Hémery | Eternit et l'amiante 1922-2000: Aux sources du profit[END_REF].

Contrairement à la plupart des matériaux cimentaires, qui contiennent le plus souvent les composants d'un ciment Portland (Portlandite, Ettringite, Alite, Belite, C-S-H), les ciments amiantés produits selon le procédé Hatschek ne contiennent que peu de portlandite et présentent au contraire de hautes teneurs en calcite (pouvant dépasser les 60 wt%) [START_REF] Viani | Crystal chemistry of cement-asbestos[END_REF], et une teneur en amiante de 5 à 20 wt% [START_REF] Büchel | Industrial inorganic chemistry[END_REF]. Dans une étude, Sarkar et al. [21] évoquent que le passage des ciments amiantés à l'autoclave en fin de procédé de fabrication entraînerait la formation de calcite au dépend de la portlandite. Cette composition dépourvue de portlandite n'est d'ailleurs pas observée pour les canalisations en amiante ciment, produites selon le procédé Mazza [START_REF] Viani | Crystal chemistry of cement-asbestos[END_REF].

Léger, souple, résistant, isolant, incombustible, imputrescible et, de surcroît, bon marché, l'amiante-ciment avait tout du matériau miracle. Tout du long du XX ème siècle, plusieurs millions de tonnes d'amiante-ciment sortiront des chaînes de fabrication (Figure 4). A titre d'exemple, dans les années 1990, la quantité d'amiante-ciment annuelle produite sur le seul territoire de la France métropolitaine était de 450 000 tonnes. Il est estimé que la quantité d'amiante pure produite et consommée dans le monde tout au long du XX ème siècle serait de l'ordre de 175 millions de tonnes [START_REF] Dériot | Rapport d'information fait au nom de la mission commune d'information sur le bilan et les conséquences de la contamination par l'amiante[END_REF].

Le scandale de l'amiante -du Magic Mineral à l'interdiction

Bien que l'amiante ait été le Magic Mineral de la majeure partie du XX ème siècle, sa dangerosité était connue depuis l'antiquité. En effet Pline l'Ancien mentionnait que les esclaves travaillant dans les mines d'amiante connaissaient un taux de mortalité anormalement élevé [START_REF] Dériot | Rapport d'information fait au nom de la mission commune d'information sur le bilan et les conséquences de la contamination par l'amiante[END_REF].

Dès le début du XX ème siècle, des rapports font état d'un taux de mortalité particulièrement élevé dans les usines de tissage de l'amiante, ce qui conduit à l'émission de recommandations pour limiter l'empoussièrement dans les usines [START_REF] Auribault | Note sur l'hygiene et la securite des ouvriers dan les filatures et tissages d'amiante [Note on the health and safety of workers in spinning and weaving of asbestos[END_REF]. Toutefois, l'absence de composés chimiques toxiques dans les fibres d'amiante [START_REF] Lenglet | L'affaire de l'amiante[END_REF] conduit à considérer ce mal comme un effet secondaire d'une inhalation de poussières, à l'instar de la silicose des mineurs, comme une sorte de phtisie, terme général de l'époque désignant l'ensemble des maladies pulmonaires et la tuberculose.

Dans les années 1930, diverses études [START_REF] Lynch | Asbestosis bodies in sputum and lung[END_REF][START_REF] Lanza | Effects of the inhalation of asbestos dust on the lungs of asbestos workers[END_REF][START_REF] Lynch | Pulmonary asbestosis III: Carcinoma of lung in asbestosilicosis[END_REF], démontrent une surmortalité des travailleurs de l'amiante, ainsi que l'apparition de pathologies jusque-là inconnues [START_REF] Murray | Asbestos: a chronology of its origins and health effects[END_REF] ; le mésothéliome, un cancer de la plèvre, ainsi que l'asbestose, une fibrose pulmonaire, toutes deux causées par l'exposition à l'amiante. Ces pathologies sont essentiellement dues à la structure fibreuse du minéral qui, suite à l'inhalation, peuvent demeurer dans les poumons et causer un stress oxydatif ainsi que des inflammations [START_REF] Donaldson | Pulmonary toxicity of carbon nanotubes and asbestossimilarities and differences[END_REF].

Dans les années 1950, la majorité des spécialistes du cancer du poumon reconnaissent une relation causale entre l'asbestose et le cancer du poumon [START_REF] Doll | Mortality from lung cancer in asbestos workers[END_REF]. Ainsi, les principales pathologies causées par l'amiante sont les fibroses pulmonaires (asbestose), les cancers du poumon, les plaques pleurales et les mésothéliomes [START_REF] Manning | Diseases caused by asbestos: mechanisms of injury and disease development[END_REF] (Figure 5). [START_REF] Donaldson | Pulmonary toxicity of carbon nanotubes and asbestossimilarities and differences[END_REF] Au cours des années 1970-1980, le nombre de publications établissant la cancérogénicité de l'amiante explose. Mais l'interdiction de l'amiante surviendra tardivement, suite à divers scandales, tel celui de l'usine de filage Amisol en 1976 ou du comité anti-amiante Jussieu en 1974 puis 1994 [START_REF] Dériot | Rapport d'information fait au nom de la mission commune d'information sur le bilan et les conséquences de la contamination par l'amiante[END_REF][START_REF] Lenglet | L'affaire de l'amiante[END_REF][START_REF] Henry | Amiante: un scandale improbable: Sociologie d'un problème public[END_REF].

Figure 5 : Localisation des principales pathologies pulmonaires causées par l'amiante

L'interdiction de l'usage de l'amiante en France a été promulguée par le décret n°96-1133 du 24 décembre 1996, entré en vigueur le 1 er janvier 1997. Puis dans l'ensemble de l'Union Européenne en 2005 (directive 1999/77/CEE du 26 juillet 1999).

Malgré leurs propriétés exceptionnelles, il a été démontré que toutes les variétés d'amiantes étaient cancérigènes [START_REF] Kratzke | Asbestos-related disease[END_REF][START_REF] Stayner | The worldwide pandemic of asbestos-related diseases[END_REF][START_REF] Who | Elimination of asbestos-related diseases[END_REF]. Il est actuellement estimé que plus d'un cancer sur deux dans le monde a pour origine une exposition à l'amiante [START_REF] Wallis | Challenging Global Waste Management -Bioremediation to Detoxify Asbestos[END_REF].

Au 14 janvier 2022, le nombre de pays dans le monde à avoir interdit l'usage de l'amiante était de 68 (Tableau 1), ce qui inclut les 25 pays appartenant ou ayant appartenu à l'Union Européenne (en comptant le Royaume Uni). [START_REF] Virta | Asbestos: Geology, mineralogy, mining, and uses[END_REF]. Le Canada, grand pays producteur historique [START_REF] Dériot | Rapport d'information fait au nom de la mission commune d'information sur le bilan et les conséquences de la contamination par l'amiante[END_REF][START_REF] Virta | Asbestos: Geology, mineralogy, mining, and uses[END_REF], a cessé d'extraire de l'amiante suite à son interdiction en 2016, entrée en vigueur le 30 décembre 2018.

La gestion des déchets amiantés

Comme indiqué précédemment, les déchets amiantés sont qualifiés de dangereux au regard de la législation française (article R. 541-8 du code de l'environnement, annexe II), et nécessitent une gestion spécifique par l'une des deux voies disponibles en France que sont le stockage ou la vitrification.

Les déchets amiantés représentent aujourd'hui de très importants volumes qui sont confinés, stabilisés ou inertés. Diverses méthodes thermiques, chimiques, physicochimiques ou biologiques existent pour traiter ces déchets [START_REF] Paolini | Asbestos treatment technologies[END_REF][START_REF] Spasiano | Treatments of asbestos containing wastes[END_REF]. A l'exception de la vitrification, ces méthodes sont pour le moment au stade expérimental, bien que des projets d'unités de décontamination par voie chimique soient sur le point d'aboutir.

a. Traitements thermiques

Divers traitements thermiques permettent de détoxifier les matériaux amiantés en modifiant leur structure minérale. Soumis à des températures supérieures à 700 °C, les amiantes subissent une modification de leur structure cristalline liée à la perte de leur eau liée, et parviennent à une décomposition thermique complète entre 1200 et 1500 °C [START_REF] Kusiorowski | Thermal decomposition of different types of asbestos[END_REF][START_REF] Kusiorowski | Thermal decomposition of asbestos-containing materials[END_REF].

Le procédé de vitrification est un processus thermique de haute température permettant de transformer les déchets amiantés en matériaux amorphes (verres) stable et sans danger. Au cours du procédé de vitrification, les matériaux traités sont chauffés à très haute température (entre 900 et 1600 °C). La fusion du matériau permet de détruire la structure minérale des amiantes, conduisant à une amorphisation et à la formation d'un verre dépourvu d'amiante.

La principale contrainte de ce procédé, pouvant être reproché à la plupart des procédés thermiques, est liée au coût énergétique important (de l'ordre de 1 MWh.t -1 ) [START_REF] Paolini | Asbestos treatment technologies[END_REF][START_REF] Spasiano | Treatments of asbestos containing wastes[END_REF] permettant la fusion des matériaux à traiter, mais la vitrification permet d'obtenir des déchets stables, inertes et moins volumineux que les déchets initiaux [START_REF] Witek | Neutralization of cement-asbestos waste by melting in an arc-resistance furnace[END_REF].

La vitrification peut être accompagnée d'un procédé de recristallisation contrôlée, dite de céramisation, permettant d'obtenir un matériau partiellement recristallisé pouvant être réutilisé comme matière brute secondaire dans divers procédés industriels [START_REF] Gualtieri | Thermal decomposition of asbestos and recycling in traditional ceramics[END_REF][START_REF] Gualtieri | Industrial process for the direct temperature induced recrystallization of asbestos and/or mineral fibres containing waste products using a tunnel kiln and recycling[END_REF][START_REF] Gualtieri | Recycling of the product of thermal inertization of cementasbestos in geopolymers[END_REF].

Un autre procédé thermique consiste en l'utilisation de micro-ondes (ondes électromagnétiques dont la longueur d'onde est comprise entre 0,3 et 300 GHz) conduisant à un changement de la structure minérale du matériau [START_REF] Leonelli | Microwave thermal inertisation of asbestos containing waste and its recycling in traditional ceramics[END_REF]. Le traitement des matériaux amiantés par micro-ondes conduit à la formation de minéraux magnésiens telle la forstérite (Mg2SiO4) [START_REF] Paolini | Asbestos treatment technologies[END_REF][START_REF] Leonelli | Microwave thermal inertisation of asbestos containing waste and its recycling in traditional ceramics[END_REF]. L'irradiation d'un matériau amianté par micro-ondes permet sa détoxification complète et à une céramisation du matériau, ce qui permet son réemploi comme matière brute secondaire riche en magnésium par divers secteurs industriels [START_REF] Leonelli | Microwave thermal inertisation of asbestos containing waste and its recycling in traditional ceramics[END_REF][START_REF] Parosa | Method for conversion of materials including asbestos[END_REF].

b. Traitements chimiques

Les déchets amiantés peuvent être traités par voie chimique à température ambiante ou en conditions hydrothermales (haute pression, haute température). Les traitements chimiques des déchets amiantés peuvent également servir à abaisser la température de fusion nécessaire aux traitements thermiques, ou à amorcer une décomposition des fibres d'amiante [START_REF] Paolini | Asbestos treatment technologies[END_REF].

De manière générale, les fibres d'amiantes peuvent être dénaturées par des traitements chimiques qui permettent de solubiliser les métaux (Mg, Fe) contenus dans la structure des amiantes [START_REF] Spasiano | Treatments of asbestos containing wastes[END_REF]. Les fibres d'amiantes réagissent avec l'eau à pH neutre ou acide selon les équations (1) et [START_REF] Ademe | Fiche Technique[END_REF].

Mg 3 Si 2 O 5 (OH) 4 + 5H 2 O → 3Mg 2+ + 6OH -+ 2H 4 SiO 4
(1)

Mg 3 Si 2 O 5 (OH) 4 + 6H + → 3Mg 2+ + 2SiO 2 + 5H 2 O (2)
Il est toutefois à noter que les cinétiques de dissolution en conditions acide de l'équation (2) sont bien plus rapides que celles en conditions basiques de l'équation [START_REF] Dériot | Rapport d'information fait au nom de la mission commune d'information sur le bilan et les conséquences de la contamination par l'amiante[END_REF], lesquelles étant excessivement lentes. Pour ce qui est de la dissolution de la chrysotile en milieu acide, sa dissolution se traduit par une augmentation de la concentration en magnésium de la solution, correspondant à la dissolution de la couche brucitique (Mg2(OH)4) de la chrysotile [START_REF] Spasiano | Treatments of asbestos containing wastes[END_REF].

De nombreux brevets existent concernant des procédés de dissolution chimiques ou thermochimiques des amiantes [START_REF] Paolini | Asbestos treatment technologies[END_REF], les amiantes sont dans la plupart des cas soumis à une dissolution par des acides forts, permettant de s'attaquer au liaisons Si-O-Si qui sont des liaisons fortes maintenant l'intégrité du réseau cristallin, leur hydrolyse conduisant à la destruction de la structure des amiantes. Les traitements thermochimiques à température ≥ 100 °C permettent d'accélérer les cinétiques de dégradation, fournissant l'énergie nécessaire à une dégradation plus efficace des liaisons Si-O-Si [START_REF] Nam | Thermochemical destruction of asbestos-containing roofing slate and the feasibility of using recycled waste sulfuric acid[END_REF][START_REF] Poggi | Method and system for neutralizing asbestos[END_REF].

Les amiantes, comme la plupart des silicates, peuvent également être soumis à une dégradation par des solutions fortement basiques hydrolysant les liaisons Si-O-Si sous l'action des anions OH -comme dans l'équation (3) [START_REF] Paolini | Asbestos treatment technologies[END_REF].

Mg 3 Si 2 O 5 (OH) 4 + 4NaOH → 3Mg(OH) 2 + 2Na 2 SiO 3 + H 2 O (3)
Paradoxalement, au contraire de l'hydrolyse en milieu acide, la couche brucitique n'est pas affectée dans le cas d'une hydrolyse menée en milieu alcalin et de l'hydroxyde de magnésium (brucite) ainsi que du silicate de sodium sont obtenus en fin de réaction (d'autres silicates peuvent être obtenus en fonction de la base utilisée, tel du silicate de potassium pour une réaction avec du KOH), et représentent des sous-produits valorisables.

Une alternative aux réactions acidobasiques présentées par les équations 1, 2 et 3 est de soumettre les déchets amiantés à des conditions hydrothermales (haute pression et haute température) ou supercritiques (T° > 600 °C, P : 25 -250 MPa) [START_REF] Paolini | Asbestos treatment technologies[END_REF][START_REF] Anastasiadou | Hydrothermal conversion of chrysotile asbestos using near supercritical conditions[END_REF][START_REF] Grassi | Method and plant for treatment of asbestos containing waste materials in supercritical water[END_REF].

Les conditions hydrothermales permettent d'hydrolyser les liaisons Si-O-Si et occasionnent une modification de la structure minérale de la chrysotile conduisant à la formation de forstérite (équation 4) [START_REF] Anastasiadou | Hydrothermal conversion of chrysotile asbestos using near supercritical conditions[END_REF]. 2Mg3Si2O5(OH)4→ 3Mg2SiO4 + 2SiO2 (aq) + 4H2O [START_REF] Race | Simultaneous treatment of agro-food and asbestos-cement waste by the combination of dark fermentation and hydrothermal processes[END_REF] Le traitement par voie hydrothermale est actuellement à l'état de prototype [START_REF] Paolini | Asbestos treatment technologies[END_REF] mais présente de nombreux avantages vis-à-vis des traitements thermiques ou chimiques ; le traitement hydrothermal apparaît moins coûteux énergétiquement parlant que la vitrification, le traitement à haute pression nécessite un confinement des déchets au cours du traitement ce qui réduit le risque de dispersion environnementale de matériau amianté, et ne nécessite pas d'ajout de réactifs dangereux au contraire des réactions avec des acides ou des bases fortes [START_REF] Anastasiadou | Hydrothermal conversion of chrysotile asbestos using near supercritical conditions[END_REF].

Il existe un brevet [START_REF] Balducci | Process for treating an asbestos containing material[END_REF] combinant des conditions hydrothermales plus modérées (120-250 °C, 5-20 bar) à un traitement par des acides faibles (acides lactique et acétique) issus d'un coproduit de l'industrie laitière (lactosérum) sur des durées de 12 à 120 h. Comme les procédés hydrothermaux en conditions supercritiques, ce procédé est innovant et prometteur, puisqu'il permet de traiter les déchets amiantés à l'aide d'acides faibles moins dangereux que les acides et bases fortes utilisées par les procédés chimiques, à des températures modérées, nécessitant peu d'apport énergétique. Ces procédés peuvent aboutir à l'obtention de sous-produits valorisables par divers secteurs industriels [START_REF] Paolini | Asbestos treatment technologies[END_REF].

c. Traitements mécaniques

La principale technique mécanique étudiée pour le traitement des déchets amiantés est la méthode de broyage mécanique à haute énergie au cours de laquelle les déchets amiantés sont broyés à une vitesse de 650 à 750 rpm sur une durée de 2 à 4 h [START_REF] Iwaszko | Influence of high-energy milling on structure and microstructure of asbestos-cement materials[END_REF] et [START_REF] Colangelo | Treatment and recycling of asbestos-cement containing waste[END_REF].

Le procédé de broyage à haute énergie permet l'obtention de poudres fines à partir de solides. Au cours de celui-ci, il apparaît que l'énergie générée par le broyage cause une amorphisation des fibres d'amiante attribuée à la destruction ou à l'ouverture des liaisons OH entre le squelette silicaté et la couche brucitique des chrysotiles, conduisant à la destruction de la structure fibreuse des amiantes. Cette amorphisation, et de fait, détoxification du matériau amianté, ne peut être attribué à la température de broyage qui n'excède jamais les 80 °C au cours du processus, mais bien aux transferts d'énergie entre les particules au cours du broyage et à la destruction des fibres d'amiante [START_REF] Colangelo | Treatment and recycling of asbestos-cement containing waste[END_REF].

La destruction complète de la structure minérale des amiantes par broyage mécanique à haute énergie génère des poudres détoxifiées pouvant être recyclées comme additifs pouzzolaniques dans divers ciments et mortiers [START_REF] Colangelo | Treatment and recycling of asbestos-cement containing waste[END_REF][START_REF] Lavorgna | Proceed. III Intern. Conf. Valorization and Recycling of Industrial Waste[END_REF].

d. Traitements biologiques

Bien que les fibres d'amiante soient considérées comme hautement cancérigène pour de nombreuses espèces animales, certaines espèces bactériennes, fongiques ou certains lichens sont capables de les dégrader [START_REF] Spasiano | Treatments of asbestos containing wastes[END_REF]. L'action de ces espèces provient le plus souvent de leur capacité à produire divers chélateurs, molécules capables de former des complexes avec certains cations tel le fer ou le magnésium. Une partie de la dangerosité des amiantes est due à la présence de fer réactif au sein sa structure minérale (cas des amphiboles crocidolite et amosite) ou présent par substitution fer-magnésium au sein de la couche brucitique du chrysotile. Le fer des amiantes causant à l'organisme des dommages sur l'ADN semblable à une irradiation par rayons γ [START_REF] Hardy | Iron in asbestos chemistry and carcinogenicity[END_REF].

La chélation du fer contenu dans les amiantes est depuis longtemps connue pour être capable de réduire leur dangerosité [START_REF] Mollo | Effect of chelators on the surface properties of asbestos[END_REF][START_REF] Chao | Effect of long-term removal of iron from asbestos by desferrioxamine B on subsequent mobilization by other chelators and induction of DNA single-strand breaks[END_REF], mais ces molécules ne semblaient en 1995 pas permettre une complète détoxification des fibres d'amiante [START_REF] Hardy | Iron in asbestos chemistry and carcinogenicity[END_REF]. Toutefois, cette approche est le sujet de diverses études portant sur l'utilisation d'organismes producteurs de sidérophores permettant l'extraction du fer contenu dans les fibres d'amiante [START_REF] Mohanty | Siderophore-mediated iron removal from chrysotile: Implications for asbestos toxicity reduction and bioremediation[END_REF][START_REF] David | Iron removal from raw asbestos by siderophores-producing Pseudomonas[END_REF][START_REF] Bhattacharya | Microbial siderophores an envisaged tool for asbestos bioremediation-A microcosm approach[END_REF].

Le traitement de l'amiante à l'aide de sidérophore peut être réalisé à l'aide de bactéries ou d'espèces fongiques qui sont capables de produire ces molécules [START_REF] Spasiano | Treatments of asbestos containing wastes[END_REF], et il apparaîtrait que le traitement par sidérophores produits à l'aide de champignons est plus efficace qu'à partir de sidérophores bactériens [START_REF] Mohanty | Siderophore-mediated iron removal from chrysotile: Implications for asbestos toxicity reduction and bioremediation[END_REF]. Les espèces étudiées pour traiter les fibres d'amiantes par bioremédiation aux sidérophores sont des champignons du genre Aspergillus, des bactéries du genre Pseudomonas ainsi que l'espèce Bacillus subtilis [START_REF] Bhattacharya | Microbial siderophores an envisaged tool for asbestos bioremediation-A microcosm approach[END_REF][START_REF] David | Biodeterioration of asbestos cement by siderophore-producing Pseudomonas[END_REF].

Dans leur étude bibliographique, Spasiano & Pirozzi [START_REF] Spasiano | Treatments of asbestos containing wastes[END_REF] notent cependant que la bioremédiation par sidérophores n'est actuellement pas une solution utilisable puisque les fibres d'amiante sont généralement enrobées dans une matrice inorganique, ce qui diminue drastiquement l'efficacité de ces procédés.

Une autre approche consiste en l'utilisation d'acides organiques biosourcés pour dégrader l'amiante ainsi que les matériaux inorganiques auxquels ils sont liés [START_REF] Balducci | Process for treating an asbestos containing material[END_REF]. Parmi les acides organiques, l'acide oxalique est un candidat sérieux pour les technologies de traitement des matériaux amiantés. Certaines études ont montré que l'acide oxalique dégrade plus efficacement le chrysotile à température ambiante que certains acides forts tels les acides sulfurique et nitrique [START_REF] Rozalen | Comparative effect of chrysotile leaching in nitric, sulfuric and oxalic acids at room temperature[END_REF], notamment de par sa capacité à former des complexes organométalliques avec le magnésium et le calcium [START_REF] Rozalen | Comparative effect of chrysotile leaching in nitric, sulfuric and oxalic acids at room temperature[END_REF][START_REF] Valouma | Magnesium oxide production from chrysotile asbestos detoxification with oxalic acid treatment[END_REF]. L'acide oxalique détoxifie très efficacement le chrysotile via des réactions de complexation avec la couche brucitique, formant une variété d'oxalate de magnésium, la glushinskite (Mg(C2O4)•2H2O) [START_REF] Valouma | Chrysotile asbestos detoxification with a combined treatment of oxalic acid and silicates producing amorphous silica and biomaterial[END_REF]. Un autre bon candidat est l'acide lactique, qui est un acide faible produit par diverses bactéries lactiques [START_REF] Abedi | Lactic acid production-producing microorganisms and substrates sources-state of art[END_REF] et ayant l'avantage d'être agressif envers les matrices cimentaires [START_REF] Bertron | Attaques chimique et biologique des effluents agricoles et agroalimentaires sur les matériaux cimentaires[END_REF], composés inorganiques liés aux fibres d'amiante. L'efficacité d'un traitement à l'aide de ces acides peut être accrue si adjointe à une augmentation de la température [START_REF] Balducci | Process for treating an asbestos containing material[END_REF][START_REF] Valouma | Magnesium oxide production from chrysotile asbestos detoxification with oxalic acid treatment[END_REF].

e. Traitements bio-hydrothermaux

Le traitement bio-hydrothermal est une option retenue par certaines études récentes [5]. Le procédé repose sur la conversion de substrats biodégradables en H2 et en acides organiques via un procédé de fermentation sombre [START_REF] Spasiano | Dark fermentation process as pretreatment for a sustainable denaturation of asbestos containing wastes[END_REF], le bio-H2 est ensuite utilisé comme carburant dans une phase hydrothermale à faible température (≤ 105 °C) et les acides organiques produits permettent de réduire la consommation d'acide du procédé. Ce procédé inerte efficacement les déchets cimentaires amiantés, et offre le double avantage de dissoudre les matériaux cimentaires liés aux fibres d'amiante, mais pourrait également générer des engrais phosphatés [START_REF] Race | Simultaneous treatment of agro-food and asbestos-cement waste by the combination of dark fermentation and hydrothermal processes[END_REF].

Cas des déchets amiantés français et filières de gestion

En France, bien que l'usage de l'amiante soit prohibé depuis 1997, d'importants volumes de matériaux amiantés en place demeurent. En 1998, l'ADEME (Agence de l'environnement et de la maîtrise de l'énergie) estimait que l'ensemble du parc immobilier français représentait un gisement en devenir de 24 millions de tonnes de matériaux cimentaires amiantés [START_REF] Ademe | Fiche Technique[END_REF].

Au regard de l'article R.541-8 du Code de l'Environnement, compte tenu du caractère cancérigène des fibres d'amiante, tout déchet amianté contenant plus de 0,1 % de sa masse est considéré comme un déchet dangereux, et nécessite par conséquent de suivre une filière de gestion adaptée.

Dans certaines zones géographiques du territoire, correspondant à des formations géologiques liées à des évènements métamorphiques [START_REF] Virta | Asbestos: Geology, mineralogy, mining, and uses[END_REF], telles la Haute-Corse, les Alpes et une partie du massif Armoricain [START_REF] Michel | Recueil de données chiffrées sur les gisements de déchets d'amiante au regard des filières de traitement disponibles[END_REF][START_REF] Dessandier | Recencement et classement des sites naturels amiantifères et des formations géologiques potentiellement amiantifères en France[END_REF] (Figure 6). Les activités de terrassement et de déblaiement dans ces régions peuvent conduire à générer des déchets amiantés. [START_REF] Michel | Recueil de données chiffrées sur les gisements de déchets d'amiante au regard des filières de traitement disponibles[END_REF].

En France, seules deux filières de traitements sont actuellement autorisées pour les déchets cimentaires amiantés : la vitrification, et l'enfouissement dans des installations spécialisées. La vitrification est opérée sur un unique site situé à Morcenx-la-Nouvelle [START_REF] Leonelli | Microwave thermal inertisation of asbestos containing waste and its recycling in traditional ceramics[END_REF], géré par la société EUROPLASMA-INERTAM. Comme indiqué précédemment, la vitrification permet d'inerter définitivement les déchets amiantés en détruisant la structure fibreuse de l'amiante. L'installation d'INERTAM a une capacité de traitement de 8000 tonnes par an, mais le coût tant énergétique qu'économique élevé de ce procédé (de 2,7 à 3,5 MWh par tonne de déchets cimentaires amiantés, pour un coût de 1500€ à la tonne [START_REF] Fredouille | Filière amiante outre-mer -Mission d'élaboration d'une étude de faisabilité technique et économique[END_REF]) le rend peu compétitif vis-à-vis de l'enfouissement (de 600 à 1000€ à la tonne [START_REF] Fredouille | Filière amiante outre-mer -Mission d'élaboration d'une étude de faisabilité technique et économique[END_REF]).

Depuis l'arrêté du 12 mars 2012 relatif au stockage des déchets d'amiante, l'enfouissement de déchets cimentaires amiantés n'est plus autorisée en ISDI (Installation de stockage des déchets inertes) et les déchets d'amiante liée et les déchets de terres amiantifères doivent suivre des filières de traitement spécifiques et être identifiées par un étiquetage spécifique (Figure 7) et suivies à l'aide d'un bordereau de suivi des déchets d'amiante, tel que prévu par l'article R. 541-45 du code de l'environnement. La législation a évolué depuis l'arrêté du 15 février 2016, autorisant l'enfouissement de déchets contenant de l'amiante, éléments d'amiante-ciment intègre, enrobés bitumeux et déblais de terrains amiantifères, en ISDND (Installation de stockage des déchets nondangereux) si des dispositions particulières sont prises. En absence de ces dispositions, ou dans le cas de déchets contenant de l'amiante non liée, les déchets doivent être envoyés dans des ISDD (Installation de stockage des déchets dangereux). A ce jour, il existe 13 ISDD et 88 ISDND sur l'ensemble du territoire français [START_REF] Michel | Recueil de données chiffrées sur les gisements de déchets d'amiante au regard des filières de traitement disponibles[END_REF].

Toutefois, de fortes disparités régionales existent sur le territoire quant à l'accès à ces installations et aux voies de collectes des déchets amiantés. D'après un rapport du BRGM de 2017 [START_REF] Michel | Recueil de données chiffrées sur les gisements de déchets d'amiante au regard des filières de traitement disponibles[END_REF], 40 départements en France métropolitaine ne disposent d'aucun site de stockage habilité à recevoir des déchets amiantés, dont 19 ne disposent d'aucun point de collecte et d'acheminement des déchets amiantés (Figure 8). [START_REF] Michel | Recueil de données chiffrées sur les gisements de déchets d'amiante au regard des filières de traitement disponibles[END_REF].

Dans le cas des DROM (Département et région d'outre-mer), la situation est plus critique, puisqu'il n'existe aucune ISDD hors France métropolitaine, et qu'une seule ISDND habilitée à collecter des déchets amiantés existe sur l'ensemble du territoire insulaire, localisée à La Réunion [START_REF] Fredouille | Filière amiante outre-mer -Mission d'élaboration d'une étude de faisabilité technique et économique[END_REF].

La gestion des déchets amiantés en outre-mer est par conséquent plus coûteuse qu'en métropole, avec un coût d'évacuation en ISDD de 1000 à 6000€ par tonne de déchets amiantés, variant selon la localisation géographique (avec un maximum à la Réunion, où le coût constaté est de 4800 à 6000€ à la tonne). L'enfouissement en ISDND n'est disponible qu'à La Réunion pour un coût de 600 à 1000€ à la tonne, et en Guyane, où le coût proche de 2000€ à la tonne comprend le coût d'enlèvement vers les installations de stockage en métropole.

Ces limitations d'accès à des installations de stockage, tant que les coûts associés à la gestion des déchets amiantés, démontrent une nécessité de développer la filière et des alternatives aux voies de gestion actuelles.

Depuis le 30 juin 2015, un programme national a été lancé par l'État, le PRDA (Plan recherche et développement amiante), qui a pour objectif de soutenir l'innovation dans les domaines de la détection, de la collecte et de la gestion des déchets amiantés. Dans le cadre de ce programme, il est possible de citer les essais d'inertage par voie physico-chimique des déchets amiantés par les entreprises VALAME et NEUTRAMIANTE, dont les essais pilotes devaient être réalisés au cours de l'année 2021.

II. Production d'acides organiques, microorganismes responsables et processus métaboliques associés

L'agent agressif envisagé pour la dégradation des fibrociments amiantés est une solution d'acide lactique générée et auto-entretenue par une activité biologique.

Ce chapitre comporte :

• Une partie présentant ce que sont les acides organiques, leur caractéristiques chimiques et les principaux acides organiques produits industriellement.

• Une partie sur les processus fermentatifs, qui sont des processus métaboliques d'oxydoréduction des carbohydrates, qui conduisent à la production de composés organiques et inorganiques parmi lesquels figurent des acides organiques.

• Une partie qui présente les bactéries lactiques, dont certaines sont responsables de la production d'acide lactique, parmi lesquelles figurent le genre des Lactobacilles.

• Une dernière partie qui présente l'origine et les caractéristiques biochimiques du lactosérum, qui est un effluent agro-industriel envisagé pour générer une solution d'acide lactique. De nombreux acides organiques sont utilisés dans les processus industriels, traditionnellement dans l'industrie alimentaire, mais aussi en chimie, en pharmacie et plus récemment dans la fabrication de bioplastiques [START_REF] Sengun | Importance of acetic acid bacteria in food industry[END_REF][START_REF] Datta | Lactic acid: recent advances in products, processes and technologies-a review[END_REF][START_REF] Soccol | New perspectives for citric acid production and application[END_REF]. Ces besoins se traduisent par une production industrielle de ces acides d'intérêt : les acides acétique, citrique et lactique étant les acides organiques produits dans les plus grandes quantités [START_REF] Papagianni | 1.09 -Organic Acids[END_REF].

Les acides citrique et lactique sont produits à l'aide de procédés biologiques. Environ 2000 kt d'acide citrique sont produits par an [START_REF] Amato | Citric acid bioproduction: the technological innovation change[END_REF] à l'aide d'organismes fongiques appartenant aux genres Aspergillus (le plus souvent Aspergillus niger) et Candida [START_REF] Angumeenal | An overview of citric acid production[END_REF], et 1220 kt d'acide lactique sont produits par an [START_REF] Abedi | Lactic acid production-producing microorganisms and substrates sources-state of art[END_REF] à l'aide d'organismes bactériens du genre Lactobacillus ou de certaines levures (Saccharomyces cerevisiae), l'essentiel de la production d'acide lactique pouvant être attribué aux lactobacilles [START_REF] Abedi | Lactic acid production-producing microorganisms and substrates sources-state of art[END_REF]. Bien que pouvant être produit par voie biologique (~190 kt/a) [START_REF] Papagianni | 1.09 -Organic Acids[END_REF], l'essentiel des 15 millions de tonnes d'acide acétique produits par an est assuré via des processus par voie chimique [START_REF] Deshmukh | Production Pathways of Acetic Acid and Its Versatile Applications in the Food Industry[END_REF].

Les types de fermentation

La fermentation est un processus métabolique d'oxydoréduction des glucides. Dans ces processus s'inscrivent des cycles liés à la glycolyse et au cycle de Krebs [START_REF] Liu | Redox potential control and applications in microaerobic and anaerobic fermentations[END_REF][START_REF] Liu | Fermentation and redox potential[END_REF]. Outre la production d'énergie, les organismes fermentatifs produisent divers composés organiques et inorganiques tels des alcools [START_REF] Lin | Ethanol fermentation from biomass resources: current state and prospects[END_REF][START_REF] Boulton | Yeast and biochemistry of ethanol fermentation[END_REF][START_REF] Guimarães | Fermentation of lactose to bioethanol by yeasts as part of integrated solutions for the valorisation of cheese whey[END_REF], des acides organiques (acide lactique, acide acétique, acide citrique…) [START_REF] Abdel-Rahman | Recent advances in lactic acid production by microbial fermentation processes[END_REF][START_REF] Elferink | Anaerobic conversion of lactic acid to acetic acid and 1, 2propanediol by Lactobacillus buchneri[END_REF][START_REF] Kubicek | Citric acid fermentation[END_REF][START_REF] Mattey | The Production of Organic Acids[END_REF] et des gaz (CO2, CH4, H2) [START_REF] Mao | Review on research achievements of biogas from anaerobic digestion[END_REF][START_REF] Montecchio | Hydrogen production dynamic during cheese whey Dark Fermentation: New insights from modelization[END_REF].

Les procédés de fermentation sont des processus connus et exploités depuis longtemps par l'homme, utilisés essentiellement pour la conservation d'aliments, que ce soit pour la production de vins et alcools [100], de yaourts et fromages [101,102], ou de produits marinés [103,104].

Les processus fermentatifs ont d'ailleurs été le principal sujet d'étude du chimiste Louis Pasteur des années 1850 à 1870, qui présenta trois mémoires sur les trois grands types de fermentation ; la fermentation alcoolique [105], la fermentation acétique [106] et la fermentation lactique [107], dans lesquels il souligne entre autres la consommation de sucres par des levures pour former acides et alcools, ainsi que l'importance des conditions anaérobies dans certains de ces processus, bien qu'il ne puisse pas les expliquer.

a. La fermentation alcoolique

Divers procédés fermentatifs peuvent conduire à la production d'éthanol. Cependant, la principale voie métabolique de la fermentation alcoolique est celle de Embden-Meyerhof-Parnas (Figure 9), au cours de laquelle une molécule de glucose est consommée pour produire deux molécules de pyruvates, lesquelles sont, en conditions anaérobie, réduites en éthanol associés à une production de CO2 [108]. De nombreuses bactéries sont capables de former de l'acide acétique durant la fermentation, cependant la production d'acide acétique industrielle est essentiellement effectuée à l'aide des bactéries acétiques du genre Acetobacter [111], qui conduisent à l'oxydation de l'éthanol en conditions aérobie. Il s'agit d'une fermentation exothermique (496 kJ par molécule d'éthanol oxydée en acide acétique) dont la température peut atteindre 50 °C [112]. La fermentation acétique du glucose se fait à partir de la voie métabolique du phospho-gluconate [START_REF] Sengun | Importance of acetic acid bacteria in food industry[END_REF]113].

c. La fermentation lactique

La fermentation lactique est un procédé utilisé pour la confection de nombreux produits alimentaires, que ce soit des produits laitiers tels que les yaourts et fromages, des produits carnés tel le saucisson, des légumes tels la choucroute ou le kimchi, ou encore certaines boissons fermentées tel le kéfir [114].

La fermentation lactique, via l'activité des bactéries lactiques, est un processus important de conservation des aliments [104,114]. En effet, les bactéries lactiques produisent de l'acide lactique, ce qui conduit à une acidification du milieu. L'acidification du milieu inhibe la croissance de la plupart des micro-organismes pathogènes [115], ainsi que des bactéries à Gram négatif responsables de la putréfaction [114].

En outre, l'activité des bactéries lactiques tend à créer des conditions favorables au développement des levures, ce qui permet de les utiliser comme starters dans des processus de fermentation alcoolique pour la production de certains vins et bières [115].

Au cours de ce processus, les bactéries lactiques (homolactiques) dégradent le glucose selon la voie glycolytique d'Embden-Meyerhof.

A partir d'une molécule de glucose sont obtenues deux molécules de pyruvate, lesquelles sont converties en lactate par l'action des lactates déshydrogénases des bactéries lactiques (Figure 10). Les rendements expérimentaux sont généralement de l'ordre de 74 à 99% [116].

Les bactéries lactiques

Le lait est un aliment à fort potentiel nutritif, riche en protéines (caséines, lactalbumine, lactoglobuline), en sucres (lactose), en lipides, en vitamines (vitamine B9, vitamine C, vitamine B8) et en minéraux (K, Ca, P, Na, Mg, Se) [117][118][119].

Le lait de vache, le plus consommé à travers le monde, contient en moyenne 87% d'eau, 4 à 5% de lactose, 3 à 4% de lipides, 0,8% de minéraux et 0,1% de vitamines. De manière générale, la plupart des laits consommés, quelle que soit leur origine (vache, chèvre, brebis, chamelle…), ont une population lactique dominée par des bactéries mésophiles des genres Lactococcus, Lactobacillus et Leuconostoc (Tableau 3) [118].

Tableau 3 : Principaux genres de bactéries lactiques contenues dans le lait de vache. Concentrations exprimées en UFC.mL -1 [118].

b. Lactobacillus

Au contraire de Lactococcus, Lactobacillus est un genre très varié représenté par 261 espèces répertoriées [125] dont l'espèce de référence est Lactobacillus delbrueckii [126][127][128]. Ce sont des bactéries abondantes dans la nature, que l'on retrouve dans la bouche, le système gastro-intestinal et le système vaginal des humains et autres mammifères [129][130][131].

Les lactobacilles sont des bactéries régulières en forme de bâtonnets, non sporulantes, catalase négatives, Gram positives [129,130]. Il s'agit d'organismes unicellulaires anaérobie facultatifs chimioorganotrophes fermentatifs et saccharolytiques aux besoins nutritifs complexes [129,132].

La majorité des lactobacilles sont homo-fermentatives et dégradent les sucres selon la voie glycolytique d'Embden-Meyerof (Figure 10,c), à l'issue de laquelle est produit de l'acide lactique [START_REF] Abedi | Lactic acid production-producing microorganisms and substrates sources-state of art[END_REF]133]. Les lactobacilles hétéro-fermentatives dégradent le glucose selon la voie métabolique du phospho-ketolase (Figure 11,b) [START_REF] Abedi | Lactic acid production-producing microorganisms and substrates sources-state of art[END_REF].

c. Streptococcus

Les bactéries du genre Streptococcus ont été définies à partir de l'espèce de référence Streptococcus pyrogenes, en 1884 [134]. Il s'agit d'un genre comportant 113 espèces distinctes identifiées (https://bacterio.net/, août 2022).

Les streptocoques sont classés en différents groupes (A, B, C, E, F, G) en fonction de leur type de réactions hémolytiques, leurs antigènes glucidiques et par tests phénotypiques [135,136]. Les streptocoques sont des coccoïdes de 0,5 à 2 µm non mobiles et non sporulants souvent en paire ou en chaînettes. Ce sont des bactéries catalase négatives, Gram positives et anaérobie facultatives [136][137][138]. Tout comme les Lactobacilli et Lactococci, ce sont des organismes homo-fermentatifs suivant la voie glycolytique d'Embden-Meyerof (Figure 11,c) [START_REF] Abedi | Lactic acid production-producing microorganisms and substrates sources-state of art[END_REF].

Les streptocoques sont des bactéries ubiquistes, souvent pathogènes [139][140][141]. Streptococcus thermophilus est la principale espèce utilisée par l'industrie laitière [118], tant pour ses propriétés techniques (texture et arôme des produits laitiers) [142] que pour ses vertus probiotiques [143][144][145].

d. Enterococcus

Les bactéries du genre Enterococcus sont très semblables aux Streptococcus et aux Lactococcus. Toutes trois étaient regroupées au sein du genre Streptococcus jusqu'à ce que leur espèce de référence Enterococcus faecalis soit définie [146,147]. Le genre comporte 62 espèces recensées (https://bacterio.net/, août 2022).

Les entérocoques sont des bactéries essentiellement retrouvées dans le système gastrointestinal des humains et des animaux [148]. En fonction de la souche, ils peuvent être considérés comme probiotiques ou pathogènes. Ils sont entre autres capables de survivre à diverses conditions, telles la congélation, la pasteurisation et à un environnement riche en sel [118].

Les entérocoques sont comme les streptocoques et les lactocoques des coccoïdes à Gram positif, non mobiles et non sporulants, catalase négative, anaérobie facultatives et homofermentatives [START_REF] Abedi | Lactic acid production-producing microorganisms and substrates sources-state of art[END_REF]148].

e. Leuconostoc

Les bactéries du genre Leuconostoc sont des bactéries à Gram positif représentées par 17 espèces (https://bacterio.net/, août 2022), désormais rattachées aux Lactobacillus dans la famille des Lactobacillaceae depuis 2020 [125].

Les leuconostocs ont des cellules ovoïdes ou sphériques généralement isolées ou par paire. Ce sont des bactéries Gram positives, catalase négatives, non mobiles et non sporulantes. Ce sont des organismes psychrotrophes dont la croissance est inhibée en dessous de pH 5 [149]. Leur métabolisme est hétéro-fermentatif, produisant de l'acide lactique, de l'éthanol et du CO2, dégradant le glucose selon les voies métaboliques du phospho-gluconate et du phospho-ketolase (Figure 11, b) [START_REF] Abedi | Lactic acid production-producing microorganisms and substrates sources-state of art[END_REF]149].

Un effluent agro-alimentaire envisagé en tant que milieu de fermentation : le lactosérum a. Origine des lactosérums

Dans l'industrie laitière, le lait subit diverses étapes de transformation en fonction des produits finis visés, dont le principal coproduit est le lactosérum (Figure 12) [150]. Les laits peuvent être crus, écrémés ou standardisés (modifiés afin de conserver la même composition tout au long de l'année). Les laits sont généralement pasteurisés (lait pasteurisé), afin d'en optimiser la conservation en détruisant certaines enzymes et la majeure partie des microorganismes [151]. L'écrémage se faisant par centrifugation. La coagulation par voie acide peut être réalisée par l'ajout direct d'acide tel l'acide citrique dans le lait, ou par l'ajout de δ-gluconolactone [154,158]. Quelle que soit la méthode d'acidification utilisée, l'augmentation d'ions H + disponibles dans la solution neutralisent peu à peu les charges électronégatives en surface des micelles, réduisant de ce fait la répulsion électrostatique entre celles-ci, ce jusqu'à atteindre le pH isoélectrique des caséines, pH 4,6 facilitant ainsi la floculation totale de celles-ci [155].

Le lactosérum est le coproduit de l'industrie laitière obtenu à l'issue de la coagulation du lait, qui représente de 85 à 95% du volume de lait initial [159]. La production mondiale de lactosérum est de l'ordre de 200 millions de tonnes par an, production en constante augmentation [160][161][162].

Selon la voie de coagulation utilisée, deux types différents de lactosérums sont produits :

• les lactosérums doux (pH 6-7), issus de laits coagulés par voie enzymatique • les lactosérums acides (pH 4,5-5,5), issus de procédés de coagulation par voie acide [157,162].

b. Composition des lactosérums

Le lactosérum contient environ 55% des nutriments du lait [159], et est enrichi en composés solubles (Figure 14), les composés hydrophobes du lait ayant tendance à coaguler au cours du processus de caillage.

c. Valorisation des lactosérums

Longtemps considéré comme un déchet de l'industrie laitière, riche en matière organique et nutriments (Ca, N, K…), le lactosérum a été utilisé pour l'épandage, [160] comme complément alimentaire pour l'alimentation animale [163][164][165][166].

Cependant, un épandage excessif de lactosérum a tendance à dégrader la qualité des sols, et modifier leurs propriétés physico-chimique et la flore microbiologique, ce qui se traduit par une chute du rendement des cultures, de la qualité des eaux souterraines et génère des risques pour la santé [167].

Le lactosérum est un effluent à charge organique importante, présentant de hautes demandes biologiques et chimiques en oxygène (DCO/DBO ; 0,1-100 kg.m -3 ), ce qui en fait des effluents particulièrement polluants, environ 60 à 80 fois plus polluants que les eaux usées domestiques [168], d'autant que les volumes générés sont particulièrement importants [157].

Depuis quelques années, le lactosérum est considéré comme un coproduit à haute valeur ajoutée, ses hautes teneurs en protéines (α-lactalbumine et β-lactoglobuline), en vitamines (groupe B), en lactose et en minéraux en faisant un produit valorisable et fermentescible [162,169]. De nos jours, environ 50% du lactosérum produit dans le monde est traité, valorisé et transformé [162,169].

Les principaux composants valorisés du lactosérum sont les protéines du lactosérum, qui sont des protéines à haute valeur ajoutée. Contrairement aux caséines, représentant 80% des protéines du lait, qui sont hydrophobes, les protéines du lactosérum sont solubles [170]. Le lactosérum en contient en moyenne de 1,4 à 33,5 g.L -1 [160], ce qui représente environ 9% de sa masse sèche [157].

Figure 15 : Principales voies de valorisation du lactosérum et proportions associées [162].

Les protéines du lactosérum ont de hautes valeurs nutritives, environ 15% plus nutritives que les protéines du jaune d'oeuf [171]. Les principales protéines du lactosérum sont la βlactoglobuline (50%), la α-lactalbumine (20%), l'immunoglobuline (10%) et la sérumalbumine bovine (10%) [169]. D'autres protéines sont présentes en moindre quantité, telles les lactoferrine et lacto-peroxydase (Tableau 5) [169,171].

Outre leurs hautes valeurs nutritives, les protéines du lactosérum sont aussi reconnues pour leurs vertus probiotiques [170][171][172] Deux types de produits sont issus de l'extraction des protéines du lactosérum ; les concentrés de protéines de lactosérum (WPC) et les isolats de protéines de lactosérum (WPI), contenant respectivement de 35 à 80% et de 90 à 98% de protéines [170,171].

L'extraction des protéines se fait par deux procédés de filtration ; l'ultrafiltration, permettant la concentration de protéines et la diafiltration, permettant de séparer les protéines des autres composés solubles (lactose, minéraux) [169,170]. Bien que les protéines du lait puissent être extraites via des procédés thermiques, l'utilisation de ce genre de procédé est déconseillé puisque l'α-lactalbumine est dénaturée par la chaleur [173].

La production de poudres de protéines de lactosérum constitue la première étape de valorisation des lactosérums. Les WPC et WPI sont des produits à forte valeur ajoutée, dont la valeur marchande est de 3 à 40 fois plus élevée que celle des poudres de lactosérum [169].

d. Fermentescibilité des lactosérums

Les teneurs élevées en lactose du lactosérum en font un excellent substrat de fermentation [174]. L'acide lactique est un produit toujours plus demandé par l'industrie [START_REF] Abdel-Rahman | Recent advances in lactic acid production by microbial fermentation processes[END_REF]169], utilisé dans de multiples secteurs ; l'industrie alimentaire, la cosmétique, la médecine et la chimie [START_REF] Abedi | Lactic acid production-producing microorganisms and substrates sources-state of art[END_REF]. Depuis quelques années, il permet la fabrication d'éco-plastiques, les PLA (Polylactic Acid), qui sont des polyesters biodégradables issus de la condensation de monomères d'acide lactique [169].

La production d'acide lactique à partir de lactosérum se fait par fermentation lactique à partir de l'activité des bactéries lactiques, les deux espèces les plus utilisées étant Lactobacillus helveticus et Lactobacillus delbrueckii [START_REF] Abedi | Lactic acid production-producing microorganisms and substrates sources-state of art[END_REF][START_REF] Abdel-Rahman | Recent advances in lactic acid production by microbial fermentation processes[END_REF]169,174].

Ces bactéries présentent de très bons rendements, allant jusqu'à 9,7 g.L -1 .h -1 pour Lactobacillus helveticus [169], et ces fermentations peuvent être réalisées en réacteurs batch ou continus, le plus souvent avec des technologies d'immobilisation cellulaire (Figure 16), ce qui permet d'augmenter la concentration en cellules dans les réacteurs. Les principales limitations aux processus de fermentation de lactosérum ont toujours été liées au transport et au stockage d'importants volumes de lactosérum, mais l'utilisation de méthodes d'ultrafiltration et d'osmose inverse ont permis en partie de remédier à ces limitations [174]. [START_REF] Abdel-Rahman | Recent advances in lactic acid production by microbial fermentation processes[END_REF].

Il demeure que les rendements maximaux de fermentation lactique ne peuvent être atteints sans addition de nutriments au lactosérum du fait des exigences particulières des bactéries lactiques en divers nutriments, incluant acides aminés, peptides, vitamines [START_REF] Abedi | Lactic acid production-producing microorganisms and substrates sources-state of art[END_REF]132]. Ces nutriments sont le plus souvent apportés par des extraits de levure [START_REF] Abedi | Lactic acid production-producing microorganisms and substrates sources-state of art[END_REF]174] et couplés à un système de contrôle du pH pour demeurer dans les conditions optimales de production d'acide par les bactéries lactiques [START_REF] Abedi | Lactic acid production-producing microorganisms and substrates sources-state of art[END_REF].

Des processus de fermentation alcoolique ont également été mis au point, puisque le lactosérum est un milieu favorable au développement des levures avec un pH compris entre 4 et 7, contenant de l'azote, du phosphore et des carbohydrates tel le lactose (C12H22O11).

Cette fermentation, réalisée par des levures, a un rendement théorique de 0,538 géthanol/gsucre [175]. La principale espèce de levure étudiée pour sa capacité à convertir du lactose en éthanol est Kluyveromyces marxianus [175][176][177], qui a la particularité d'être capable de métaboliser le lactose et le galactose via la présence de lactose perméase et βgalactosidase [START_REF] Guimarães | Fermentation of lactose to bioethanol by yeasts as part of integrated solutions for the valorisation of cheese whey[END_REF].

Selon les études, la fermentation alcoolique de lactosérum par Kluyveromyces marxianus atteint des rendements expérimentaux entre 0,35 et 0,54 géthanol/gsucre [START_REF] Guimarães | Fermentation of lactose to bioethanol by yeasts as part of integrated solutions for the valorisation of cheese whey[END_REF]176,177], ce qui correspond au rendement théorique de la réaction [175].

A l'instar de nombreux substrats riches en carbohydrates issus de l'industrie agroalimentaire [178], le lactosérum est aussi utilisé dans des processus fermentatifs permettant la production des biogaz CH4 et H2 selon le processus de fermentation sombre (Figure 17) opéré en conditions mésophiles à partir de microorganismes hétérotrophes anaérobie stricte ou facultative [179].

e. Autres effluents agro-industriels fermentescibles

D'autres effluents agro-industriels pourraient être envisagés comme effluent fermentescible pour la génération d'une solution acide.

Certains coproduits issus de l'industrie sucrière telles les mélasses contiennent majoritairement du saccharose [182,183]. D'autre produits tels que les drèches de brasserie (résidus solides issu de la fermentation alcoolique de céréales tels l'orge, le blé ou le maïs) contiennent du glucose et du xylose [184,185]. Il existe également certains co-produits telle l'eau issue de la transformation du manioc qui contient des quantités non négligeables de glucose [START_REF] Viani | Crystal chemistry of cement-asbestos[END_REF]3 g.L -1 ), fructose [START_REF] Race | Simultaneous treatment of agro-food and asbestos-cement waste by the combination of dark fermentation and hydrothermal processes[END_REF](5)[START_REF] Viani | Crystal chemistry of cement-asbestos[END_REF][START_REF] Balducci | Process for treating an asbestos containing material[END_REF][START_REF] Lenglet | L'affaire de l'amiante[END_REF][START_REF] Virta | Asbestos: Geology, mineralogy, mining, and uses[END_REF][START_REF] Paolini | Asbestos treatment technologies[END_REF][START_REF] Sprynskyy | Structural features of natural and acids modified chrysotile nanotubes[END_REF][START_REF] Klein | The 23rd edition of the manual of mineral science[END_REF][START_REF] Kusiorowski | Thermal decomposition of different types of asbestos[END_REF][START_REF] Kusiorowski | Thermal decomposition of asbestos-containing materials[END_REF][START_REF] Virta | Asbestos: Geology, mineralogy, mining, and uses[END_REF] g.L -1 ) ou de saccharose (18,7-22,0 g.L -1 ) [186, 187].

III. Altération des matériaux cimentaires par des acides organiques

Contexte d'exposition aux acides organiques

Les ciments sont des matériaux composites alcalins, par conséquent vulnérables aux conditions acides. Concernant la problématique de la durabilité des bâtiments en béton soumis aux acides organiques, certains contextes sont plus propices que d'autres concernant la mise en contact entre un béton et des effluents contenant des acides organiques, plus particulièrement dans le cas des effluents agricoles et agro-alimentaires [188,189], correspondant aux contextes où les concentrations en acides organiques les plus importantes. Mais les acides organiques peuvent également endommager les édifices dans d'autres conditions, que ce soit à partir d'eaux libres [190], de la formation de biofilms bactériens en surface des bétons [191], de l'acidité des sols [192] ou d'autres cas d'exposition à du matériel organique [193,194].

Les installations de biogaz sont particulièrement exposées à ces problèmes de durabilité car les digesteurs sont le plus souvent en béton. Lors de la production de biogaz par digestion anaérobie (Figure 18), plusieurs substances agressives pour le ciment sont produites, notamment des acides gras volatils (AGV) tels que l'acide lactique ou acétique [195][196][197]. Ces conditions causent d'importants dommages à ces installations [198]. Un autre point important concerne la préservation de l'intégrité des revêtements bitumineux dans les installations de stockage de déchets nucléaires de faible et moyenne activité [199,200], dont le rôle est de contenir les radionucléides [201]. Les répercussions de l'activité microbiologique peuvent avoir un impact significatif sur la cinétique de détérioration des matériaux cimentaires et sur la durabilité de ces structures. L'activité des microorganismes chimioorganotrophes, bactériens [202] ou fongiques [194], génère diverses substances incluant des acides, menaçant la stabilité des ouvrages cimentaires. Ces organismes sont susceptibles de produire des acides par biodégradation de la cellulose [203,204]. L'alcalinité du milieu, l'eau libre et la présence de H2, produit par radiolyse, comme source d'énergie, offrent également des conditions favorables au développement de certains microorganismes [205].

Bien qu'il ait été prouvé que les matériaux cimentaires sont vulnérables aux acides organiques [189,206], ils ont été beaucoup moins étudiés que les acides minéraux, le plus important et le plus étudié étant sans aucun doute l'acide sulfurique [207,208]. L'altération du ciment par divers acides organiques a été étudiée, comme les acides acétique [188,[209][210][211][212][213], lactique [START_REF] Dyer | Influence of cement type on resistance to organic acids[END_REF]210,211], butyrique [START_REF] Montecchio | Hydrogen production dynamic during cheese whey Dark Fermentation: New insights from modelization[END_REF], citrique [START_REF] Dyer | Influence of cement type on resistance to organic acids[END_REF]188], tartrique [START_REF] Dyer | Influence of cement type on resistance to organic acids[END_REF]188] ou oxalique [188].

Une part importante des travaux concernant les interactions entre les acides organiques et les structures cimentaires a porté sur l'exposition du béton aux effluents agro-industriels. Le lisier, par exemple, contient divers acides organiques, dont les acides acétique, propionique et isovalérique [START_REF] Bertron | Attack of cement pastes exposed to organic acids in manure[END_REF][214][215][216]. Il s'agit d'un environnement très agressif pour les structures agricoles en béton, malgré leur faible acidité (pH 5,5-7,5 [60, 106]; 7,4-8,2 [214, 215]) due à la présence de nitrates (0,5-1,2 g.L -1 ) [215]. On peut également citer les effluents d'ensilage [217,218], contenant des acides lactique, acétique, propionique, isobutyrique et isovalérique [219] ou le lactosérum [188,220], contenant principalement de l'acide lactique, avec un pH compris entre 3,8 et 6,5 [160].

Dans la mesure où divers micro-organismes sont capables de produire des acides organiques, l'altération du ciment due à l'activité biologique est également étudiée. De nombreuses espèces fongiques, comme Fusarium [221] ou Aspergillus niger [194,222] sont connues pour endommager le béton par la production d'acides organiques. Les espèces fongiques exploitent la capacité des acides organiques à former des complexes forts avec les métaux pour extraire des substances nutritives [193], ce qui entraîne une détérioration accrue par la formation de complexes avec l'aluminium ou le fer, qui sont pourtant moins vulnérables à l'acidolyse.

Les lichens sont réputés pour être des organismes symbiotiques responsables de la dégradation biologique des ciments [223,224], en particulier par le biais de la production d'acide oxalique [225,226], qui a la capacité de former de puissants complexes oxalatealuminium [START_REF] Dyer | Influence of cement type on resistance to organic acids[END_REF]188,204,[209][210][211][212][213].

Etudes réalisées sur la dégradation des ciments par des acides organiques

Si la vulnérabilité des matériaux cimentaires aux acides organiques n'est plus à démontrer [189,206], ceux-ci ont été nettement moins étudiés que l'ont été les acides minéraux d'origine biogénique, qui sont des acides forts responsables de dommages importants sur des ouvrages cimentaires, le plus important et le plus étudié étant sans aucun doute l'acide sulfurique [207,208].

Diverses études se sont attachées à décrire la dégradation de matériaux cimentaires au contact d'acides organiques, notamment dans des contextes d'effluents issus de l'activité agro-industrielle, une liste non exhaustive de ces études est présentée dans le Tableau 6.

Tableau 6 : Études réalisées sur la dégradation de matériaux cimentaires soumis à des acides organiques.

Contexte d'exposition

Acides

Mécanismes de dégradation des ciments par des acides organiques a. L'Acidolyse

Le mécanisme le plus important responsable de la dégradation des matériaux cimentaires soumis à des acides organiques est l'acidolyse. S'il existe une grande variété de ciments (CEM I, CEM II, ...) [227], dont la composition et les propriétés varient selon l'application et les propriétés techniques requises, les produits résultant de l'hydratation et du durcissement du ciment sont des minéraux alcalins. Les hydrates comme la portlandite (Ca(OH)2), le C-S-H (hydrates de silicate de calcium), ou l'ettringite (Ca6Al2(SO4)3(OH)12 L'amiante-ciment est un matériau composite qui contient des fibres d'amiante (le plus souvent des fibres de chrysotile). Ces ciments ont une composition plutôt inhabituelle, contenant principalement de la calcite, du chrysotile et de la silice amorphe [START_REF] Viani | Crystal chemistry of cement-asbestos[END_REF].

Ces espèces minérales caractéristiques des matrices cimentaires sont stables dans des conditions alcalines. Dès qu'un ciment est exposé à une solution aqueuse dont le pH est inférieur au pH de stabilité de ses constituants, un déséquilibre survient entre le solide alcalin et la solution. Les protons de la solution acide pénètrent dans la matrice cimentaire par la porosité du matériau, ce qui entraîne une dissolution progressive des produits d'hydratation (équations 5 à 9) [230].

Équation pour la dissolution de la Portlandite par un acide HA (HA étant un monoacide avec un anion A -) :

Ca(OH)2 + 2 HA → Ca 2+ + 2 H2O + 2 A - (5)
Dissolution de la calcite par un acide HA :

CaCO3 + HA → Ca 2+ + HCO3 -+ A - (9)
La portlandite, l'alite et la belite sont donc les premiers minéraux à entrer en déséquilibre lorsque le pH est inférieur à une valeur de 12,5-13 [228]. Lors de la dissolution des minéraux alcalins du ciment, des ions calcium sont libérés et la porosité de la couche altérée augmente. Cette couche altérée à forte porosité est formée par une combinaison de phénomènes de diffusion, de dissolution et de reprécipitation [230]. La Figure 19 La porosité initiale aurait un impact sur la progression de la couche d'altération [230], mais son influence varie en fonction de la composition du matériau. A titre d'exemple, la fumée de silice utilisée dans les mixtures cimentaires réduit à la fois l'alcalinité (et donc la réactivité) d'une matrice cimentaire et sa porosité (par réduction de la taille des pores par réaction pouzzolanique) [231], ce qui augmente sa résistance aux conditions acides [230,232]. Il a cependant été observé qu'un ajout supérieur à 10% de fumée de silice accroît la profondeur de carbonatation du matériau [233].

Il existe une particularité dans le cas de l'altération par les acides organiques par rapport aux acides forts minéraux, dont la dissociation est totale en milieu aqueux. La dissociation partielle des acides organiques permet d'avoir un effet tampon sur le pH de la solution d'altération vis-à-vis de la neutralisation des protons au contact des anions libérés lors de la dissolution des minéraux cimentaires. Les molécules non dissociées de la solution acide et des solutions de pores entretiennent alors l'agressivité de la solution vis-à-vis de la matrice alcaline en se dissociant lorsque les protons sont neutralisés [230,234,235].

b. Solubilité des sels et phénomène de croissance expansive

Une autre particularité des acides organiques à prendre en compte concerne leur solubilité en milieu aqueux et leur forte capacité de transport, ce qui en fait un des acteurs majeurs de l'altération des minéraux des sols et de la rhizosphère [236,237]. Outre la solubilité des acides affectant leur mobilité, la solubilité des sels de calcium (Tableau 8) impacte l'évolution de la couche d'altération en surface des ciments soumis à une altération par des acides organiques.

La formation de sel de calcium est liée à la nature de l'acide impliqué. Certains acides organiques forment des complexes solubles avec le calcium, comme par exemple l'acétate ou le formiate de calcium (Tableau 8), ce qui se traduit par une forte probabilité à rester sous forme dissoute. Une solubilité élevée favorise le transport des éléments lixiviés et provoque une augmentation de la porosité de la couche altérée et une avancée du front d'altération. Ce scénario où aucun sel insoluble ne précipite correspond à la Figure 20a. À contrario, certains autres acides organiques forment des complexes peu solubles tels que le citrate de calcium ou l'oxalate de calcium (Tableau 8).

Deux scénarios sont alors possibles :

-Si les sels formés ont un volume molaire proche ou inférieur à celui des hydrates de calcium du ciment, auquel cas la précipitation des sels réduit la porosité de la couche altérée et agit comme une couche protectrice vis-à-vis du ciment non altéré, comme par exemple l'oxalate de calcium et le tartrate de calcium [188]. Ce scénario est représenté sur la Figure 20c.

-Si le volume molaire des sels résultants est supérieur au volume molaire des hydrates de calcium dissous, un phénomène de croissance expansive se produit [START_REF] Dyer | Influence of cement type on resistance to organic acids[END_REF]238]. Ce phénomène de croissance expansive des produits de réaction est un mécanisme physique de l'altération du ciment qui se produit lorsque des sels peu solubles, comme le citrate de calcium [START_REF] Lenglet | L'affaire de l'amiante[END_REF], précipitent au-delà de la porosité primaire ou secondaire de la couche altérée. Ce phénomène engendre une pression interne et provoque la formation de fissures et un écaillage du ciment, ce qui permet au front d'altération de progresser. Ce phénomène n'est pas spécifique aux acides organiques et est bien connu dans l'attaque des ciments par les acides inorganiques.

La croissance expansive la plus fréquente résulte de la dissolution des matériaux cimentaires par l'acide sulfurique, conduisant à la formation de gypse ou d'ettringite [207,208,228]. Ce scénario correspond au cheminement de la Figure 20b.

c. Complexolyse

La complexolyse est le deuxième mécanisme chimique impliqué dans la dégradation du ciment par les acides organiques [START_REF] Dyer | Influence of cement type on resistance to organic acids[END_REF]204,235]. Ce mécanisme correspond à la complexation des métaux par des molécules organiques. La complexation consiste en la chélation des cations métalliques (Ca 2+ , Mg 2+ , Fe 3+ , Al 3+ ...) par des agents chélateurs (anions) ce qui cause la formation de complexes stables par liaison ionique (équation 10).

M m+ •xH2O(aq) + nL -(aq) ⇋ MLn (m+ n-) (aq) + xH2O (10)
M m+ : cation métallique ; L -: anion chélateur ; MLn (m+ n-) : complexe formé Du point de vue de la thermodynamique, cette réaction repose sur l'affinité d'un métal pour un chélateur plutôt que pour une ou plusieurs molécules d'eau. Le complexe se forme si l'énergie de liaison entre l'agent chélateur (L) et le métal (M) est plus forte que l'énergie de liaison entre le métal et une ou plusieurs molécules d'eau [239].

Dans le cadre de la lixiviation du ciment par des acides organiques, la complexolyse n'apparaît pas comme étant le principal mécanisme de l'altération des ciments par une solution acide, pour lesquelles l'acidolyse est le principal mécanisme de lixiviation [208,235]. Cependant, lors d'une attaque par des acides organiques, la complexolyse est plus significative que lors d'une attaque par des acides inorganiques car elle affecte la stabilité des aluminosilicates [204].

La formation de complexes avec le fer et l'aluminium dans la couche altérée et la solution de pore compromet la stabilité de la couche d'altération [230], diminuant de ce fait sa capacité protectrice vis-à-vis du ciment interne [206]. La formation de complexes organométalliques et leur solubilité augmentent en conséquence l'effet de l'acidolyse sur les matériaux cimentaires, entraînant un accroissement de la vitesse d'altération [193].

La complexolyse doit être considérée comme un mécanisme non négligeable de la biodégradation des ciments, avec l'acidolyse [194,240]. Les organismes bactériens et fongiques chimioorganotrophes en contact avec des matériaux alcalins sécrètent des substances corrosives, parmi lesquelles des acides organiques, qui ont de fortes propriétés chélatrices sur certains métaux comme le fer ou l'aluminium [236], et dont la production vise à mobiliser les nutriments nécessaires à leurs organismes [194,237,240,241].

La formation de complexes dépend cependant des métaux et des acides organiques présents. Pour l'acide acétique, l'acétate (CH3COO -) ne forme que des complexes faibles avec l'aluminium et le fer [242], mais forme des complexes forts avec les lanthanides (Sm, Eu), ainsi que tous les acides éthanoïques [243,244]. Puisque ces éléments ne sont pas présents dans la composition des ciments, la complexolyse n'est pas un mécanisme significatif dans la lixiviation du ciment par l'acide acétique. De même, la complexolyse ne semble pas être un mécanisme majeur de la lixiviation du ciment par l'acide lactique, puisque le lactate (CH3CHOHCOO -) ne forme que des complexes faibles avec les métaux alcalins (Na, K, Mg, Ca), les métaux de transition (Mn, Fe) [244] et l'aluminium [242]. En revanche, en présence d'acide citrique, la complexolyse s'avère beaucoup plus importante, puisque les citrates forment des complexes forts avec de nombreux cations métalliques (Ca, Fe, Al, Ni) [START_REF] Dyer | Influence of cement type on resistance to organic acids[END_REF]194,242,245]. D'autres acides ont été rapportés comme ayant une propension à former des complexes avec des cations métalliques, incluant le fer et l'aluminium, tels que l'acide oxalique [START_REF] Dyer | Influence of cement type on resistance to organic acids[END_REF]193,194,242] ou l'acide glyoxylique [193,246].

IV. Modélisation géochimique

Introduction

Le rôle d'un modèle est d'offrir une approche simplifiée d'un système complexe, ce en vue de diverses applications. En géochimie, la modélisation découle de la nécessité de décrire des systèmes naturels complexes et de pouvoir prédire leur évolution dans le temps [247,248].

Les modèles géochimiques sont basés sur des équations d'équilibre et de transfert de masse entre les différents composants du système (spéciation des espèces chimiques, échanges ioniques, dégazage/solubilisation, dissolution/précipitation, réactions de mélange, …).

Caractéristiques d'un système aqueux et équilibres géochimiques

La réactivité d'un système dépend de divers paramètres comprenant sa composition, sa température et la répartition entre les phases liquides-solides-gaz.

Les premiers principes thermodynamiques à appréhender pour représenter un système géochimique sont les notions d'enthalpies et d'entropie, correspondant à l'énergie interne du système et à une mesure de l'ordre/désordre du système [247].

Tout système naturel tend à évoluer vers un état d'équilibre, correspondant aux conditions les plus stables où l'énergie libre du système, appelée aussi enthalpie libre ou énergie de Gibbs, tend vers zéro.

L'énergie de Gibbs, notée ΔG 0 pour une réaction aA + bB = cC + dD correspond à l'amplitude maximale de la variation d'énergie que le système peut supporter, et est déterminée à partir de l'équation [START_REF] Sprynskyy | Structural features of natural and acids modified chrysotile nanotubes[END_REF], fonction de l'activité des espèces chimiques A, B, C et D. [START_REF] Sprynskyy | Structural features of natural and acids modified chrysotile nanotubes[END_REF] Dans cette équation, R est la constante des gaz parfaits (8,3145 J.mol -1 .K -1 ) et T correspond à la température du système exprimée en degrés Kelvin.

𝛥𝐺 0 = -𝑅𝑇 ln [𝐶] 𝑐 [𝐷] 𝑑 [𝐴] 𝑎 [𝐵] 𝑏 (
Un paramètre définit l'équilibre d'une réaction, appelée constante d'équilibre d'une réaction et notée K, elle est définie comme fonction de l'activité des produits divisée par l'activité des réactifs, selon l'équation [START_REF] Klein | The 23rd edition of the manual of mineral science[END_REF].

𝐾 𝑒𝑞 = [𝐶] 𝑐 [𝐷] 𝑑 [𝐴] 𝑎 [𝐵] 𝑏 (12)
Ainsi, on se rend compte que l'énergie libre de Gibbs d'une réaction est fonction de la constante d'équilibre de celle-ci, comme exprimé dans l'équation [START_REF] Kusiorowski | Thermal decomposition of different types of asbestos[END_REF].

𝛥𝐺 0 = -𝑅𝑇 ln 𝐾 𝑒𝑞 [START_REF] Kusiorowski | Thermal decomposition of different types of asbestos[END_REF] Un paramètre important des systèmes aqueux correspond à l'activité des ions hydrogène, correspondant à l'acidité d'une solution. Celle-ci est exprimée par la valeur du pH, déterminé à partir de l'équation [START_REF] Kusiorowski | Thermal decomposition of asbestos-containing materials[END_REF].

pH = -log[𝐻 + ] (14)
Le pH est une valeur importante car l'activité des ions H + contrôle de nombreux phénomènes des systèmes naturels, incluant les réactions d'oxydo-réduction, les réactions acido-basiques, la complexation ou encore les phénomènes d'adsorption [247].

Les acides sont des espèces chimiques de formule générale AHn tels que AHn = A n-+ nH + et acidifient, c'est-à-dire apportent des ions H + au système en se dissociant. La capacité d'un acide à se dissoudre est exprimée par sa constante de dissociation KA, correspondant à la constante d'équilibre de la réaction de dissociation de l'acide, telle qu'exprimée dans l'équation [START_REF] Vicat | Recherches expérimentales sur les chaux de construction, les bétons et les mortiers ordinaires[END_REF] :

𝐾 𝐴 = [𝐻 + ] 𝑛 [𝐴 𝑛-] [𝐴𝐻 𝑛 ] (15)
La capacité d'un acide à se dissocier est souvent exprimée en fonction de son pKA, défini selon l'équation [START_REF] Aspdin | An improvement in the modes of producing artificial stone[END_REF]. Concrètement, le pKA d'un acide dont la dissociation est complète se traduira par une valeur négative, on parlera alors d'un acide fort. Dans le cas d'un acide à la dissociation partielle, comme les acides organiques, la valeur du pKA sera positive, ce qui signifie qu'une partie des ions H + ne sont pas dissociés. pKA = -log KA [START_REF] Aspdin | An improvement in the modes of producing artificial stone[END_REF] Ce phénomène de dissociation partielle pour les acides faibles est important concernant l'évolution d'un système, puisque la dissociation partielle des acides faibles a pour effet de leur octroyer un effet tampon sur le pH de la solution. Le pH d'une solution contrôlée par la présence d'un acide faible AH peut être estimée à partir de l'équation suivante :

𝑝𝐻 = -log 𝐾 𝐴 + log [𝐴 -]
[𝐴𝐻] [START_REF] Hatschek | Verfahren zur Herstellung von Kunststeinplatten aus Faserstoffen und hydraulischen Bindemitteln[END_REF] Dans le cadre du contexte des matériaux cimentaires, le contact d'une eau contenant du dioxyde de carbone avec un ciment cause le phénomène de carbonatation [250], au cours duquel la portlandite est dissoute et remplacée par de la calcite selon l'équation [START_REF] Frey | L'Eternit: l'évolution de ses procédés de fabrication[END_REF] (certaines études signalent la précipitation d'aragonite ou de vatérite, deux polymorphes du carbonate de calcium, mais la calcite est le plus souvent le produit de la réaction de carbonatation) [251].

Ca(OH)2 (portlandite) + H2CO3 → CaCO3 (calcite) + H2O [START_REF] Frey | L'Eternit: l'évolution de ses procédés de fabrication[END_REF] La portlandite n'est pas le seul minéral cimentaire à subir le processus de carbonatation, l'ettringite et le silicate de calcium hydraté (C-S-H) y sont également vulnérables [252], mais la réactivité de la portlandite en fait le principal produit d'hydratation impliqué dans la carbonatation des ciments [238].

Concrètement, le remplacement de la portlandite par de la calcite a pour effet de rééquilibrer le système CaO-CO2-H2O et à remplacer une phase minérale instable (la portlandite) par une phase stable (la calcite).

Comme indiqué précédemment, les cinétiques de dissolution et le déclenchement des réactions de dissolutions sont intimement liées à l'énergie libre (ΔG 0 ) disponible dans le système étudié, ce qui se traduit par une dissolution plus rapide et plus importante lorsque la température du système augmente. Cette observation est confirmée par l'étude de la dissolution de diverses espèces minérales telles que les aluminates ou les silicates. Toutefois, il existe une particularité dans le cas des carbonates (telle la calcite), étant donné que leur constante d'équilibre K est intimement liée à la quantité de carbone dissous, soit à la PCO2 (Figure 22) [247]. La particularité des carbonates est issue de la baisse de la solubilité dans l'eau à température croissante entre 0 et 100 °C, ce qui réduit la PCO2 dans la solution et de fait, diminuant par la même occasion la constante d'équilibre de la calcite, et de facto, diminuant la solubilité des carbonates lorsque la température augmente (Figure 23). Pour donner un ordre d'idée de la variation, Langmuir rapporte un écart de 20% de solubilité entre 10 et 25 °C [247].

Dissolution de la matrice cimentaire calcique.

Contrairement aux ciments plus classiques, les fibrociments amiantés sont essentiellement composés de calcite [START_REF] Viani | Crystal chemistry of cement-asbestos[END_REF], nous prendrons par conséquent le cas de la dissolution de la calcite pour illustrer le processus de dissolution de la matrice cimentaire.

Le pH d'équilibre de la calcite à pression et température ambiante (1 atm, 25 °C) est de 9,9 [229]. En fonction de la composition de la solution aqueuse en contact avec la calcite, elle peut se dissoudre selon trois différentes équations [253].

H + + CaCO3 = Ca 2+ + HCO3 - ( 19
) H2O + CaCO3 = Ca 2+ + HCO3 -+ OH - ( 20
) H2CO3 + CaCO3 = Ca 2+ + 2 HCO3 - (21)
L'équation [START_REF] Hardy-Hémery | Eternit et l'amiante 1922-2000: Aux sources du profit[END_REF] correspond à une dissolution occasionnée par une solution acide, l'équation [START_REF] Büchel | Industrial inorganic chemistry[END_REF] se réalise à pH élevé (> 12), et l'équation [START_REF] Sarkar | Microchemical and microstructural investigations of degradation in asbestos-cement sheet[END_REF] correspond à des conditions plus rares, entre pH 5,0 et pH 9,9, lorsque la pression partielle en CO2 est élevée (PCO2 > 0,1 bar).

En conditions acides, qui correspondent au cas d'étude le plus courant, la réaction a une constante d'équilibre Kcalcite de 10 1.847 et une G 0 de -25,325 kJ [229].

Il se trouve que la dissolution biogénique d'une matrice cimentaire (calcique ou de portlandite) ne suit pas une cinétique linéaire, et débute par une première phase de neutralisation de la surface du ciment [208]. Cette étape de dissolution précoce est fondamentalement différente du processus de dissolution plus tardif. La dissolution initiale du matériau est contrôlée par la dissolution chimique de la surface [254]. S'en suit une dissolution diffusive de la matrice, qui suit une équation linéaire en fonction de la racine du temps (équation 22).

Le suivi de la concentration en calcium est un bon indicateur de la progression de la dégradation d'une matrice cimentaire en fonction du temps, et suit une équation de la forme suivante :

tot(Ca 2+ ) = A.√t + B (22)
Toutefois, il faut remarquer que les constantes A et B de cette équation ne reposent sur aucun paramètre physico-chimique, et sont déterminées de manière purement empiriques. La constante B en particulier tend à apporter une erreur à l'équation lorsque la solution initiale ne contient pas de calcium. Wang [254] souligne que ce paramètre B n'est pas régulier entre divers essais.

Cette équation est toutefois un bon moyen d'estimer la vitesse de dissolution d'un matériau R qui peut être calculée à partir de la variation de la concentration en calcium total en fonction du temps, ainsi que de la surface spécifique de dissolution Seff, selon l'équation [START_REF] Lynch | Asbestosis bodies in sputum and lung[END_REF].

𝑅 =

Δ𝑡𝑜𝑡(𝐶𝑎 2+ ) 𝑆 𝑒𝑓𝑓 .𝛥𝑡 [START_REF] Lynch | Asbestosis bodies in sputum and lung[END_REF]

Effet de la porosité

Lorsque des matériaux cimentaires sont exposés à une solution acide ou neutre, l'eau joue à la fois le rôle de solvant et de solution de transport [238]. La solution pénètre dans la structure poreuse du matériau par un phénomène de succion capillaire, ce qui cause le transport des ions à travers le matériau et provoque des modifications importantes de la composition de la solution poreuse [230,238,255].

La progression du liquide au sein du matériau poreux peut être estimée par l'équation [START_REF] Lanza | Effects of the inhalation of asbestos dust on the lungs of asbestos workers[END_REF], où la vitesse de propagation du fluide Vw (in m.s -1 ) est exprimée en fonction de la diffusivité de l'eau DL (m 2 .s -1 ) et de la fraction du volume occupée par l'eau w (m 3 .m -3 ).

V w = -D L ∂w ∂x [START_REF] Lanza | Effects of the inhalation of asbestos dust on the lungs of asbestos workers[END_REF] A partir de cette équation, le flux de diffusion Ji (mol.m -2 .s -1 ) d'une espèce ionique i peut être approximée en fonction de ci (mol.m -3 ) la concentration de l'ion i en solution et le coefficient de diffusion de l'élément i dans l'eau ; Di (m 2 .s -1 ) suivant l'équation [START_REF] Lynch | Pulmonary asbestosis III: Carcinoma of lung in asbestosilicosis[END_REF]. [START_REF] Lynch | Pulmonary asbestosis III: Carcinoma of lung in asbestosilicosis[END_REF] La chimie de la solution et de la solution de pore engendre un gradient chimique qui a une incidence sur le transport ionique au sein du matériau cimentaire et de la couche d'altération au cours de sa formation, étant donné que la chimie du fluide change au cours des réactions de dissolution et de précipitation [230,255].

J i = -D i ∂c i ∂x
La porosité, la tortuosité et la connectivité [256] du réseau poreux des matériaux exposés à un fluide agressif a également des répercussions sur la diffusion ionique [251,255]. Le calcul du coefficient de diffusion Di de l'élément i dans l'eau tel qu'utilisé dans l'équation ( 19) peut être dérivé de l'équation [START_REF] Murray | Asbestos: a chronology of its origins and health effects[END_REF] et est fonction de la tortuosité τ, de la diffusion de l'ion i dans l'eau pure Di 0 (m 2 .s -1 ), de la porosité ϴ et du volume rempli d'eau w (m 3 .m -3 ).

D i = τ D i 0 ( w 7/3 θ 7/3 ) (26)
Cette expression prend en compte le fait que la diffusion ionique est plus faible lorsque la porosité du matériau n'est pas saturée en eau. Cette équation peut être simplifiée en Di = τ.Di 0 lorsque la porosité est saturée en eau [255]. Il convient de préciser que cette équation est utilisée par plusieurs auteurs [251], mais que d'autres ont opté pour une autre formule pour estimer le coefficient de diffusion de i ; Di = Di 0 / τ [230].

Logiciels de modélisation géochimiques

Depuis maintenant près de 40 ans, divers logiciels ont vu le jour pour modéliser l'évolution des systèmes géochimiques [247,248]

. Parmi ceux-ci figurent PHREEQC [257], MINTEQ [258], Geochemist's Workbench [259], WATEQ4F [260], CHESS [261] ou HYTEC [262].
Tous ont des domaines d'application qui leurs sont propres, et sont écrits selon divers langages informatiques.

La différence majeure entre ces modèles correspond à la façon dont sont abordées les réactions. WATEQ4F et CHESS sont ainsi des modèles de spéciation, destinés à déterminer la spéciation des éléments dans un système solide-liquide et à considérer l'équilibre de diverses phases dans le milieu [247].

De leur côté, PHREEQC, MINTEQ, Geochemist's Workbench ou HYTEC sont des modèles de transfert de masses, capables de déterminer la spéciation des éléments, mais aussi de simuler l'évolution et la modification physico-chimique d'un système [247].

Ces modèles permettent de prédire et de modéliser avec efficacité la spéciation chimique des systèmes étudiés et leur évolution, sous réserve de pouvoir renseigner diverses entrées, que ce soit à partir de données expérimentales et/ou de bases de données. Une autre limitation majeure de ces modèles est que les calculs sont effectués à l'équilibre thermodynamique et ne permettent pas de donner une prédiction exacte de l'évolution d'un système. Ils sont en revanche efficaces pour prévoir l'évolution possible du système étudié ou de mieux comprendre les processus mis en jeu [247].

Bases de données et modélisations de processus de biodégradation de matériaux cimentaires

L'une des plus anciennes études concernant la modélisation d'un processus de dégradation de ciments par un logiciel de modélisation géochimique date de la fin des années 80 [263], utilisant MINEQL/EIR, un logiciel de transfert de masse. Ce modèle ne prend pas en compte des acides organiques, mais simule la dégradation d'un ciment par une eau riche en carbonates. La modélisation fait ressortir le caractère incongruent de la dissolution d'un matériau cimentaire.

Les bases de données usuelles de modélisations géochimiques ne comportent pas ou peu de données concernant la réactivité des phases minérales usuelles des ciments, qui sont des minéralogies rares dans les milieux naturels. Il en va de même pour la réactivité des complexes d'aluminium, calcium ou magnésium formés au contact de certains acides organiques.

De Windt a réalisé plusieurs modélisations de dissolution de matériaux cimentaires soumis à une solution contenant des acides organiques [204,222,264]. Ses modèles utilisent le logiciel HYTEC, et ses études apportent de nombreuses valeurs de constantes d'équilibres pour diverses complexes organo-métalliques formés avec de l'aluminium, du calcium ou du magnésium, ainsi que pour divers minéraux cimentaires. Ses résultats expérimentaux sont comparés à des données acquises lors d'essais de biolixiviation par des solutions d'acides organiques.

La base de données de De Windt a été utilisée pour modéliser la dégradation de ciment de type I (CEM I) par une solution d'acide acétique, et permet d'illustrer l'évolution du système lors de la dégradation du ciment [265].

Ce genre d'études ont permis de créer des bases de données spécifiques aux matériaux cimentaires, telles Thermoddem [229] et Cemdata [266]. Ces bases de données sont compatibles avec PHREEQC (Thermoddem est également compatible avec Geochemist's Workbench, Cemdata avec GEMS [267]). Ces études et ces bases de données apportent de nombreuses valeurs de constantes d'équilibre, de paramètres thermodynamiques et d'équations de dissolution associées, nécessaires à l'écriture des codes de cinétique.

Suite à une utilisation abondante de l'amiante-ciment comme matériau de construction au cours du XX ème siècle, il en résulte que des quantités colossales de matériaux cimentaires amiantés (de l'ordre de 20 millions de tonnes pour le seul territoire français) font encore aujourd'hui partie du parc immobilier français, et représentent un important gisement de déchets dangereux en devenir [START_REF] Ademe | Fiche Technique[END_REF].

L'objectif du processus de biodégradation envisagé est de réduire la masse des déchets cimentaires amiantés via la dissolution de la matrice, contenant majoritairement de la calcite, représentant approximativement 50% de la masse de ces déchets [START_REF] Viani | Crystal chemistry of cement-asbestos[END_REF].

Ce processus a pour vocation de réduire la quantité de déchets à coût modéré, via l'utilisation de déchets agro-industriels fermentescibles pour générer une solution acide. Ce genre de processus pourrait en particulier être utile dans le contexte des Départements et Régions d'Outre-Mer, où le coût de gestion des déchets amiantés est exorbitant [START_REF] Fredouille | Filière amiante outre-mer -Mission d'élaboration d'une étude de faisabilité technique et économique[END_REF].

La dégradation de fibrociment doit être effectuée en milieu aqueux, ce qui a pour intérêt de limiter la dispersion des fibres d'amiante et de limiter le risque d'inhalation. La dégradation est effectuée par des acides organiques, des acides faibles qui présentent deux avantages vis-à-vis d'acides minéraux forts qui sont utilisés dans certains processus de dissolution de l'amiante. Les acides organiques ont une dangerosité moindre que les acides forts, ont la capacité de tamponner la remontée de pH occasionnée par la dissolution d'une matrice alcaline via leur dissociation partielle.

L'acide organique sélectionné pour procéder à la biodégradation de l'amiante-ciment est l'acide lactique, qui est un acide organique plus agressif que l'acide acétique [START_REF] Bertron | Attaques chimique et biologique des effluents agricoles et agroalimentaires sur les matériaux cimentaires[END_REF], et qui forme des sels de calcium solubles dans l'eau, au contraire de l'acide citrique [238].

L'acide lactique peut être produit via le processus de fermentation lactique. Les bactéries du genre Lactobacilles ont été identifiées comme des bactéries homolactiques capables de générer de l'acide lactique en conditions anaérobies mésophiles. La souche bactérienne doit pour cela être isolée, cultivée et identifiée (par galerie API et séquençage du génome).

La production d'acide lactique par le processus de fermentation lactique doit être effectué en utilisant une souche bactérienne homolactique du genre Lactobacille active entre 20 et 40 °C, capable de supporter des conditions de pH acides, entre pH 3 et 4, qui sont des conditions inhibitrices de l'activité métabolique de la plupart des espèces de lactobacilles [133].

Les conditions mésophiles (20 à 40 °C) permettent à la fois de limiter la consommation d'énergie liée au maintien de la température nécessaire au microorganisme fermentatif et de limiter les problèmes de solubilité des carbonates [247].

L'évolution et le maintien de l'activité bactérienne sont suivis en déterminant la charge bactérienne cultivable en solution, via des cultures réalisées sur gélose MRS, un milieu spécifiquement développé pour la culture des lactobacilles [132].

La fermentation lactique est un processus métabolique au cours duquel les carbohydrates du substrat sont convertis en acide lactique. La quantité d'acide lactique produite est déterminée par HPLC. La concentration en carbohydrates permet de suivre la consommation en nutriments par les bactéries.

Lors de la fermentation comme de la biodégradation, le suivi du pH est un indicateur de l'agressivité de la solution. La production d'acide lactique lors de la fermentation se traduit par une acidification de la solution, tandis que la dissolution de la matrice cimentaire alcaline a pour effet de remonter le pH de la solution. Cette remontée du pH est sensée être compensée par la production biogénique d'acide lactique. Le suivi du pH de la solution a ainsi un intérêt double : il permet dans un premier temps de constater la bonne acidification de la solution, mais également de vérifier le maintien de conditions agressives vis-à-vis du fibrociment au cours du temps.

L'efficacité de la dégradation du fibrociment peut aisément être constatée en fin d'essai par pesée, mais ne donne pas d'information sur l'évolution du système au cours du processus de biodégradation.

Le suivi des concentrations en éléments dissous au cours du temps permet de suivre le processus de dissolution du fibrociment. L'évolution de la teneur en calcium permet de suivre la dissolution de la matrice cimentaire (calcite, C3S, ettringite), tandis que l'évolution de la teneur en magnésium est un traceur souvent utilisé pour déterminer l'efficacité des processus de dissolution de l'amiante (via la libération du magnésium contenu dans la couche brucitique du chrysotile). La composition du matériau cimentaire amianté, la production d'acide lactique, la libération de cations en solution, l'évolution du pH de la solution et de la minéralogie du matériau lors de la biodégradation servent de données d'entrée pour effectuer une modélisation du processus.

La Figure 24 synthétise les grandes étapes constitutives du travail de recherche engagé.

I. Introduction

Les méthodes analytiques sélectionnées ont pour objectif de suivre l'évolution des processus de fermentation et de dégradation.

Lors du processus de fermentation lactique, destiné à générer une solution acide, il est nécessaire d'être en mesure d'avoir un suivi temporel de la microflore, de la quantité d'acide lactique produite et de la consommation des carbohydrates.

Au cours de la biodégradation de la matrice cimentaire, dont l'objectif est une réduction de la perte en masse des déchets cimentaires amiantés via la dissolution de la matrice, il n'est pas possible de peser l'échantillon immergé régulièrement, puisque les monolithes de fibrociments doivent être séchés avant chaque pesée, et que les solutions acides sont microbiologiquement actives. Il a par conséquent été choisi de suivre la progression du processus de biodégradation via un suivi du pH de la solution, et de la concentration en éléments dissous libérés lors de la biodégradation de l'amiante-ciment. Le principal élément traceur de la dissolution des phases minérales alcalines étant le calcium.

L'ensemble des méthodes analytiques présentées dans ce chapitre ont pour vocation de suivre ces deux processus au cours du temps.

II. Matériels et méthodes pour la microbiologie

Dénombrements bactériens

Réalisation d'inocula de lactobacilles

Les inocula sont réalisés à partir d'une souche isolée de lactobacilles (Lacticaseibacillus paracasei) issue d'un lactosérum naturel de la ferme de Saint Thibault des Vignes [START_REF] Guillory | The Merck Index: An Encyclopedia of Chemicals, Drugs, and Biologicals[END_REF]. Cette souche est conservée sous forme d'aliquotes de 1 mL contenant 0,20 mL d'inoculum concentré et 0,80 mL de solution de glycérol à 25% (méthode du Glycerol Stock) à -80 °C.

La préparation d'inoculum est inspirée de la méthode de préparation de Lacticaseibacillus delbrueckii de Mussatto [185]. L'aliquote est décongelé pendant 1h à température ambiante, puis 0,1 mL de cette solution est utilisé pour inoculer un volume de 40 mL de bouillon MRS (dans un tube FALCON de 50 mL) enrichi en glucose à 5 g.L -1 .

Une fois inoculés, le bouillon MRS est incubé à 30 °C pendant 24h avant que les cellules bactériennes ne soient d'être récoltées par centrifugation à l'aide d'une centrifugeuse 5804-R ©Eppendorf à 1200 g (3055 rpm) pendant 15 minutes, ce qui permet d'obtenir une quantité de bactéries équivalant à 4,0 10 10 UFC.

Cette quantité permet d'inoculer une solution de 0,5 L de solution fermentescible à hauteur de 1,0 10 8 UFC.mL -1 . La durée d'incubation de 24h a été déterminée expérimentalement à 30 °C pour correspondre à la fin de la phase de croissance exponentielle des lactobacilles (Figure 26).

Identification de la souche de lactobacilles

Les bactéries du genre Lacticaseibacillus sont un genre très varié de bactéries lactiques. Il s'agit de bactéries régulières en forme de bâtonnets, non sporulantes, catalase négatives, Gram positives [129]. Deux méthodes indépendantes ont été utilisées pour identifier la souche de bactéries isolées et utilisée pour la fermentation lactique dans le cadre de nos essais : par galerie API et par séquençage génomique.

a. Identification de la souche par galerie API

L'identification d'une souche pure de bactéries a été effectuée à l'aide d'une galerie API 50 CHL (©BioMérieux), un dispositif composé de 50 microtubes permettant l'étude de la fermentation de divers substrats par la souche isolée. Chaque tube contient un substrat différent dont la couleur change au cours de l'incubation de la galerie si le métabolisme des bactéries étudiées est capable de fermenter ce substrat.

La lecture des résultats est effectuée après 48h d'incubation à 30 °C de la galerie, et les résultats sont traités à l'aide de la base de données de l'UPBM (Union des professeurs de Physiologie Biochimie et Microbiologie) (Figure 27). La souche identifiée par le logiciel de l'UBPM est Lactobacillus paracasasei ssp. paracasei, ce qui correspond à l'ancienne appellation de l'espèce désormais nommée Lacticaseibacillus paracasei.

D'après l'étude du métabolisme de cette bactérie (Figure 27), il apparaît qu'il s'agit d'une souche de lactobacilles capable de fermenter divers carbohydrates tels : le lactose, le saccharose, le glucose, le galactose et le fructose. Il apparaît ainsi que les deux méthodes d'identification, indépendantes l'une de l'autre, identifient la souche isolée et utilisée dans le cadre des recherches de cette thèse comme appartenant à l'espèce Lacticaseibacillus paracasei.

III. Analyses chimiques

Dosage du glucose

Les concentrations en glucose sont déterminées selon une méthode enzymatique (Kit D-Glucose BioSenTec). Le dosage est effectué par absorbance à une longueur d'onde de 340 nm. Les mesures d'absorbance sont acquises sur un spectrophotomètre Perkin Elmer Lambda 35 (CSTB, Champs-sur-Marne) à λ = 340 nm avec un trajet optique de 1 cm.

a. Conditionnement des échantillons

Les échantillons sont microfiltrés à 0,22 µm puis dilués au 1:20 ème à l'aide d'eau ultrapure. Cette dilution permet de s'assurer d'obtenir une concentration en glucose comprise entre 0,05 et 0,8 g.L -1 (au regard de la concentration initiale en glucose de 15 g.L -1 au début des essais de fermentation), correspondant aux spécificités des kits tels qu'établies par le fabricant.

b. Détermination de la concentration en glucose par méthode enzymatique

La méthode utilisée est une méthode enzymatique qui repose sur la réaction enzymatique entre le glucose et les enzymes hexokinase et glucose-6-phosphate déshydrogénase conduisant à la formation de NADPH pouvant être mesurées par absorbance à 340 nm. Cette méthode a une précision de 5% et est effectuée d'après la procédure présentée dans le Tableau 10.

Le banc consiste en un volume d'eau ultrapure identique à celle utilisée pour réaliser la dilution des échantillons.

Tableau 10 : Procédure du dosage (d'après la notice de BioSenTec) La concentration en glucose est obtenue à partir des équations suivantes :

DO = [DO2 -DO1]échantillon -[DO2 -DO1]blanc (28)
Cglucose = (0,8636  DO)  [facteur de dilution] (29)

Détermination des concentrations en acide lactique par HPLC

Les concentrations en acide lactique dans le milieu lixiviant sont déterminées par analyses HPLC (High Performance Liquid Chromatography).

Les analyses ont été effectuées sur un système HPLC Dionex ICS 1100 équipé d'un détecteur Dionex UVD 34 OU et d'un passeur Dionex AS-DV (IPGP, Paris). La colonne utilisée est une colonne Xselect HSS T3 (3,5 µm, 4,6  100 mm) et la phase mobile une solution à 20 mM NaH2HPO4 pH 2,7 contenant 10 mM de CaCl2. Les mesures ont été obtenues selon une détection UV à 210 nm, un débit de 0,5 mL.min -1 et sur une durée de 13,5 minutes. Le pic de détection de l'acide lactique sur le chromatogramme se trouve vers 3,9 minutes. Les données sont exploitées à l'aide du logiciel Chromeleon 6,8.

a. Conditionnement des échantillons

Les échantillons prélevés sont systématiquement filtrés au 0,22 µm afin de retirer les bactéries du milieu ainsi que toute particule qui pourrait endommager l'appareil. Une fois filtrés, les échantillons sont dilués au 1:10 ème , ce qui permet d'obtenir une concentration inférieure à 2 g.L -1 (le signal de l'appareil saturant à partir de 5 g.L -1 ). Une fois filtrés et dilués, les échantillons sont conservés à -20 °C.

b. Étalonnage de l'HPLC

L'étalonnage de l'HPLC est réalisé à partir de solutions étalon d'acide lactique de concentrations 0,5, 1,0, 2,0 et 3,0 g.L -1 (Tableau 11). Les solutions ont été obtenues par dilution d'acide lactique (Sigma-Aldrich, L-(+)-Lactic acid, analytical standard). L'intensité des pics est exprimée en mAU (milli-arbitrary unit). Les calibrations sont obtenues à partir de l'intensité ou des surfaces sous la courbe (Figure 29). Les résultats obtenus ont montré une meilleure calibration pour les concentrations inférieures à 2 g.L -1 lorsque la calibration est effectuée à partir de l'intensité. Les échantillons nécessitent une dilution supplémentaire lorsque la concentration en acide lactique excède 5 g.L -1 , auquel cas le signal sature (aux environs de 2000 mAU). Entre 2 et 5 g.L -1 d'acide lactique, la calibration à partir de la surface obtient une meilleure précision que celle par intensité.

a. Conditionnement des échantillons

Les échantillons destinés à être analysés par ICP-OES sont filtrés au 0,22 µm pour retirer toute particule qui pourrait endommager ou contaminer l'appareil. L'ICP permet de déterminer des concentrations de l'ordre de quelques ppb à quelques ppm, les échantillons sont par conséquent dilués à l'aide d'une solution d'eau ultrapure acidifiée au HNO3 2% au 1 : 100 ème ou 1 : 200 ème selon les échantillons. Les dilutions sont réalisées par pesée sur une balance XSR105 Mettler Toledo.

b. Étalonnage de l'appareil et contrôles

Les solutions étalons sont préparées en fonction de la gamme de concentrations attendues dans les échantillons. En pratique, l'altération de ciments conduit à la libération de calcium en grande quantité, tandis que le silicium, le fer ou l'aluminium n'ont qu'une mobilité très limitée. Bien que facilement lixiviable, le magnésium est essentiellement contenu dans la couche brucitique du chrysotile (ainsi qu'en de faible proportion dans la matrice), ce qui réduit sa mobilité. Les concentrations des standards utilisés pour l'ICP-OES sont données dans le Tableau 12.

Tableau 12 : Composition des standards utilisés pour l'ICP-OES (unité : ppb). En début et en fin de série d'analyse, des standards de contrôle (QC) sont utilisés avec des concentrations de 3, 10, 47, 135, 450, 1500 et 4500 ppb.

IV. Caractérisation des fibrociments

Les fibrociments sont des matériaux composites contenant en moyenne de 5 à 20% d'amiante.

Contrairement à la plupart des matériaux cimentaires, qui contiennent le plus souvent les composants classiques d'un ciment Portland (Portlandite, Ettringite, Alite, Belite, C-S-H), les ciments amiantés produits selon le procédé Hatschek ne contiennent que peu de portlandite et présentent au contraire de hautes teneurs en calcite [START_REF] Viani | Crystal chemistry of cement-asbestos[END_REF], comme le montre le spectre DRX de la Figure 32 acquis sur une surface polie de fibrociment amianté non-altéré.

Préparation des échantillons a. Matériau

Les échantillons proviennent de plaques ondulées en amiante-ciment (Figure 33), un matériau de construction courant représentant près de la moitié des 24 millions de tonnes de matériaux cimentaires amiantés en place sur le territoire français [START_REF] Ademe | Fiche Technique[END_REF].

b. Préparation de monolithes de fibrociments

Les monolithes d'amiante-ciment destinés à subir une altération sont découpés sous hotte aspirante, avec des dimensions approximatives de 1,5  2 cm. Pour réduire les effets de surface et homogénéiser les résultats en termes de surface spécifique au cours des essais, ces monolithes sont polis sur leurs six faces manuellement, sous hotte, avec des disques au carbure de silicium diamètre P100, P240, P400, P1200, P1200/4000 et P4000. Une fois polis sur leurs six faces (Figure 34), les échantillons sont rincés à l'éthanol puis séchés dans un dessiccateur à température ambiante (30 °C) pendant 24h.

c. Préparation de poudres

Les poudres de fibrociments destinées à être analysées par DRX ou soumises à une dégradation par une solution fermentée sont préparées à partir de morceaux de fibrociments pré-broyés à la pince, de manière à obtenir des fragments d'un diamètre d'environ 10 mm. Ces granulats sont broyés au moyen de la PULVERISETTE 14 premium line FRITSCH à 5000 rpm sur un cycle de 10 minutes. Deux cycles successifs sont effectués avec des tamis de 2 mm et 0,08 mm (Figure 35). A l'issue du broyage, la poudre obtenue est récupérée au pinceau.

Analyses DRX

La diffraction des rayons X (DRX) est une technique analytique permettant l'identification des différents composants d'un matériau cristallin. L'identification des espèces cristallines du matériau repose sur l'interprétation des diagrammes de diffraction obtenus lorsque le matériau est soumis à un faisceau de rayons X. Les rayons X interagissent avec les atomes des cristaux, ce qui génère des ondes électromagnétiques. La majorité d'entre elles s'annulent par interférence, mais certaines s'additionnent selon des directions spécifiques dépendant de la maille cristalline du minéral. Ce phénomène est illustré par la loi de Bragg (équation 30), où d correspond à la distance entre les plans de diffraction, ϴ à l'angle incident, et λ à la longueur d'onde du faisceau.

2d sin(ϴ) = nλ [START_REF] Henry | Amiante: un scandale improbable: Sociologie d'un problème public[END_REF] Ces directions spécifiques de diffraction correspondent à des paramètres de maille caractéristiques des différentes espèces minérales, et sont la cause de l'apparition de pics sur le diffractogramme. Leur interprétation permet l'identification des diverses phases cristallines présentes.

Cette technique analytique a été appliquée sur les monolithes et sur les poudres du matériau. Les diffractogrammes acquis (Figure 36) sont traités à l'aide des logiciels QualX (pour le traitement du signal et l'identification les espèces cristallines) puis MAUD (permettant la quantification des espèces cristallines par la méthode de Rietveld). La surface du monolithe est analysée, puis l'échantillon est poli sur un disque au carbure de silicium P400 afin de retirer une couche de 50 à 100 µm. L'opération est répétée afin d'obtenir l'évolution de la minéralogie du matériau en fonction de la profondeur, et permet de caractériser les changements minéralogiques associés à l'altération des fibrociments.

a. Analyses des poudres

Les spectres acquis sont traités à l'aide du logiciel EVA. Les fiches PDF (Powder Diffraction File) utilisées pour les différentes phases minérales identifiées sont les suivantes ; Chrysotile -Lizardite (50-1606 et 50-1625) ; Calcite -Calcite, Magnesium (Mg0.003Ca0.97)(CO3) ; C3S -Hatrurite ; Brownmillerite ; Ettringite ; Quartz (82-0511).

Imagerie MEB et analyses EDS

La microscopie optique à balayage (MEB) est une technique qui permet une observation à haute résolution des matériaux, dont le principe repose sur l'utilisation d'une colonne optique électronique bombardant d'un faisceau à électron l'échantillon. Les interactions électronmatière génèrent divers signaux (électrons secondaires, électrons rétrodiffusés, rayonnement X, cathodo-luminescence, électrons Auger) pouvant être captés et analysés.

Dans le cadre de cette thèse, les images acquises au MEB ont été obtenues à partir des électrons rétrodiffusés, émis lors de l'impact du faisceau primaire sur l'échantillon. L'image acquise par BSE (Backscattered Electron : électrons rétrodiffusés) est en noir et blanc, et les niveaux de gris sont proportionnels à la quantité d'électrons rétrodiffusés réémis par l'échantillon, soit à la masse atomique des atomes rencontrés et à la densité de matière.

Ainsi des zones enrichies en éléments de numéro atomique élevé apparaissent plus claires en mode BSE alors qu'une zone enrichie en atomes de faible numéro atomique ou contenant moins de matière (comme une couche d'altération à porosité élevée) apparaîtra plus foncée. Ces analyses permettent d'observer la répartition élémentaire au sein d'un échantillon (Figure 37). Le système EDS (Energy Dispersive System) permet de déterminer une composition chimique approximative de l'échantillon par analyse des photons X émis lorsque les atomes bombardés par le faisceau électronique se désexcitent. L'énergie des photons X émis est caractéristique de chaque élément, et permet d'identifier les éléments présents (Figure 38) et d'effectuer des analyses qualitatives des échantillons.

a. Préparation des échantillons

Des échantillons ont été inclus sous résine au LMDC (Laboratoire Matériaux et Durabilité des Constructions, INSA Toulouse) pour réaliser des sections transversales permettant d'observer la progression de l'altération au sein du matériau. Les échantillons inclus sous résine ont été découpés puis polis sur disques de carbure de silicium au P600, P800, P1200, P1200/P4000 et P4000. Les échantillons observés et analysés au MEB sont métallisés pour rendre les surfaces conductrices, ce qui prévient les phénomènes de charge lorsque le matériau est impacté par le faisceau d'électrons, phénomène rendant impossible toute observation.

Les échantillons inclus sous résine ont été métallisés au carbone, et les surfaces d'échantillons ont été métallisées soit au carbone, soit au platine. Les échantillons suspectés de présenter une précipitation de phosphates de calcium ont été métallisés systématiquement au carbone pour prévenir les interférences entre le platine et le phosphore existant.

b. Conditions analytiques

Les observations au MEB ont été effectuées sur deux appareils ; un JEOL JSM-6380LV (INSA-LMDC, Toulouse) équipé d'un détecteur EDS Brucker XFlash 6L30 SD, et un JEOL JSM-IT700HR (CSTB, Champs-sur-Marne) équipé d'un détecteur EDS Brucker Quantax Xflash 6-30M.

Les images acquises en mode BSE sur le JSM-6380LV ont été obtenues avec une tension d'accélération de 15 kV et celles sur le JSM-IT700HR avec une tension d'accélération de 3 à 15 kV (l'appareil disposant d'un mode low-vacuum, permettant d'obtenir des images sur des échantillons non métallisés).

V. Protocoles expérimentaux

Les essais réalisés sont effectués selon deux axes majeurs correspondant à deux étapes successives :

une étape de fermentation, destinée à générer une solution acide à partir d'une solution contenant de la matière fermentescible (sucres), -une étape de biodégradation, au cours de laquelle les fibrociments sont immergés dans la solution acide occasionnant leur dissolution progressive.

L'ensemble des paramètres suivis (pH, T°, agitation, flore bactérienne, éléments dissous, acide lactique, glucose) sont schématisés dans la Figure 40.

Fermentation

L'étape de fermentation a pour objectif de produire de l'acide à partir d'une source de carbohydrates via un processus de fermentation lactique. Au cours de ce processus, les sucres contenus dans la solution sont convertis en acide lactique par les bactéries lactiques [START_REF] Abedi | Lactic acid production-producing microorganisms and substrates sources-state of art[END_REF]116].

La souche bactérienne étudiée dans le processus de fermentation lactique étudié est la souche de Lacticaseibacillus paracasei présentée dans la partie Identification d'une souche de lactobacilles.

a. Conditions expérimentales

Les essais de fermentation sont réalisés en anaérobiose partielle (les récipients contenant les solutions fermentescibles sont contenus dans des récipients fermés et scellés à la paraffine) à une température de 30 °C en conditions statiques ou avec une agitation de 200 rpm. Les essais dynamiques ont été réalisés à l'aide d'un BioRéacteur BioFlo 120 Eppendorf équipé d'une sonde pH Mettler Toledo 405-DPAS-SC et d'un agitateur orbital Heildolph Unimax 1010 équipé d'un module de chauffage Incubator 1000. Les essais statiques ont été réalisés dans des tubes FALCONE de 50 mL dans une étuve Binder B-28.

Les lactobacilles ont été utilisées pour fermenter divers milieux incluant les lactosérums directement issus d'une ferme et une poudre de lactosérum acide (Flowhey, Lactalis ingredients). La poudre de lactosérum (Tableau 13) a été réhydratée de manière à obtenir une concentration en lactose de 60 g.L -1 , correspondant à la teneur en lactose maximale référencée dans la littérature [160].

Tableau 13 : Composition de la poudre de lactosérum acide Flowhey (©Lactalis Ingredients)

Composition (%massique) Humidité (%) max 4,5 Protéines (%) min 8,0 Matière grasse (%) max 1,0 Lactose (%) min 73,0 Matières minérales /Cendres (%) max 13,0

Outre les lactosérums, des milieux expérimentaux ont été réalisés pour effectuer des essais de fermentation impliquant divers carbohydrates tels le glucose ou le saccharose. Des essais ont été réalisés avec une concentration initiale de 60 g.L -1 de saccharose ou glucose pour refléter les concentrations en lactose lors des essais effectués à partir de lactosérum. Tandis que d'autres ont été réalisés à des concentrations de 15 g.L -1 correspondant à des quantités de carbohydrates (masse molaire(glucose) = 180,156 g.mol -1 ) supérieures (1666,5‰) à celles nécessaires à la génération des quantités d'acide lactique (masse molaire (acide lactique) = 90,08 g.mol -1 ) permettant la dissolution de 10 grammes de fibrociment amianté, assimilé à 10 grammes de calcite (masse molaire(calcite) = 100,09 g.mol -1 ).

Dans certains cas, un ajout de nutriment a été fait dans des quantités similaires à celles du milieu MRS [132], correspondant à 1 g.L -1 d'extraits de levure, ou à 10 mmol.L -1 de phosphore sous la forme d'hydrogénophosphate de potassium (di-Potassium hydrogénophosphate, Rectapur).

L'inoculation des milieux se fait à partir du protocole de préparation d'inoculum décrit dans le paragraphe Réalisation d'inocula de lactobacilles. L'inoculation se fait de manière à obtenir une concentration en lactobacilles de l'ordre de 1.10 8 UFC.mL -1 . Le suivi de la microflore cultivable est effectué par dénombrement de lactobacilles sur géloses MRS (voir Matériels et méthodes I.1).

b. Paramètres suivis

Biodégradation des fibrociments a. Conditions expérimentales

Les essais de biodégradation ont été réalisés dans un premier temps selon un ratio solideliquide de 5 g.L -1 correspondant au ratio utilisé par Race & Spasiano [START_REF] Race | Simultaneous treatment of agro-food and asbestos-cement waste by the combination of dark fermentation and hydrothermal processes[END_REF]5,269]. Sur la base des résultats des primo-essais réalisés à ce ratio, l'essentiel des essais a été réalisé avec un ratio solide-liquide de 10 g.L -1 .

L'activité biologique assurant la fermentation lactique est maintenue lors de l'étape de biodégradation, permettant de maintenir des conditions acides via la production continue d'acide lactique. Pour ce faire, les conditions de fermentation (30 °C, agitation à 200 rpm) sont maintenues lors de l'étape de biodégradation. Les fibrociments ont été sciés et polis selon le protocole décrit dans la partie Matériel et méthodes IV.1.b. Les échantillons sont pesés sur la balance de précision XSR105 Mettler Toledo après 24h de séchage en dessiccateur à température ambiante (30 °C).

Avant d'insérer le monolithe de fibrociment au fond du bioréacteur (BioFlo120, Eppendorf) ou d'un récipient sur agitateur orbital (Heildolph Unimax 1010, Incubator 1000), un petit volume de liquide (1 mL) est prélevé et filtré au 0,22 µm pour réaliser un blanc chimique des échantillons ICP.

b. Paramètres suivis

Tout du long de la biodégradation, le pH est suivi et enregistré en continu par le pHmètre relié au bioréacteur BioFlo 120 Eppendorf ou mesuré de deux à quatre fois par jour à l'aide du pHmètre Hanna Instruments pH 213 pour les essais en table orbitale. Des prélèvements réguliers sont effectués pour mesurer l'évolution des concentrations en glucose (voir Matériel et méthodes III.1), en acide lactique (voir Matériels et méthodes III.2), ainsi qu'en éléments lixiviés (Ca, Mg, Al, Fe, Si) (voir Matériels et méthodes III.3).

Le suivi de la microflore cultivable est effectué par dénombrement de lactobacilles sur géloses MRS en début et en fin de biodégradation (voir Matériels et méthodes I.1) selon des facteurs de dilution au 1:10 4 , 1:10 5 et 1:10 6 .

La perte en masse est déterminée en fin d'essai par pesée après 24h de séchage au dessiccateur à 30 °C. Elle peut être estimée au cours de la biodégradation par suivi de la concentration en calcium dissous. L'évolution de la couche d'altération et de la minéralogie du fibrociment est constatée par observation MEB (voir Matériels et méthodes III.3) et par analyses DRX des fibrociments (voir Matériels et méthodes III.2)

Étude d'un processus de fermentation lactique continue I. Introduction

La fermentation lactique est un processus métabolique de dégradation des carbohydrates par des bactéries lactiques conduisant à la formation d'acide lactique (voir Étude Bibliographique II.2.c).

Ce processus est connu pour avoir de bon rendements de production d'acide lactique, de l'ordre de 74 à 99% [116], et permet de générer un acide organique formant avec le calcium des complexes de lactate de calcium, un sel de calcium à la solubilité élevée en milieu aqueux [238], et dont l'agressivité est plus importante que d'autres acides organiques formant des sels de calcium solubles, tel l'acide acétique [206].

Le brevet existant concernant la dégradation de déchets cimentaires amiantés à l'aide d'une solution de lactosérum (Brevet EP 2 428 254 B1) [START_REF] Balducci | Process for treating an asbestos containing material[END_REF] apporte très peu de renseignements concernant la génération et l'acidification du lactosérum utilisé, mentionnant toutefois l'utilisation possible de bactéries lactiques de la famille des lactobacilles ; Lacticaseibacillus casei et Lacticaseibacillus plantarum [270].

L'objectif général de la phase de fermentation d'un lactosérum est de générer et d'entretenir l'acidité d'une solution acide, conditions agressives vis-à-vis de la matrice cimentaire des fibrociments, grâce à une activité bactérienne capable de produire de l'acide lactique.

En dehors de l'utilisation de lactosérum comme milieu fermentatif, contenant comme source d'énergie et de carbone du lactose, l'objectif secondaire est de pouvoir étendre ce processus et l'utilisation d'une souche bactérienne capable d'effectuer une fermentation lactique à d'autres types d'effluents agricoles et/ou agro-industriels, tels des jus d'ensilage ou des mélasses, contenant d'autres types de carbohydrates (glucose, saccharose, …).

Au contraire du brevet EP 2 428 254 B1, l'ensemble du procédé de biodégradation envisagé, comprenant l'étape de fermentation et l'étape de biodétérioration du fibrociment, est destiné à être réalisé sans étape hydrothermale et à pression et température ambiante. La souche bactérienne permettant d'acidifier la solution doit parvenir à effectuer une fermentation dans des conditions mésophiles proches de la température ambiante (de 20 à 30 °C).

Puisque l'activité bactérienne est censée permettre de compenser la remontée du pH occasionnée par la biodétérioration d'un fibrociment, il faut que la production d'acide engendrée par la souche bactérienne dans ces conditions soit suffisamment importante pour maintenir l'acidité du milieu.

II. Fermentation naturelle d'un lactosérum fermier

Objectifs

Ces premiers essais ont eu pour objectif de déterminer la capacité fermentative naturelle d'un lactosérum contenant une microflore en lien avec des procédés de fabrication de divers produits lactés. L'impact de conditions aérobie et anaérobie sur l'évolution du pH a ainsi été évalué. En parallèle, l'évolution de la composition de la flore microbienne au cours de la fermentation anaérobie a été étudiée. D'après la littérature, la fermentation lactique est une fermentation anaérobie due à l'activité de bactéries lactiques, permettant la production d'acide lactique à partir des carbohydrates (sucres simples ou complexes) présents dans la solution fermentescible.

L'idée est également d'observer l'évolution de la microflore du lactosérum au cours de la fermentation.

Conditions expérimentales

Le lactosérum utilisé au cours de cet essai est un lactosérum acide issu de la production d'un fromage blanc, provenant de la ferme de Saint-Thibault des Vignes [START_REF] Guillory | The Merck Index: An Encyclopedia of Chemicals, Drugs, and Biologicals[END_REF]. La fermentation initiale qu'a subi le lait à l'origine de ce lactosérum a été effectuée à partir d'une culture d'organismes mésophiles (Flora Danica MSP, ©Chr. Hansen) contenant les bactéries lactiques Lactococcus lactis ssp. cremoris, Lactococcus lactis ssp. lactis biovar. diacetylactis, Lactococcus lactis ssp. lactis, Leuconostoc. Ce lactosérum acide a un pH initial de 4,45 à 20 °C.

La fermentation est réalisée dans l'agitateur orbital à 30 °C avec une agitation constante de 200 rpm. Un volume de 50 mL de lactosérum est réparti dans des récipients stériles en verre de 10 mL. A chaque étape de temps, un tube est ouvert pour mesurer son pH puis un état frais est réalisé pour observer au microscope optique l'évolution de la microflore.

Au bout de 48h de fermentation en condition anaérobie, l'un des tubes est ouvert pour observer l'évolution de la solution en condition aérobie (supposée défavorable à l'acidification, en comparaison aux conditions anaérobies du processus de fermentation lactique).

Résultats

En condition de fermentation anaérobie effectuée par les bactéries issues du lactosérum, le pH de la solution diminue tout du long des 114h de fermentation (flèche rouge Figure 41), jusqu'à atteindre un pH de 3,4 ± 0,1 en fin de fermentation.

A contrario, dès que des conditions aérobies sont instaurées (flèche verte, Figure 41) le pH de la solution remonte, passant d'une valeur de 3,8 ± 0,1 atteinte vers t=45h à une valeur de 6,8 ± 0,1 à t=114h.

La remontée du pH de la solution fermentée en condition aérobie s'accompagne d'une forte odeur d'alcool, alors que les solutions fermentées en conditions anaérobie ont habituellement une odeur assez âcre typique des lactosérums et des produits ayant subi une fermentation lactique (lactosérum, chou fermenté, saucisson, etc…). Des états frais ont été réalisés au cours de la fermentation anaérobie, et permettent de constater l'évolution de la microflore de la solution au cours du temps (Figure 42). Trois grands types de populations aux morphologies distinctes sont observées dans les états frais du lactosérum. Une population est constituée de petites bactéries coccoïdes non mobiles de 1 µm de diamètre en paires ou chaînettes, une seconde est constituée de cellules ovoïdes de plus grande taille (4 à 6 µm) avec un noyau et une vacuole visible, et la dernière est composée de bacilles en forme de bâtonnets de 3 à 5 µm.

Au début de la fermentation (Figure 42 ; T0), les coques en paires et chaînettes ainsi que les microorganismes ovoïdes de plus grande taille sont les microorganismes majoritaires de la microflore du lactosérum.

Au bout de 23h de fermentation (Figure 42 ; T1), la quantité de coques augmente alors que la population d'organismes ovoïdes de grande taille reste stable. Cette observation reste valable au bout de 45h de fermentation (Figure 42 ; T2), à cela près que la population de bactéries en forme de bâtonnets augmente significativement (elle représentait jusque-là moins de 5% des microorganismes observables).

En fin de fermentation à t=114h (Figure 42 ; T3), la population de bactéries en bâtonnets est devenue majoritaire, suivie de la population de microorganismes ovoïdes. Quelques rares coques en paire ou chaînettes restent observables, mais leur quantité est bien plus faible que celle des autres populations microbiennes.

Discussion

Le lactosérum issu de la ferme parvient à être fermenté efficacement en condition anaérobie, avec l'obtention d'une solution à pH 3,4 ± 0,1 en moins de 5 jours. La fermentation anaérobie à température ambiante (organismes mésophiles) est cohérente avec le déroulement d'une fermentation lactique (voir Étude Bibliographique II.2.c), au cours de laquelle l'activité des bactéries lactiques permet la production d'acide lactique. L'évolution de la microflore tout du long de la fermentation est cohérente avec ce processus métabolique causé, entre autres, par l'activité des bactéries du genre Lacticaseibacillus (Lactobacilles), qui sont des bactéries en forme de bâtonnets non mobiles et non sporulantes, dont la morphologie correspond aux bacilles de la troisième population observée dans les états frais (Figure 43). Leur activité cause la production d'acide lactique, et de ce fait l'acidification du milieu. Cette acidification cause une inhibition [114] de la population de coques, dont la description pourrait correspondre aux bactéries des genres Lactococcus et/ou aux Enterococcus. L'inhibition des coques due à l'acidification du milieu correspond à la chute de la population de coques observées en fin de fermentation (Figure 42 ; T3).

Figure 43 : État frais réalisé sur le lactosérum récupéré à la ferme de Saint-Thibault-des-Vignes

La morphologie des microorganismes ovoïdes avec un noyau et une vacuole visible correspond à celle de levures. Si la production d'acide inhibe le développement de nombreux microorganismes opportunistes [104,114], les levures ne sont pas inhibées par l'activité des bactéries lactiques, qui sont parfois utilisées comme starters pour amorcer des fermentations alcooliques [115,271].

Cette supposition est corroborée par la remontée du pH et l'odeur d'alcool en fin de l'essai en condition aérobie. Si l'évolution de la microflore n'a pu être constatée en fin de l'essai en condition aérobie, une augmentation de la population de levures est probable. La fermentation d'un substrat par des levures peut conduire à des conditions de fermentation alcoolique (voir Étude Bibliographique II.2.a), au cours de laquelle les carbohydrates sont convertis en éthanol par les levures [START_REF] Boulton | Yeast and biochemistry of ethanol fermentation[END_REF]272].

Le développement de levures et la production d'alcool au détriment du développement des lactobacilles et de la production d'acide lactique démontre une nécessité de maintenir des conditions anaérobies lors de la fermentation, et de limiter par tout moyen tant la présence que le développement de levures lors de l'étape de fermentation de nos substrats.

Conclusion

La fermentation lactique du lactosérum issu de la ferme est possible dans des conditions mésophiles (30 °C). Elle est causée par la population de bacilles en forme de bâtonnets, qui permet de produire de l'acide lactique en condition anaérobie. La souche de lactobacilles isolée, utilisée ultérieurement pour ensemencer les milieux de culture afin d'effectuer des fermentations lactiques, a été obtenue à partir de ces essais.

Cette souche a été ultérieurement identifiée comme appartenant à l'espèce de lactobacilles Lacticaseibacillus paracasei (voir Matériels et méthodes I.3). Le résultat qui n'apparaît pas dans ce manuscrit de thèse est que d'autres lactosérums acides provenant de la même ferme ont été récoltés à plusieurs reprises, mais que tous ne contenaient pas cette souche de lactobacilles, malgré leur origine commune (lactosérums acides issus de la même ferme, issus d'un procédé de production de fromage blanc avec un ensemencement à partir de la Flora Danica, ne contenant pas cette souche de lactobacilles). En absence de cette souche de lactobacilles, il n'est pas possible d'acidifier les solutions de lactosérums à un pH inférieur à 4,3-4,2.

Un point d'alerte ressort de ces essais, qui montrent que des conditions anaérobies doivent être maintenues si l'on ne veut pas risquer de causer une prolifération des levures au détriment des lactobacilles, causant une production d'éthanol et une remontée du pH jusqu'à une valeur proche de pH 7.

L'acide lactique produit par les lactobacilles ne permet pas d'inhiber le métabolisme des levures, qui entrent en compétition avec les lactobacilles pour la consommation de carbohydrates. Dans la mesure du possible, il est préférable d'éviter leur présence. L'utilisation d'une solution stérile est recommandée puisqu'il est plus difficile de se débarrasser des levures que des lactobacilles (leur destruction par stérilisation survient à des températures supérieures à 100 °C, alors que des températures de l'ordre de 80 °C suffisent à désactiver la souche de lactobacilles).

III. Fermentation d'un lactosérum réhydraté par la souche isolée

de Lacticaseibacillus paracasei

Objectifs

Le lactosérum est un milieu riche en divers nutriments à la composition variable, contenant du lactose (C12H22O11) mais également des protéines (de 1,4 à 33,5 g.L -1 ) et des lipides (de 0,08 à 10,58 g.L -1 ) [160].

Cette composition complexe et variable tend à causer des difficultés pour opérer une fermentation lactique efficace. Les lipides par exemple ont tendance, comme nous avons pu l'expérimenter, à coaguler au cours de la fermentation, phénomène accentué par l'agitation du milieu, et à précipiter sur le système d'agitation et à recouvrir les échantillons de fibrociments dans la subséquente phase de biodégradation d'un matériau cimentaire par une solution fermentée acide. Les caséines résiduelles du lactosérum coagulent également pour former des micelles par un phénomène de répulsion stérique [156].

Dans une optique de réduction des coûts du procédé de fermentation, et limiter l'utilisation des composés valorisés pour l'alimentation humaine, telles les protéines du lactosérum connues pour être des probiotiques à haute valeur ajoutée [170,171] dont le cours est supérieur à 3000 $ à la tonne en 2022, une poudre de lactosérum déprotéiné a été utilisée, les protéines du lait n'entrant de toute façon pas en compte dans le processus de fermentation lactique.

Ce genre de produit reconditionné présente deux avantages. Tout d'abord il a l'intérêt d'être stérile, au contraire du lactosérum naturel à la microflore complexe et variable, contenant diverses bactéries lactiques (Lactobacilles, Lactocoques, Streptocoques, Entérocoques…) [273], mais également des levures dont on a vu que la présence est défavorable à la fermentation lactique. Le second avantage est que la poudre de lactosérum permet de partir d'un sous-produit reconditionné à la composition normalisée, et de ce fait permet de standardiser le procédé étudié.

Conditions expérimentales

Les fermentations par la souche de Lacticaseibacillus paracasei ont été réalisées conjointement à partir de solutions de lactosérum microfiltrées à 0,22 µm, utilisée comme témoin, et à partir d'une solution réhydratée de poudre de lactosérum Flowhey de chez Lactalis (voir Matériels et méthodes V), de manière à obtenir une concentration en lactose de 60 g.L -1 correspondant aux concentrations maximales en lactose telles que décrites dans la littérature [160].

Les essais de fermentation de solutions microfiltrées ont été réalisés en conditions mésophiles à 30 °C (LS_30°C) et 37 °C (LS_37°C) dans un agitateur orbital avec une agitation de 200 rpm, tandis que l'essai de fermentation de la solution réhydratée a été réalisée à 30 °C dans le bioréacteur BioFLo120 à 30 °C avec une agitation de 200 rpm.

Les solutions ont été inoculées avec la souche isolée de Lacticaseibacillus paracasei de manière à obtenir une concentration de 10 8 UFC.mL -1 . Le pH des solutions de lactosérum microfiltrées a été suivi régulièrement au pHmètre, et le pH de la solution réhydratée a été suivi en continu dans le bioréacteur. En complément la concentration en acide lactique a été déterminée à l'issue de la période de fermentation (48h).

Résultats

Les solutions fermentées par la souche de lactobacilles à 30 et 37 °C ont été acidifiées de manière à obtenir une solution de pH inférieur à 4,0 sur une durée de 48h (Figure 44).

Figure 44 : Évolution du pH des solutions de lactosérum microfiltrée lors des fermentations à 30 °C (LS_30°C) et 37 °C (LS_37°C), ainsi que de la poudre de lactosérum réhydratée à 30 °C (LS_pwd).

La solution de lactosérum microfiltrée a un pH initial 4,5 ± 0,1, qui descend en 48h jusqu'à une valeur de 4,0 ± 0,1 à 30 °C, et jusqu'à une valeur de 3,9 ± 0,1 à 37 °C.

La solution issue de la poudre de lactosérum réhydraté a elle aussi un pH initial de 4,5 ± 0,1, et son pH diminue au cours des 45h30 de fermentation jusqu'à atteindre un pH final de 3,6 ± 0,1.

A l'issue des 48h de fermentation, les concentrations en acide lactique des solutions de lactosérum microfiltrées ont été déterminées par HPLC. La solution LS_30°C contient 3,0 ± 0,2 g.L -1 et la solution LS_37°C contient 5,9 ± 1,0 g.L -1 .

Discussion

Les essais réalisés à partir d'un lactosérum microfiltré (LS_30°C et LS_37°C) montrent que, sur la base des mesures ponctuelles du pH de la solution, l'acidification est légèrement plus importante à 37 °C qu'à 30 °C, avec une production d'acide lactique deux fois plus importante à 37 °C qu'à 30 °C. La souche de Lacticaseibacillus paracasei parvient toutefois à acidifier la solution sur 48h à 30 °C, température plus proche de la température ambiante, et nécessitant d'apporter moins d'énergie au système que la température de 37 °C.

La poudre de lactosérum réhydratée s'acidifie plus rapidement que le lactosérum microfiltré, atteignant en 24h une valeur de pH comparable à celle de la solution microfiltrée fermentées pendant 48h. Cette fermentation réalisée à 30 °C démontre que cette température n'empêche pas le procédé de fermentation lactique d'être réalisé par la bactérie mésophile Lacticaseibacillus paracasei.

Conclusion

La souche de Lacticaseibacillus paracasei isolée permet d'acidifier les lactosérums par fermentation lactique à une température de 30 °C. Il apparaît que la fermentation est plus efficace à 37 °C qu'à 30 °C, avec une production d'acide lactique deux fois plus importante à 37 °C qu'à 30 °C.

Toutefois, la solution issue d'un lactosérum réhydraté fermente et s'acidifie plus rapidement que la solution de lactosérum microfiltrée. La température de 30 °C n'empêchant pas l'acidification de se réaliser sur de courtes durées, de l'ordre de 24 à 48h, elle a été préférée à 37 °C. Ce choix a été effectué dans l'optique de réduction des coûts étant donné qu'une température de 37 °C nécessite de chauffer la solution. La température de 30 °C est plus proche de la température ambiante, ce qui est d'autant plus vrai dans le cas du climat tropical retrouvé dans les DROMs (Départements et Régions d'Outre-Mer), confrontés à l'absence de sites d'enfouissements des déchets amiantés.

IV.Capacité de fermentation de la souche isolée en fonction de la nature des carbohydrates

Objectifs

Puisqu'il a été démontré que la souche de Lacticaseibacillus paracasei isolée et utilisée pour inoculer les milieux de fermentation permet d'initier une fermentation lactique, et de ce fait, une acidification efficace d'un milieu riche en lactose tel que les lactosérums. La question s'est posée sur l'efficacité de cette bactérie à opérer une fermentation d'autres types de déchets agro-industriels contenant d'autres types de carbohydrates.

La galerie API utilisée lors de l'identification de la souche sélectionnée et isolée pour inoculer nos milieux a indiqué que cette souche était capable de métaboliser divers sucres autres que le lactose, incluant le galactose, le glucose, le fructose, le saccharose ou encore le maltose.

L'objectif est cette fois de vérifier que la souche utilisée permet de générer efficacement (sur des durées de quelques jours tout au plus) des solutions acides à partir de solutions contenant divers carbohydrates (dans le cas présent du glucose et du saccharose).

Conditions expérimentales

Les solutions fermentescibles utilisées pour ces essais de fermentation sont des milieux stériles d'eau MilliQ contenant chacune respectivement 60 grammes de glucose (Glu) et de saccharose (Sacc) pour obtenir des concentrations en carbohydrates similaires à la concentration en lactose d'un lactosérum. Des extraits de levure (Yeast extract granulated for microbiology, MERCK) ont été ajoutés à hauteur de 0 g.L -1 (Glu0 et Sacc0), 1 g.L -1 (Glu1 et Sacc1), 2 g.L -1 (Glu2 et Sacc2) et 5 g.L -1 (Glu5 et Sacc5).

Les solutions sont ensemencées à partir de l'inoculum de Lacticaseibacillus paracasei (voir Matériels et méthodes I.2) de manière à obtenir une concentration de l'ordre de 10 8 UFC.mL - 1 , puis mis en incubation statique dans une étuve à 30 °C.

Chaque tube est homogénéisé au vortex et échantillonné au bout de 20h (T1), 40h (T2), 45h (T3), 70h (T4) et 90h (T5). Le pH des échantillons est mesuré à l'aide d'un pHmètre, des échantillons sont prélevés à chaque échéance pour déterminer la concentration en acide lactique (HPLC), et la charge bactérienne cultivable est déterminée par dénombrement sur géloses MRS.

Résultats

Au cours des 90h de fermentation lactique, les solutions contenant du Glucose (Figure 45) et du Saccharose (Figure 46) sont acidifiées par la souche de lactobacilles utilisée, ce qui permet d'obtenir des solutions dont le pH est compris entre 3,0 ± 0,1 et 3,2 ± 0,1.

Les concentrations en acide lactique produit sont présentées dans les Figure 47 La concentration en acide lactique augmente au cours du temps de manière constante quelle que soit la source de carbohydrate, et permet d'atteindre des concentrations en acide lactique comprises entre 1,7 ± 0,1 g.L -1 (Glu0 ; Sacc 0) et 8,1 ± 0,4 g.L -1 (Sacc 5) (Tableau 14).

Tableau 14 : Concentration en acide lactique (g.L -1 ) mesurées par HPLC au cours de la fermentation des solutions contenant 60 g.L -1 de glucose (Glu) et saccharose (Sacc).

Série "Glu"

Série "Sacc" Échantillon A. lactique Échantillon

La quantité de bactéries dans les solutions de glucose et de saccharose a été suivie par dénombrements sur milieu gélosé MRS et le suivi est présenté respectivement dans les Figure 49 et la Figure 50. Dès l'inoculation, la charge bactérienne cultivable est légèrement supérieure à la quantité visée de 10 8 UFC.mL -1 (5,4 10 8 UFC.mL -1 ).

Au cours de 90 heures de fermentation, les concentrations en lactobacilles restent stables avec des valeurs supérieures à 10 8 UFC.mL -1 . Les quantités de lactobacilles les plus faibles (1,0 10 8 et 1,5 10 8 à t=90h) sont constatées pour les solutions ne contenant pas d'ajout d'extraits de levure Glu0 et Sacc0.

UFC.mL -1

Δt (h)

Glu0 Glu1 Glu2 Glu5 1,E+07

UFC.mL -1

Δt (h)

Discussion

La souche de lactobacilles sélectionnée permet d'acidifier à la fois une solution de glucose ou de saccharose sur une durée de 90h. Les résultats de fermentation indiquent que cette souche de lactobacilles consomme indifféremment le glucose et le saccharose, qui offrent ainsi de bonnes alternatives au lactose.

L'ajout d'extraits de levure a une influence sur l'évolution du pH des solutions. La diminution du pH des solutions de glucose et saccharose est la plus importante dans le cas des solutions ne contenant pas d'extraits de levure Glu0 et Sacc0, ce qui permet d'atteindre un pH de 3,0 ± 0,1 au bout de 90h de fermentation lactique.

L'ajout de 1 à 2 g.L -1 d'extraits de levure a un effet similaire sur le pH, permettant d'obtenir un pH de 3,1 ± 0,1 à l'issue des 90h de fermentation. Les pH les plus élevés mesurés à l'issue des 90h de fermentations sont mesurées pour les solutions contenant 5 g.L -1 d'extraits de levure, avec des valeurs de pH de 3,25 ± 0,10 mesurées.

Le pH mesuré n'est pas représentatif des quantités d'acide lactique produit au cours du temps par les bactéries présentes en solution. En effet, les quantités d'acide lactique produites les plus faibles sont constatées pour les solutions ne contenant pas d'extraits de levures Glu0 et Sacc0, avec une production d'acide lactique journalière de 0,47 et 0,46 g.L -1 .j -1 respectivement.

La quantité d'acide lactique produite par unité de temps est ensuite croissante lorsque la quantité d'extraits de levure ajoutée à la solution augmente, avec des productions journalières d'acide lactique de 1,29 et 1,37 g.L -1 .j -1 pour les solutions Glu1 et Sacc1 contenant 1 g.L -1 d'extraits de levure, 1,52 et 1,61 g.L -1 .j -1 pour les solutions Glu2 et Sacc2 contenant 2 g.L -1 d'extraits de levure et un maximum de 2,37 et 2,15 g.L -1 .j -1 pour les solutions Glu5 et Sacc5 contenant chacune 5 g.L -1 d'extraits de levure. Ainsi l'ajout de 1 à 2 g.L -1 d'extraits de levure permet de multiplier par 3 la quantité d'acide lactique produite par unité de temps, et l'ajout de 5 g.L -1 d'extraits de levure permet de multiplier par 5 la quantité d'acide lactique produite par unité de temps.

En plus de favoriser la production d'acide lactique, il semble que l'ajout d'extraits de levure favorise le maintien des populations de lactobacilles, puisque les quantités de lactobacilles les plus faibles constatées, comme montré dans les Figure 49 et Figure 50, correspondent aux solutions Glu0 et Sacc0. Cette affirmation n'est pas absolue, puisque les différences constatées entre les solutions contenant 0, 1, 2 et 5 g.L -1 à l'issue des 90h de fermentation représentent moins d'un Log de dénombrement.

Conclusion

La souche utilisée de Lacticaseibacillus paracasei permet de fermenter indifféremment les solutions de glucose et de saccharose à 30 °C, qui peuvent être utilisés comme sources d'énergie alternatives aux solutions contenant du lactose tel le lactosérum.

La seconde information qui ressort de ces essais est que l'ajout de nutriments sous la forme d'extraits de levure favorise la production d'acide lactique au cours du temps, permettant de multiplier par 3 la production d'acide lactique lors d'un ajout de 1 à 2 g.L -1 et par 5 lors d'un ajout de 5 g.L -1 d'extraits de levure.

V. Impact des ajouts d'azote ou de phosphore sur la fermentation

Objectifs

Il a été démontré que la production d'acide lactique par la souche de Lacticaseibacillus paracasei à 30 °C est possible en utilisant d'autres sources de carbone que le lactose, tels que le glucose et le saccharose.

Ces essais sont réalisés en utilisant une solution de glucose, le plus simple des carbohydrates, comme source de carbone. Toutefois, les essais précédents ont montré un effet de l'ajout d'extraits de levure sur la production d'acide lactique.

Pour répondre aux besoins nutritifs des lactobacilles et afin de déterminer quel(s) élément(s) ont un impact sur leurs métabolismes, le ratio Carbone/Azote/Phosphore est souvent pris en compte pour estimer la biodégradabilité de certaines molécules [274].

Par conséquent, des essais ont été réalisés en ajoutant de l'azote et du phosphore en diverses concentrations aux solutions, afin de déterminer leur impact sur le métabolisme des lactobacilles et sur le processus de fermentation lactique utilisé pour générer des solutions acides.

Conditions expérimentales

Les fermentations sont réalisées à partir de solutions contenant 60 g.L -1 de glucose auxquelles de l'azote (sous la forme de NH4NO3) et du phosphore (sous la forme de K2HPO4) ont été ajoutés aux solutions de manière à obtenir des concentrations de 1, 5 et 10 mmol.L -1 , un témoin ne contenant ni azote ni phosphore (noté Glu60.Lb) a été réalisé (Tableau 15). Tableau 15 : Composition des solutions fermentescibles des essais réalisés avec une concentration en glucose de 60 g.L -1 avec ajouts d'azote ou de phosphore.

Chaque solution est homogénéisée au vortex avant d'être échantillonnée au bout de 5, 22, 26, 46 et 52h. Le pH des échantillons est mesuré à l'aide d'un pHmètre, et charge bactérienne cultivable en suspension est déterminée par dénombrement sur gélose MRS. Des prélèvements avaient été effectués pour déterminer la concentration en acide lactique par HPLC, mais il n'a pas été possible de les analyser du fait de problèmes de conservation des échantillons.

Résultats

L'évolution du pH des solutions est présentée dans les Figure 51 et Figure 52. La solution de contrôle Glu60.Lb ne contenant que du glucose et l'inoculum de lactobacilles, atteint un pH de valeur 3,4 ± 0,1 en une durée inférieure à 5h.

Les solutions contenant de l'azote à teneur de 1 mmol.L -1 (Glu60.N1), 5 mmol.L -1 (Glu60.N5) et 10 mmol.L -1 (Glu60.N10) ont une évolution de pH en tout point similaire à celle de la solution de contrôle Glu60.Lb, atteignant un pH de 3,4 ± 0,1 sur une durée inférieure à 5h, puis diminuant progressivement jusqu'à atteindre une valeur de 3,0 ± 0,1 à l'issue des 52h de fermentation. Le constat est complètement différent pour les solutions contenant du phosphore à des concentrations de 1 mmol.L -1 (Glu60.P1), 5 mmol.L -1 (Glu60.P5) et 10 mmol.L -1 (Glu60.P10). Dans un premier temps, la présence de phosphates, qui se comportent comme des composés acides-bases, augmente le pH de la solution de 3 unités (de 5,5 à 8,5). Dans le cas de la solution Glu60.P1, la production d'acide neutralise en moins de 5h les bases de la solution, ce qui se traduit par une diminution du pH jusqu'à atteindre une valeur de 3,4 ± 0,1 identique à la solution de contrôle Glu60.Lb. Le pH des solutions Glu60.P5 et Glu60.P10 atteignent toutes deux une valeur strictement inférieure à 4 en moins de 24h.

Pour autant, le pH de la solution Glu60.P10 reste toujours supérieur à celui des autres solutions, atteignant une valeur de 3,5 ± 0,1 à l'issue de 52h de fermentation, contre 3,2 ± 0,1 pour Glu60.P5 et 2,9 ± 0,1 pour Glu60.P1.

Les dénombrements effectués sur gélose MRS sont présentés dans les Figure 53 et Figure 54. La taille de la population bactérienne cultivable dans la solution de contrôle et les solutions contenant de l'azote (Figure 53) sont de l'ordre de 10 8 UFC.mL -1 , mais diminue progressivement au cours du temps, jusqu'à atteindre des concentrations de 5 à 7 10 7 UFC.mL - 1 à l'issue des 52h de fermentation pour la solution de contrôle et les solutions Glu60.N1 et GLU60.N5, et une concentration de 2,5 10 7 UFC.mL -1 pour la solution Glu60.N10. Cette diminution de la population de lactobacilles n'est pas constatée pour les essais en présence de phosphore (Figure 54). Quelle que soit la concentration en phosphore ajoutée, la quantité de lactobacilles demeure aux alentours de 10 8 UFC.mL -1 , sans paraître amorcer la moindre décroissance. Des résultats non présentés dans ces figures indiquent que la population de lactobacilles est maintenue à une concentration comprise entre 1 et 5.10 7 UFC.mL -1 au-delà de 9 jours de fermentation.

Discussion

Le suivi du pH des solutions indique clairement que l'ajout d'azote en solution sous forme de NH4NO3 n'a aucune influence sur la cinétique et l'amplitude de la diminution du pH lors du processus de fermentation lactique à 30 °C par la souche de Lacticaseibacillus paracasei. Il n'existe aucune différence significative entre l'évolution du pH de la solution de contrôle Glu60.Lb et les solutions de la série Glu60.N (Figure 51).

De même, il apparaît que l'ajout d'azote aux solutions de glucose n'a pas d'effet sur la quantité de bactéries cultivables en solution sur une durée de 48h (Figure 53). La solution Glu60.N10 contenant 10 mmol.L -1 d'azote voit la quantité de bactéries cultivables sur milieu MRS diminuer plus rapidement que les autres (Figure 53). L'ajout d'azote sous forme de NH4NO3 aux solutions de glucose a ainsi un effet de nul à négatif vis-à-vis du processus de fermentation lactique opéré à l'aide de la souche de Lacticaseibacillus paracasei.

L'apport de phosphore à la solution a pour effet premier d'augmenter le pH de la solution. Cette remontée du pH est en revanche rapidement compensée par la production d'acide des bactéries lactiques, ce qui permet d'obtenir sur une durée inférieure à 24h un pH strictement inférieur à 4,0 quelle que soit la quantité de phosphore ajoutée à la solution de la série Glu60.P (Figure 52). L'apport de phosphore aux solutions permet également de maintenir la quantité de bactéries cultivables dans les solutions de la série Glu60.P supérieures à celle de la solution de contrôle Glu60.Lb sur une durée de 48h. L'apport en phosphore permet en outre de maintenir une population viable sur une durée plus importante (a minima 9 à 10 jours).

Conclusion

Un apport en azote n'a aucun impact positif constaté sur l'efficacité du procédé de fermentation lactique. En revanche, si l'apport en phosphore fait remonter le pH de la solution, la production d'acide occasionnée par l'activité bactérienne permet de compenser le déficit de protons H + sur une durée de 5 à 24h.

Or, certaines études menées sur d'autres souches de lactobacilles [133] indiquent que l'acidification du milieu tend à inhiber l'activité des bactéries lactiques, dont le pH optimal de croissance se trouve entre 4,5 et 6,4. Sur cette base, il peut être envisagé que l'ajout de phosphore, induise une période de quelques heures (de 5 à 24 heures) davantage favorable au développement bactérien, qui reste effectif sur une durée de 10 jours avec une charge bactérienne cultivable en solution stable.

Toutefois, s'il est possible que dans un premier temps un pH un peu plus basique (entre 5 et 8) favorise le développement et le métabolisme de la souche de Lacticaseibacillus paracasei, le maintien de la population de lactobacilles sur une longue durée (de 9 à 10 jours) en présence de phosphore à pH strictement inférieur à 3,5 démontre que le phosphore favorise le maintien de l'activité bactérienne.

VI.Conclusion

La souche de Lacticaseibacillus paracasei sélectionnée est capable de générer une solution acide à partir de lactosérum via le procédé de fermentation lactique à 30 °C. Le procédé fonctionne à la fois sur un lactosérum obtenu dans une ferme, stérilisé ou non, ou dans le cas d'un lactosérum déprotéiné commercial réhydraté. Les essais de fermentation en présence de levures (lactosérum non filtré) ont mis en évidence que ces microorganismes impactaient négativement le processus de fermentation lactique. L'utilisation de solutions stériles ou à défaut dépourvue de contamination par des levures est recommandée.

Si la souche de Lacticaseibacillus paracasei est capable d'acidifier une solution de lactosérum, elle est également capable de générer de l'acide lactique à partir de divers types de carbohydrates comprenant le lactose, le saccharose et le glucose. Elle est par conséquent capable de fermenter d'autres types d'effluents agro-industriels que le lactosérum, telles les mélasses ou les jus d'ensilage.

Si la fermentation lactique par Lacticaseibacillus paracasei est plus efficace à 37 °C qu'à 30 °C, elle permet d'acidifier un milieu contenant de 15 à 60 g.L -1 de glucose, de saccharose ou de lactose sur une durée de fermentation à 30 °C inférieure à 24 à 48h, ce qui permet de générer des solutions de pH strictement inférieur à 4,0, permettant le plus souvent d'obtenir une solution de pH compris entre 3,0 et 3,5.

Certains nutriments nécessaires à l'activité bactérienne des lactobacilles contenus dans les lactosérums peuvent être apportés par une source alternative comme de l'extrait de levure. Pour autant, le phosphore, sous la forme d'orthophosphates, est identifié comme un composé chimique favorisant l'activité de la souche de Lacticaseibacillus paracasei et la production d'acide lactique.

En présence d'orthophosphates ou d'extraits de levure, et à partir d'une concentration de carbohydrates de 15 à 60 g.L -1 , les données expérimentales ont démontré qu'il est possible de maintenir une activité bactérienne sur une durée minimale de 9 à 10 jours. L'ensemble de ces conditions a été retenu pour générer les solutions acides destinées à être utilisées au cours de l'étape de biodégradation des fibrociments amiantés.

Biodégradation de la matrice cimentaire par des solutions d'acide lactique

I. Introduction

Les fibrociments amiantés, à l'instar de l'ensemble des matériaux cimentaires, sont des matériaux alcalins vulnérables aux conditions acides (voir Étude Bibliographique III.3).

De ce fait, l'utilisation d'une solution acide bio-sourcée et dont l'acidité est entretenue par l'activité bactérienne doit permettre de dissoudre la matrice cimentaire des fibrociments amiantés et de ce fait de réduire la masse de déchets cimentaires amiantés à traiter.

Le brevet existant (Brevet EP 2 428 254 B1) [START_REF] Balducci | Process for treating an asbestos containing material[END_REF] a pour objectif de traiter le déchet via la destruction complète des fibres d'amiante, ce qui n'est possible avec une acidité modérée (pH 2 -4) qu'à haute température [275].

La dégradation des fibrociments amiantés par des solutions d'acides organiques en conditions mésophiles (20-40 °C) n'est que peu renseignée dans la littérature. Dans notre cas, la température de 30 °C est nécessaire pour maintenir l'activité bactérienne de la souche de Lacticaseibacillus paracasei, responsable de la production d'acide lactique générant les conditions acides permettant la dissolution de la matrice des fibrociments.

Les fibrociments ont une composition inhabituelle pour des ciments, mais il est reporté dans la littérature que les espèces minérales vulnérables aux conditions acides (calcite, C3S/C2S) représentent en moyenne 50% de la masse de ces matériaux [START_REF] Viani | Crystal chemistry of cement-asbestos[END_REF].

L'objectif du processus de biodétérioration étudié est de réduire autant que possible la masse des déchets cimentaires amiantés en dissolvant ces espèces minérales alcalines. Les cinétiques de dissolution, la proportion massique de matrice effectivement dissoute et la quantité de liquide nécessaire à la dissolution d'une unité de masse de matériau sont à déterminer.

Les amiantes sont réputées pour être peu vulnérables aux attaques chimiques, qui font partie des propriétés industrielles des matériaux amiantés [START_REF] Virta | Asbestos: Geology, mineralogy, mining, and uses[END_REF]. Le chrysotile, variété d'amiante la plus utilisée, se forme toutefois à partir de roches basiques à ultrabasiques, et a un pH de stabilité alcalin (9,5 à 25 °C) [258]. Leur dissolution en conditions neutres ou acides est par conséquent possible, bien que renseignée comme excessivement lente à température ambiante [START_REF] Nam | Thermochemical destruction of asbestos-containing roofing slate and the feasibility of using recycled waste sulfuric acid[END_REF][START_REF] Poggi | Method and system for neutralizing asbestos[END_REF].

La vulnérabilité des fibres d'amiante, ainsi que leur mobilité et libération lors du processus de biodétérioration étudié, restent ainsi à déterminer.

II. Dégradation de fibrociments non amiantés par une solution abiotique d'acide acétique à pH = 3

Objectifs

Les premiers essais de dégradation de fibrociments par des solutions d'acides organiques ont été réalisés sur des monolithes de fibrociments non amiantés afin de déterminer le potentiel de dissolution de la matrice cimentaire vis-à-vis d'une solution d'acide organique abiotique pour une durée d'exposition de quelques jours et pour deux ratios solides-liquides choisis sur la base de la littérature : 5 et 10 g.L -1 .

Conditions expérimentales

Les essais de dégradation ont été réalisés en agitateur orbital à 30 °C avec une agitation de 200 rpm. Les échantillons sont des monolithes de fibrociments non amiantés non polis de dimension 110,5 cm. La solution lixiviante est une solution d'acide acétique à 2,5 g.L -1 préparée par dilution à partir d'une solution d'acide acétique à 80 g.L -1 (l'agressivité de l'acide acétique, à pKa = 4,76, est plus faible que celle de l'acide lactique, à pKa = 3,86). Le pH de cette solution à 2,5 g.L -1 est de 3.0.

Les deux essais réalisés l'ont été selon deux différents ratios solide-liquide ; l'essai FC.OA3.10 a été réalisé avec un ratio solide-liquide de 10 g.L -1 sur une durée de 117h, tandis que l'essai FC.OA3.5 a été réalisé avec un ratio solide-liquide de 5 g.L -1 sur une durée de 149h (Tableau 16).

Tableau 16 : Conditions expérimentales des essais de lixiviation par une solution d'acide acétique à pH = 3.

Dénomination de l'essai

Ratio solide-liquide (g.L -1 )

Durée de l'essai (h)

FC.OA3.10 10,0 117 FC.OA3.5 5,0 149

Les échantillons de fibrociments ont été pesés en début et en fin d'essai après avoir été séchés en dessiccateur. Le pH des solutions a été mesuré régulièrement au cours des essais.

Résultats

La Figure 55 présente l'évolution du pH de la solution au cours du temps pour les deux ratios solide-liquide testés.

La dégradation des fibrociments non amiantés par les solutions d'acide acétique se traduisent par une dissolution progressive de la matrice cimentaire, ce qui occasionne une remontée du pH des solutions. Le pH initial des solutions de 3,0 ± 0,1 remonte jusqu'à une valeur supérieure à 4,0 ± 0,1 au cours des 12 premières heures de lixiviation.

Le pH de la solution de l'essai FC.OA3.10, avec un ratio solide-liquide de 10 g.L -1 , augmente jusqu'à atteindre une valeur de 6,0 ± 0,1 à l'issue des 117h d'altération, alors que la solution de l'essai FC.OA3.5 avec un ratio solide-liquide plus faible (5 g.L -1 ), a une valeur de pH qui demeure inférieure dès 20h de dégradation. Ainsi, entre 24 et 48h, la valeur du pH mesurée de la solution FC.OA3.5 est inférieure de 0,4 ± 0,1 à la valeur de pH mesurée dans la solution FC.OA3.10.

Après 149h d'altération, le pH de la solution FC.OA3.10 augmente jusqu'à atteindre une valeur de 5,1 ± 0,1.

A l'issue des 117h d'altération, l'échantillon FC.OA3.5 a subi une perte en masse de 28,25 wt%. L'échantillon de l'essai FC.OA3.10 a quant à lui subi une perte en masse de 16,00 wt% suite à 149h d'altération.

Les échantillons de fibrociments altérés apparaissent blanchis à l'issue de l'étape d'altération et des fibres sont observées en surface du matériau.

Discussion

Les solutions d'acide acétique à pH = 3 permettent d'obtenir une perte en masse de 16 à 28,25%.

La remontée du pH occasionnée lors de la libération de cations (Ca 2+ ) causée par la dissolution des composés alcalins du fibrociment (calcite, portlandite, C2S/C3S) est plus rapide pour l'essai FC.OA3.10 avec un ratio solide-liquide de 10 g.L -1 que pour l'essai FC.OA3.5 dont le ratio est de 5 g.L -1 . Ce second ratio solide-liquide est identique à celui utilisé dans le processus de dégradation de fibrociments amiantés par voie bio-hydrothermale de l'étude publiée par l'équipe de Spasiano [START_REF] Race | Simultaneous treatment of agro-food and asbestos-cement waste by the combination of dark fermentation and hydrothermal processes[END_REF]5,[START_REF] Spasiano | Dark fermentation process as pretreatment for a sustainable denaturation of asbestos containing wastes[END_REF]276].

La remontée de pH plus lente de la solution altérante de FC.OA3.5 s'accompagne d'une perte en masse de 28,25% plus importante que la perte en masse de 16,00% engendrée sur le monolithe de FC.OA3.10.

Cette différence de perte en masse ne peut être expliquée par la seule durée des deux essais (149h contre 117h), mais plutôt par la vitesse de remontée du pH. Les matériaux subissant une dissolution par un processus d'acidolyse, le pH de la solution impacte directement l'efficacité du processus de dissolution, des conditions basiques pouvant de plus conduire à des phénomènes de reprécipitation.

Conclusion

Les fibrociments non amiantés, simulant la composition et la réactivité de fibrociments amiantés, sont vulnérables aux conditions acides et subissent une perte en masse de 16 à 28% sur une durée de 5 à 6 jours.

Les essais ont été réalisés à partir d'une solution d'acide acétique, qui est un acide moins agressif vis-à-vis des matrices cimentaires que l'acide lactique. Ainsi, dans des conditions analogues (pH = 3,0 ± 0,1), une solution d'acide lactique devrait engendrer des dommages plus importants que la solution d'acide acétique.

La perte en masse de l'échantillon de fibrociment par unité de temps est majorée de 38,64% pour l'essai à 5 g.L -1 comparativement à l'essai au ratio solide-liquide de 10 g.L -1 . Le ratio solide-liquide de 5 g.L -1 , analogue à celui utilisé par Danilo Spasiano dans son procédé de dégradation bio-hydrothermale est dans un premier temps retenu pour les essais ultérieurs [START_REF] Race | Simultaneous treatment of agro-food and asbestos-cement waste by the combination of dark fermentation and hydrothermal processes[END_REF].

III. Biodégradation de fibrociments non amiantés par des

solutions abiotiques simulant l'agressivité d'un lactosérum

Objectifs

Les premiers essais ont été réalisés à partir de solutions abiotiques d'acide acétique à pH = 3,0. Toutefois, ce pH est inférieur à celui d'un lactosérum naturel dont l'acidité est attribuée à la présence d'acide lactique [START_REF] Bertron | Attaques chimique et biologique des effluents agricoles et agroalimentaires sur les matériaux cimentaires[END_REF]189]. En outre, le lactosérum contient naturellement du calcium [160].

L'approche choisie a pour vocation à déterminer si une solution contenant un mélange d'acides organiques, en l'occurrence de l'acide lactique et de l'acide acétique, à pH = 4,0 [133], permettrait d'endommager un fibrociment non amianté de manière similaire aux solutions d'acide acétique à pH = 3,0.

Il est aussi envisagé d'observer si le calcium contenu dans la solution initiale a un impact sur les mécanismes mis en jeu lors du processus de biodégradation.

Conditions expérimentales

Les essais de dégradation ont été réalisés à 30 °C sur une durée de 100h en agitateur orbital avec un ratio solide-liquide de 5 g.L -1 avec une agitation de 200 rpm. Les échantillons de fibrociment altérés lors de l'essai sont des monolithes de fibrociments non amiantés de dimension 110,5 cm. Trois essais ont été réalisés en parallèle ; Au cours de ces essais, le pH a été suivi régulièrement, les monolithes ont été pesés à sec avant et après altération, et les surfaces des échantillons ont été observées à la loupe binoculaire et au MEB.

Résultats

Le suivi de l'évolution du pH des solutions FC0, FC1 et FC2 est présenté dans la Figure 56.

Figure 56 : Evolution du pH des solutions lors des essais de lixiviation à 30 °C de fibrociments non amiantés.

Sur les 4 premières heures d'altération, le pH des solutions lixiviantes augmente jusqu'à atteindre une valeur de pH supérieure à 10,0, puis se stabilise à un pH de valeur 11,2 ± 0,2 pour FC0 et à un pH de valeur 10,5 ± 0,2 pour FC2.

Contrairement à FC0 et FC2, le pH de la solution de FC1 ne se stabilise pas, mais monte jusqu'à atteindre une valeur de 11,0 ± 0,1 entre 4 et 52h, puis voit son pH diminuer au-delà de t = 52h, jusqu'à atteindre une valeur de 8,4 ± 0,1 à l'issue des 100h de l'essai.

La perte en masse des trois échantillons est faible comparativement aux essais réalisés par les solutions à pH = 3,0. Curieusement, la perte en masse la plus importante mesurée a été obtenue pour FC0, avec une perte de 1,6 wt%. FC1 et FC2 ont tous deux subi une perte en masse de 0,9 wt% à l'issue des 100h d'altération.

Au-delà de la détermination de la perte en masse, les échantillons ont fait l'objet d'observations macro et microscopiques (Tableau 17). Les observations à l'oeil nu et à la loupe binoculaire ont révélé que les monolithes FC0, FC1 et FC2 diffèrent par leur aspect à l'issue des 100 heures de lixiviation par leurs solutions respectives.

Le monolithe FC0 reste de la même couleur sombre qu'avant son immersion dans l'eau. A sa surface, les fibres apparaissent encore incorporées à la matrice qui ne semble pas avoir subi de dommages lors de son immersion.

La surface du monolithe FC1 quant à elle apparaît légèrement grisâtre. A sa surface des fibres ont été libérées de la matrice sous l'effet de sa dissolution par la solution acide. Le monolithe FC2 est plus sombre que FC2, mais des fibres blanchâtres affleurent à la surface du matériau. Sa surface est semblable à celle de FC1, avec de nombreuses fibres libérées de la matrice. L'imagerie MEB a permis d'observer les changements opérés en surface des fibrociments lors des essais FC0 (Figure 57), FC1 (Figure 58) et FC2 (Figure 59). La surface de FC0 est représentée dans la Figure 57. Sur cette image MEB acquise en mode électrons secondaires (SEI). La surface du matériau est composée de fibres circulaires de 20 nm de diamètre et d'une matrice amorphe à granuleuse duquel ressort un signal de calcium en EDS. Sur FC0, les fibres sont incorporées à la matrice cimentaire qui n'apparaît que peu altérée. Dans l'image MEB du Tableau 17, l'aspect de la surface de FC1 diffère de celle de FC0 du fait de la présence de fibres effleurant, et de la présence de multiples petits cristaux en surface et sur les fibres du matériau.

Sur la surface de FC1, représentée sur la Figure 58, ces cristaux rhomboédriques de 30 à 70 nm sont visibles, tous sont des cristaux automorphes suivant une symétrie de type 𝑅3 ̅ c. Sous ces cristaux, la surface ressemble beaucoup à celle de FC0, composée de fibres incorporées à une matrice calcique peu altérée (Figure 58). La surface de FC2 est différente de la surface de FC0 et FC1. Sa surface ressemble à celles de FC0 et FC1 avec une matrice incorporant les fibres, mais les nombreuses fibres affleurantes sont recouvertes d'une couche de microcristaux (Tableau 17).

Les cristaux en surface des fibres de FC2 sont toutefois de bien plus petite taille (10 à 20 nm) que ceux observés à la surface de FC1 (Figure 59). Ces microcristaux recouvrant les fibres affleurant à la surface de FC2 ne sont pas de forme rhomboédrique (Figure 61). Les fibres affleurant de FC1 ont également des cristaux à leur surface, mais ceux-ci ont une morphologie et une taille identique à ceux formés à sa surface, soit des petits cristaux automorphes rhomboédriques de 30 à 70 nm (Figure 60). Les cristaux automorphes rhomboédriques présents à la surface de FC1 ont été analysés par EDS (Figure 62). Son signal correspond à un minéral contenant du calcium et de l'oxygène.

Ce spectre signature d'un carbonate de calcium combiné à une structure minérale rhomboédrique selon le système de symétrie 𝑅3 ̅ c permet d'identifier ces petits cristaux comme étant de la calcite (CaCO3).

Discussion

La remontée du pH des trois solutions FC0, FC1 et FC2 est rapide, s'opérant sur une période inférieure à 4h. Le pH des trois solutions remonte jusqu'à un pH supérieur à 10, correspondant à une valeur proche du pH d'équilibre des composants de la matrice cimentaire [207].

Ce pH est maintenu à une valeur supérieure à 10 au cours des 50 heures suivantes pour les trois solutions, avant de diminuer progressivement pour l'essai FC1, au contraire de FC0 et FC2.

La présence de microcristaux automorphes de calcite à la surface de FC1 suggère une cristallisation à l'équilibre du calcium en solution sous forme de calcite à la surface du fibrociment. Le calcium contenu dans la solution lixiviante est issu de la lixiviation du fibrociment, cependant lorsque le pH de la solution remonte jusqu'à des valeurs supérieures à 10, le pH d'équilibre de la calcite est atteint (Figure 63), ce qui conduit à une cristallisation à l'équilibre. Le caractère automorphe des cristaux de calcite ayant nucléé en surface sont indicateurs d'une croissance lente de la calcite dans des conditions à l'équilibre.

La remontée du pH au cours de la première heure (de 3,7 à 10,2) présente des conditions défavorables à la précipitation de calcite, mais témoigne d'une dégradation occasionnant la libération d'ions Ca 2+ en solution. La décroissance du pH de 11,0 à 8,4 pour la solution FC1 Ainsi, dans le cas de l'essai FC1, une partie de la perte en masse occasionnée par la dissolution précoce de la matrice cimentaire, survenue au cours de la première heure, a vraisemblablement été compensée par la reprécipitation du calcium dissous sous la forme de macrocristaux de calcite.

Au contraire de FC1, le monolithe de l'essai FC2, dont la solution a été enrichie en calcium dissous, ne présente pas de cristaux automorphes de calcite, mais seules ses fibres sont recouvertes de microcristaux xénomorphes de calcite, caractéristiques d'une cristallisation rapide du calcium contenu en solution (Figure 63).

Les microcristaux de FC2 sont majoritairement localisés à la surface des fibres (Figure 61), ce qui suggère que la calcite trouve des sites de nucléation préférentiels sur les fibres du fibrociment. Cette hypothèse est corroborée par l'abondance de macrocristaux de calcite ayant cristallisé à la surface des fibres de FC1 (Figure 60).

La recristallisation du calcium sous forme de calcite lorsque le pH dépasse une valeur de 9 explique les très faibles pertes en masse constatées pour les monolithes FC1 et FC2 à l'issue des 100h d'altération par des solutions acides à pH 4. Le calcium libéré lors de la dissolution du fibrociment par un processus d'acidolyse est remobilisé par la cristallisation de calcite lorsque le pH de la solution remonte, minimisant de ce fait la perte en masse lors du processus d'acidolyse.

Conclusion

Les essais FC1 et FC2 démontrent que des solutions d'acides organiques acides (pH 4) n'occasionnent qu'une très faible perte en masse (< 1 wt%) des matériaux cimentaires lorsque le pH de la solution n'est pas maintenu. Ces résultats démontrent la nécessité de maintenir des conditions acides lors de la biodégradation d'un matériau cimentaire.

En cas de perte de contrôle du pH et de remontée de celui-ci au-delà du pH de stabilité de la calcite à 30 °C, le calcium solubilisé par le processus d'acidolyse précipite en surface des échantillons, minimisant de ce fait la perte en masse occasionnée par le processus.

L'autre information apportée par ces essais est que les fibres sont des sites de nucléation préférentielle pour les cristaux de calcite en cas de remontée du pH. Une remontée incontrôlée du pH générerait alors à partir des fibres libérées des carbonates de calcium contenant lesdites fibres (d'amiante ou non).

IV.Biodégradation de fibrociments non amiantés par des solutions fermentées

Objectifs

S'il a été montré que des solutions d'acides organiques ont la capacité de réduire de manière significative la masse de monolithes de fibrociments, les essais réalisés en conditions abiotiques ont démontré la nécessité de maintenir l'acidité du milieu pour éviter de générer des conditions où la remontée du pH engendrerait une remobilisation du calcium dissous sous la forme de calcite, trouvant des sites de nucléation préférentiels à la surface des monolithes et des fibres affleurant en surface et rendant inefficace le processus de biodégradation avec une optique de réduction de la masse des déchets cimentaires.

L'activité biologique et le processus de fermentation lactique a pour objectif de pallier la problématique de remontée du pH occasionnée par la dissolution de la matrice cimentaire et la libération de cations dans la solution. L'utilisation de l'activité des bactéries lactiques en conditions anaérobies pour assurer une production continue d'acide lactique, permettant de maintenir des conditions acides au cours de l'étape de biodétérioration de la matrice cimentaire a ainsi été testée.

L'autre point d'intérêt à considérer avant de tester le processus sur des déchets cimentaires amiantés concerne le ratio solide-liquide lors de l'étape de biodétérioration. Le ratio solide-liquide de 5 g.L -1 , qui correspond au ratio solide-liquide retenu par l'équipe de Danilo Spasiano dans leur procédé bio-hydrothermal de dégradation de déchets cimentaires amiantés [START_REF] Race | Simultaneous treatment of agro-food and asbestos-cement waste by the combination of dark fermentation and hydrothermal processes[END_REF]5,[START_REF] Spasiano | Dark fermentation process as pretreatment for a sustainable denaturation of asbestos containing wastes[END_REF]269,276], a permis d'obtenir une dégradation de 16,00 à 28,25 wt% sur une durée de 117 à 149h lors des primo-tests (Figure 55). Augmenter ce ratio à une valeur comprise entre 10 et 20 g.L -1 permettrait de réduire les coûts de traitement. Aussi des essais ont été réalisés pour appréhender cet aspect.

Conditions expérimentales

Les essais de biodégradation destinés à confirmer la capacité de dégradation et de maintien du pH des solutions de lactosérum fermentées ont été effectués en table orbitale à 30 °C avec une agitation de 200 rpm.

Cinq essais, FC_LS3.3, FC_sept20_a, FC_sept20_b, FC_sept20_c et FC_sept20_d, ont été réalisés à partir de monolithes de fibrociments non amiantés préalablement polis (voir Matériels et méthodes III.1.b), selon un ratio solide-liquide de 5 g.L -1 .

Les solutions fermentées sont obtenues à partir d'un lactosérum naturel filtré à 0,22 µm pour s'assurer de sa stérilité, puis inoculé avec Lacticaseibacillus paracasei. Les solutions sont fermentées à 30 °C sur une durée de 48h avant d'être utilisées pour la biodégradation des monolithes de fibrociments.

A l'issue de sa fermentation, le pH mesuré de la solution utilisée pour l'essai FC_LS3.3 était de 3,3 ± 0,1, et le pH de la solution utilisée pour les essais FC_sept20_a, FC_sept20_b, FC_sept20_c et FC_sept20_d était de 3,5 ± 0,1.

Les échantillons sont séchés puis pesés en début et en fin de dégradation pour déterminer les pertes en masse (exprimée en wt%). Les surfaces des monolithes ont été observées au MEB à l'issue des 6 jours d'altération.

Cinq essais ont été réalisés pour déterminer la capacité de la fermentation à maintenir des conditions acides à divers ratios solide-liquide : 5, 10 et 20 g.L -1 . Ces essais ont été réalisés à 30 °C sur table orbitale avec une agitation de 200 rpm. Un monolithe de fibrociment poli a été soumis à une altération selon un ratio solide-liquide de 5 g.L -1 (FC_oct20_5), deux monolithes de fibrociments polis ont été soumis à une altération selon un ratio solide-liquide de 10 g.L -1 (FC_oct20_10a et FC_oct20_10b), et deux monolithes de fibrociments polis ont été soumis à une altération selon un ratio solide-liquide de 20 g.L -1 (FC_oct20_20a et FC_oct20_20b).

Les solutions fermentées sont issues d'un lactosérum en poudre réhydraté de manière à obtenir une concentration en lactose de 60 g.L -1 , puis inoculées avec Lacticaseibacillus paracasei. Les solutions sont fermentées sur une durée de 48h avant d'être utilisées pour la biodégradation des monolithes de fibrociments. A l'issue de la fermentation, le pH mesuré de la solution de lactosérum réhydraté fermenté était de 3,7 ± 0,1.

Les échantillons sont séchés puis pesés en début et en fin de dégradation pour déterminer les pertes en masse (exprimée en wt%). Les surfaces des monolithes ont été observées au MEB à l'issue d'une durée de biodétérioration de 150h.

Résultats

L'évolution du pH des solutions des cinq essais destinés à confirmer la capacité de dégradation et de maintien du pH est reporté dans la Figure 64. Le pH des solutions lors de la biodétérioration des monolithes de fibrociments remonte lors des essais sans jamais dépasser la valeur de 6,0.

La solution dont le pH remonte le moins haut est FC_LS3.3 dont le pH remonte de 3,3 ± 0,1 à 4,0 ± 0,1 à l'issue de 144,4h de biodégradation. Les solutions FC_sept20_a, FC_sept20_b et FC_sept20_d voient leur pH remonter de manière similaire et atteignent des valeurs respectives de 4,4 ± 0,1, 4,8 ± 0,1 et 4,1 ± 0,1 à l'issue des 148h de biodégradation. La solution de l'essai FC_sept20_c est celle dont le pH remonte le plus, atteignant dans un premier temps un pH de 4,7 ± 0,1 à l'issue de 125h de biodégradation, avant d'atteindre une valeur de 5,8 ± 0,1 à l'issue des 148h de biodégradation.

Les pertes en masse constatées pour les monolithes à l'issue des 6 jours d'altération (144,4 à 148h) sont reportées dans le Tableau 18.

Tableau 18 : Perte en masse des monolithes et pH final des solutionslixiviantes mesurés pour les essais réalisés selon un ratio solide-liquide de 5 g.L -1 . Ainsi, la perte en masse constatée est de 32,6 wt% pour FC_LS3.3, de 28,6 wt% pour FC_sept20_a, de 28,4 wt% pour FC_sept20_b, de 27,7 wt% pour FC_sept20_c et de 33,1 wt% pour sept20_d.

Nom

Figure 64 : Suivi du pH des solutions de lactosérum fermenté au cours des essais de biodégradation de monolithes de fibrociments non amiantés à 30 °C.

Une image MEB de la surface de FC_LS3.3 est présentée dans la Figure 66, avec, à titre de comparaison, une image de fibrociment non amianté polie n'ayant subi aucune altération en Figure 65. La surface FC_LS3.3 a subi une altération importante et n'est plus lisse. Elle a un aspect spongieux, avec des fibres qui affleurent et se libèrent de la matrice. Des analyses EDS indiquent que la couche supérieure a subi une importante décalcification, et est essentiellement composée d'un oxyde de silicium mal cristallisé. L'évolution du pH des solutions des essais destinés à déterminer la capacité de la fermentation à maintenir des conditions acides à divers ratios solide-liquide est présenté dans la Figure 67. Le pH de la solution effectuant une biodétérioration selon un ratio solide-liquide de 5 g.L - 1 est maintenu à une valeur de pH inférieure à 4,4 sur une durée de 72h avant de remonter et d'atteindre un pH final de 7,5 ± 0,1 après 150h de biodétérioration Les solutions effectuant une biodétérioration selon un ratio solide-liquide de 10 g.L -1 ont deux tendances différentes. La solution de l'essai FC_oct20_10a suit une évolution similaire à FC_oct20_5, en maintenant un pH inférieur à 4,4 au cours des premières 72h de biodétérioration, avant de remonter pendant le reste de la biodétérioration jusqu'à atteindre un pH final de 7,9 ± 0,1. Le pH de la solution de l'essai FC_oct20_10b quant à lui remonte dès l'insertion du monolithe de fibrociment, et augmente pendant les premières 96h pour atteindre un pH de 8,1 ± 0,1 qui demeure stable jusqu'à la fin de l'essai de biodétérioration. L'évolution du pH des solutions FC_oct20_20a et FC_oct20_20b à 20 g.L -1 est similaire à celle de FC_oct20_10b, avec une remontée du pH dès le début de l'essai pour atteindre une valeur de 7,1 ± 0,1 au bout de 72h de biodétérioration, puis évoluent jusqu'à atteindre une valeur de 7,6 ± 0,1 à l'issue des 150h de biodétérioration.

Les pertes en masse de chaque échantillon sont répertoriées dans le Tableau 19. La perte en masse la plus élevée est constatée pour l'échantillon FC_oct20_5 à 5 g.L -1 avec une perte en masse de 20,4 wt%, tandis que les pertes en masse les plus faibles sont pour les essais à 20 g.L -1 , avec 4,2 wt% pour FC_oct20a et 5,3 wt% pour FC_oct20b. Les essais à 10 g.L -1 suivent deux tendances différentes ; l'essai pour le pH a été maintenu plus longtemps a perdu 14,9 % de sa masse, tandis que le monolithe FC_oct20_10b perd 7,5 % de sa masse.

Tableau 19 : Perte en masse des monolithes de fibrociments non amiantés soumis à 150h de biodétérioration selon divers ratios solide/liquide (5, 10 et 20 g.L -1 ). La Figure 68 illustre l'aspect de la surface de FC_oct20_10a à l'issue de 150h de biodétérioration. Des fibres ont été libérées de la matrice qui a été partiellement dissoute. Des analyses EDS ont montré une décalcification importante de la surface, qui se retrouve enrichie relativement en silicium.

Discussion

Concernant les essais dédiés à appréhender la capacité de l'activité bactérienne à maintenir l'acidité d'une solution lors de la biodégradation d'un fibrociment, il apparaît que le pH des essais FC_LS3.3, FC_sept20_a, b et d est maintenu à une valeur inférieure à 4,2 sur une durée de 125h avant de remonter jusqu'à une valeur de 4,4 ± 0,4 en fin de biodétérioration. Le pH de la solution FC_sept20_c remonte plus rapidement que celui des quatre autres solutions, atteignant une valeur de 5,8 à l'issue des 148h de biodétérioration.

Quel que soit l'essai, le pH a été maintenu durant plus de 120h en présence d'une activité bactérienne quand les essais menés avec une solution acide abiotique ont révélé une remontée du pH dès les premières heures (inférieures à 6 heures). Le pH des solutions biotiques remonte progressivement au cours du temps, ce qui signifie que la production d'acide issue de l'activité bactérienne ne permet pas de complètement compenser la consommation de protons H + due à la dissolution de la matrice cimentaire alcaline. Toutefois, l'activité bactérienne permet de maintenir un pH acide et agressif vis-à-vis des matrices cimentaires sur une durée supérieure à 6 jours.

La perte en masse constatée à l'issue de ces essais témoigne du maintien de ces conditions agressives lors du processus de biodétérioration, avec une perte en masse moyenne de 30,1 wt% sur une durée de 144 à 148h.

Le suivi du pH des essais à différents ratios solide-liquide confirme que le ratio de 5 g.L -1 retenu lors des études de Spasiano [START_REF] Race | Simultaneous treatment of agro-food and asbestos-cement waste by the combination of dark fermentation and hydrothermal processes[END_REF]5,[START_REF] Spasiano | Dark fermentation process as pretreatment for a sustainable denaturation of asbestos containing wastes[END_REF]276] permet d'obtenir les meilleurs résultats de dégradation et de maintenir un pH acide sur une plus longue durée.

De plus, le suivi du pH tant que les pertes en masse constatées (4,2 et 5,3 wt%) indiquent que l'activité des bactéries lactiques ne peut pas maintenir des conditions acides lors d'une biodétérioration d'un monolithe de fibrociment selon un ratio de 20 g.L -1 .

Concernant les résultats obtenus pour une biodétérioration d'un monolithe de fibrociment selon un ratio de 10 g.L -1 . L'un des essais a évolué comme lors d'une biodétérioration selon un ratio solide-liquide de 5 g.L -1 , tandis que le second a évolué de la même manière qu'un essai de biodétérioration selon un ratio solide-liquide à 20 g.L -1 .

Il peut à ce stade paraître risqué d'utiliser un ratio solide-liquide de 10 g.L -1 , bien qu'il permettre de dégrader deux fois plus de matériau cimentaire qu'un essai à 5 g.L -1 , mais si l'on tient compte du fait qu'à ce moment la fermentation était encore en cours d'optimisation et qu'elle était de mieux en mieux maîtrisée, sélectionner un ratio solide-liquide de 10 g.L -1 pour les essais à venir semble un bon moyen de réduire la quantité de liquide à utiliser pour dégrader une unité de masse de fibrociment.

V. Étude de la biodégradation de fibrociments amiantés par des solutions fermentées

Objectifs

Les essais réalisés sur des fibrociments non amiantés ont démontré qu'une solution fermentée de lactosérum ou de glucose permet de générer une solution acide permettant de réduire de manière significative la masse de fibrociments non amiantés.

Il est jusqu'alors supposé que la réactivité chimique des fibrociments amiantés et non amiantés est similaire, toutefois cette hypothèse n'a pas été confrontée à l'expérimentation. Les essais suivants ont été réalisés dans l'objectif de :

• Vérifier si l'on parvient à atteindre des pertes en masse des fibrociments amiantés lors du processus de biodégradation similaires à celles obtenues avec les fibrociments non amiantés (7,5 à 20,0 wt%) • Observer la progression de la dégradation du matériau • Déterminer quelles phases du matériau sont dissoutes lors du processus de biodégradation et si l'amiante est altérée et/ou relâchée dans la solution lixiviante.

Conditions expérimentales

Dix essais de biodégradation ont été réalisés sur des échantillons de fibrociments amiantés. Ces essais ont été réalisés sur des monolithes de fibrociments issus de plaques ondulées d'amiante-ciment et ont été préalablement polis (voir Matériels et méthodes III.1.b).

Les solutions lixiviantes ont été obtenues par fermentation de solutions de glucose à 15 g.L -1 , à l'exception de l'essai Sept21_BR contenant initialement 60 g.L -1 de glucose (Tableau 20). L'essai Sept21_BR a été réalisé avec un ajout de 1 g.L -1 d'extraits de levure (Yeast Extract for microbiology, Sigma Aldrich) et l'essai Mars22_BR sans aucun ajout, tous les autres essais ont été réalisés avec un ajout de 10 mM K2HPO4 (à l'exception de Fev22_BR qui en contient 12 mM) (Tableau 20).

Ces solutions ont subi une fermentation lactique après inoculation par Lacticaseibacillus paracasei sur des durées de 4h30 à 96h avant d'être utilisées pour les essais de biodégradation sur les échantillons de fibrociments.

Les fermentations puis les essais de biodégradation ont été réalisés à 30 °C avec une agitation de 200 rpm. Les quatre essais dont le nom se termine par « _BR » ont été réalisés dans le bioréacteur BioFlo120, les six autres ont été réalisés en agitateur orbital. Tout au long des essais, le pH de la solution est mesuré en continu pour les essais en bioréacteur, et mesuré régulièrement pour les essais en agitateur orbital. Des prélèvements réguliers sont effectués

Résultats

Le suivi du pH des solutions sont représentés dans les Figure 69 et Figure 70. A l'exception de l'essai mars22_P10mM, l'initiation de la biodégradation d'un matériau cimentaire se traduit par une remontée du pH de la solution.

La remontée du pH des solutions des essais de la série mai22 (Figure 69) s'effectue pour la plupart des essais (mai22_d1, d2, d3# et d4#) sur une durée inférieure à 30h, avant de se stabiliser à une valeur comprise entre pH 4,0 ± 0,1 (mai22_d2 ; mai22_d1) et 4,2 ± 0,2 (mai22_d3# ; mai22_d4#). Le pH des solutions mai22_d3 et mai22_d3_BR sont initialement plus basses (3,3 ± 0,1 ; Tableau 20) et remonte continuellement au cours de l'essai, jusqu'à une valeur de 3,9 ± 0,1 pour mai22_d3_BR et 4,1 ± 0,1 pour mai22_d3. Le pH de la solution lors de l'essai sept21_BR suit la même allure que lors des essai mai22_d1, d2, d3# et d4#, avec l'essentiel de la remontée du pH constatée sur une durée inférieure à 30h ; le pH de la solution passe de 3,0 ± 0,1 à 3,6 ± 0,1 sur une durée inférieure à 10h, puis à 3,7 ± 0,1 en 24h, avant de se stabiliser à une valeur de 3,8 ± 0,1 lors des 8 jours d'altération suivants. L'allure de la courbe de l'évolution du pH de la solution mars22_BR est irrégulière. Le pH de la solution remonte de 3,6 à 4,7 lors des 10 premières heures de biodégradation, avant de se stabiliser à une valeur de 4,8 ± 0,2 lors des 48h suivantes. Il diminue ensuite pendant 24h jusqu'à atteindre une valeur de 4,2 ± 0,1, avant de remonter continuellement lors des 7 jours suivants, jusqu'à atteindre une valeur de 6,0 ± 0,1.

Le pH initial des solutions fev22_BR et mars22_P10mM diffère, avec une valeur mesurée de 3,6 ± 0,1 pour mars22_BR contre 4,6 ± 0,1 pour mars22_P10mM (Tableau 20). Au cours des 6 premières heures, le pH de fev22_BR augmente tandis que le pH de mars22_P10mM diminue jusqu'à toutes deux atteindre une valeur de 4,2 ± 0,1 qui restera stable jusqu'à la fin des essais.

Le calcium en solution est un traceur de la dissolution des phases cimentaires calciques des fibrociments (calcite, C3S). L'évolution des concentrations en calcium dissous est présentée dans les Figure 71 et Figure 72.

Pour les essais de biodégradation de la série « mai22 » (Figure 71), la concentration en calcium dissous augmente au cours des 7 jours d'altération jusqu'à atteindre des concentrations de 0,8 g.L -1 (mai22_d3#) à 1,0 g.L -1 (mai22_d3) à l'exception notable de mai22_d3_BR dont l'augmentation de la quantité de calcium dissous suit une pente plus modérée, avec une concentration finale en calcium dissous de 0,6 g.L -1 .

Les quantités de calcium dissous mesurées dans les solutions des essais fev22_BR, mars22_BR et mars22_P10mM (Figure 72) sont plus faibles que celles mesurées dans les essais de la série « mai22 ». Les concentrations les plus faibles sont mesurées dans les solutions mars22_BR et mars22_P10mM avec des concentrations de 0,37 g.L -1 à l'issue de 10 jours d'altération et de 0,25 g.L -1 à l'issue de 11 jours d'altération respectivement. La quantité de calcium dissous mesurée dans la solution fev22_BR est plus faible que dans les solutions des séries mai22 malgré une durée d'altération plus longue, avec une concentration en calcium dissous finale de 0,68 g.L -1 à l'issue des 14 jours de biodégradation.

La quantité de calcium dissous est plus importante dans la solution lixiviante de l'essai sept21_BR (Figure 72), avec une mesure de concentration en calcium dissous de 0,9 g.L -1 à l'issue des 8 jours de biodégradation. L'autre paramètre suivi au cours du processus de biodégradation est la quantité d'acide lactique générée par l'activité bactérienne de Lacticaseibacillus paracasei. Les concentrations en acide lactique mesurées dans les solutions sont présentées dans les Figure 73 et Figure 74.

Pour les essais de la série mai22 (Figure 73), la quantité d'acide lactique produite par unité de temps est variable, avec une production de 0,41 g.L -1 .j -1 (mai22_d3_BR) à 0,91 g.L -1 .j -1 (mai22_d1). Les concentrations en acide lactique mesurées à l'issue des 7 jours d'altération vont de 8,6 g.L -1 à 11,0 g.L -1 . La mesure de la concentration en acide lactique obtenue pour le prélèvement final de l'essai mai22_d3# de 15,2 g.L -1 est considérée comme aberrante au regard de la concentration initiale en glucose de 15 g.L -1 (Tableau 20), de la pente de production d'acide lactique en fonction du temps (Figure 73) et du pH mesuré en fin de l'essai (Figure 69), cette valeur n'a pas été prise en compte pour les calculs de production quotidienne d'acide lactique et pour l'interprétation des résultats.

La quantité d'acide lactique produite est plus faible pour les essais fev22_BR, mars22_BR et mars22_P10mM, avec des quantités d'acide lactique produites quotidiennement de 0,33 g.L -1 .j -1 , 0.16 g.L -1 .j -1 et 0,19 g.L -1 .j -1 , respectivement. Le taux de production quotidien d'acide lactique le plus élevé a été mesuré pour l'essai de biodégradation sept21_BR avec une production quotidienne de 1,04 g.L -1 .j -1 . L'essai au cours duquel la perte en masse obtenue à l'issue de la durée de biodégradation est la plus importante a été l'essai sept21_BR avec une perte en masse de 28,25 wt% sur une durée de 10 jours.

Les pertes en masse les plus faibles ont été observées pour les essais mars22_BR et mars22_P10mM, avec une perte en masse constatée de 7,10 et 4,39 wt% respectivement. La perte en masse de fev22_BR de 13,17 wt% peut être considérée comme faible au regard de la durée pendant laquelle l'échantillon de fibrociment a été soumis à la solution acide (14 jours).

Pour les essais de la série mai22, comparables tant par la durée de biodégradation (7 jours) que par les conditions expérimentales (15 g.L -1 de glucose, 10 mM de phosphates, 30 °C et 200 rpm d'agitation), la perte en masse relative constatée varie entre 10,04 à 17,66 wt%.

Les pertes en masse les plus élevées sont constatées pour mai22_d2, mai22_d3 et mai22_d3#, qui correspondent aux essais réalisés à partir des solutions ayant subi de 2 à 3 jours de fermentation avant d'être utilisées pour la biodégradation du matériau cimentaire amianté. Le cas de mai22_d3_BR est particulier puisqu'une intense contamination par des espèces fongiques a été constatée dans le bioréacteur lors de l'essai. Une autre occurrence est survenue lors de l'essai mars22_P10mM au cours duquel une fine couche de phosphate de calcium a précipité en surface, comme le montre la cartographie EDS effectuée au MEB en surface de l'échantillon (Figure 76). Les images MEB acquises en mode BSE sur les sections transversales d'un échantillon de fibrociment non altéré (ACW_na), du monolithe de l'essai mai22_d3 (ACW_mai22_d3) et du monolithe de l'essai sept21_BR (ACW_sept21_BR) sont présentées dans la Figure 77.

Aucune couche d'altération n'est observée pour l'échantillon ACW_na, tandis qu'une couche de 300 µm d'épaisseur est observée à la surface de ACW_mai22_d3 dont la perte en masse a été de 17,34 wt%, ainsi qu'une couche de 600 µm d'épaisseur en surface de ACW_sept21_BR dont la perte en masse a été de 28,25 wt%. La zone non altérée des fibrociments apparaît en BSE comme une zone claire composée d'une masse gris clair correspondant à de la calcite, de cristaux blancs identifiée comme de l'alite (C3S) et du C2A, et de cristaux sombres en forme de tiges correspondant aux fibres d'amiante.

La couche d'altération apparaît plus sombre, avec une réduction de la quantité de cristaux clairs visibles, et une augmentation de la porosité. Des fibres d'amiante sont toujours observées dans la couche d'altération et jusqu'à l'interface matériau/surface. de 17,34 wt% (ACW_mai22_d3) et 28,25 wt% (ACW_sept21_BR).

La Figure 79 présente un profil chimique acquis par EDS sur la section transversale de ACW_sept21_BR Figure 78. La couche d'altération de 600 µm est caractérisée par un appauvrissement en calcium, dont la proportion massique dans la partie saine du ciment se situe vers 50 ± 20 % massique, qui chute aux alentours de 5 % massique dans la couche d'altération, et par un enrichissement relatif en silicium, dont la proportion massique dans le fibrociment sain est de 10 ± 5 % contre 40 ± 10 % dans la couche d'altération. Les analyses DRX effectuées sur des monolithes altérés complètent ces observations (Figure 80). Ces analyses ont été effectuées sur des échantillons présentant des degrés d'altération différents déterminés sur la base de leur perte en masse :

• ACW_alact, un échantillon ayant subi une perte en masse de 6,97 wt%, issu d'une dégradation par une solution abiotique d'acide lactique, non présentée dans ce manuscrit • ACW_mai22_d1, ayant subi une perte en masse de 10,04 wt% (Tableau 21) • ACW_mai22_d2, ayant subi une perte en masse de 17,66 wt% (Tableau 21). De par les conditions expérimentales et sa perte en masse, ce monolithe est comparable à mai22_d3 (Δm = 17,34 wt%), dont la section transversale se trouve en Figure 77.

Les phases minérales ont été identifiées sur les diffractogrammes acquis par DRX à partir des fiches PDF (power diffraction file) suivantes ; Chrysotile : Lizardite (PDF 50-1625) ; Calcite : Calcite, magnésium (PDF 89-1304) ; C3S : Hatrurite (PDF ; Ettringite : Ettringite (PDF 41-1451) ; Brownmillerite : Brownmillerite (PDF 70-2764) ; Quartz : Quartz (PDF 82-0511). La calcite identifiée dans ce fibrociment correspond à une calcite dont 3% des atomes de calcium ont été substitués par des atomes de magnésium (Mg0.03Ca0.97CO3).

Le fibrociment amianté sain (non-altéré) contient, du plus au moins abondant, de la calcite, du chrysotile, du C3S et de l'ettringite (Figure 80).

Pour ACW_alact, dont la perte en masse est la plus faible (6,97 wt%), la limite entre la couche saine et la couche d'altération se traduit par une fine couche dont la composition minéralogique est très similaire au fibrociment sain, mais de couleur brune à l'oeil nu. En progressant au sein de la couche d'altération (de 100 à 75 µm par rapport au bord), la quantité de calcite diminue et l'ettringite et le C3S disparaissent. Entre 75 et 25 µm, les phases détectées sont le chrysotile, la calcite et le quartz, et la proportion de calcite continue à diminuer. Dans la zone la plus altérée (0 -25 µm), du chrysotile, du quartz et de la calcite sont présents. C'est au sein de cette zone que le signal de calcite est le plus faible.

Le monolithe ACW_mai22_d1 est plus altéré que ACW_alact, avec une perte en masse de 10,04 wt%. L'épaisseur de la couche d'altération est de 200 µm. Sur les premiers 50 µm de la couche d'altération (de 200 à 150 µm par rapport au bord), le signal de l'ettringite disparait et ceux du quartz et de la brownmillerite (un oxyde de formule Ca2(Al,Fe)2O5) apparaissent tandis que la proportion de calcite diminue. Entre 50 à 150 µm, la calcite disparaît et le chrysotile devient la phase minérale majoritaire (suivie de la brownmillerite et du quartz). Au sein de la couche la plus externe et la plus altérée (> 50 µm), le chrysotile est la phase minérale la plus abondante, la proportion d'oxyde (brownmillerite) diminue et la proportion de quartz, résistant à l'altération, remonte. La dernière information acquise sur les monolithes de fibrociments amiantés biodégradés par des solutions fermentées contenant de l'acide lactique concerne l'état de l'amiante dans ces échantillons. Plusieurs analyses ponctuelles par EDS ont été réalisées sur les fibres d'amiantes des sections transversales de ACW_sept21_BR et ACW_mai22_d3 (Figure 81). Le rapport atomique magnésium / silicium mesuré dans les premiers 10 µm de la couche d'altération est de 1,13 ± 0.18, contre 1,32 ± 0.11

Discussion

Les essais de dégradation montrent que la perte en masse subie par les monolithes de fibrociment amiantés est de 12,86 à 28,25 wt% lorsque aucun événement perturbateur (apparition d'un biofilm fongique, précipitation de phosphates de calcium) ne survient (Tableau 21).

La très faible perte en masse (< 10 wt% sur 10 à 11 jours) constatée sur les essais mars22_BR et mars22_P10mM peuvent être attribués à un défaut de production d'acide lactique, puisque la quantité d'acide lactique produite quotidiennement pour ces essais sont les plus faibles enregistrés sur les 10 essais de biodégradation, avec des valeurs inférieures à 0,2 g.L -1 .j -1 (0,163 et 0,193 g.L -1 .j -1 , respectivement).

Toutefois, de relativement faibles pertes en masse ne peuvent pas systématiquement être expliquées par la quantité d'acide lactique produite quotidiennement : prenons l'exemple de l'essai mai22_d1 ; la production d'acide lactique au cours de cet essai est la seconde plus élevée enregistrée, avec 0,911 g.L -1 .j -1 d'acide lactique produit, cependant la perte en masse constatée n'est que de 10,04 wt%. La plus faible perte en masse pourrait alors être attribuée à la formation d'un biofilm qui aurait un effet protecteur vis-à-vis de la matrice cimentaire. Cette hypothèse n'est cependant pas retenue, puisque les données ICP (Figure 71) ne montrent aucun effet protecteur du biofilm vis-à-vis de la libération de calcium, qui est un traceur de la dissolution de la matrice cimentaire. Il n'est pas non plus possible de relier ce défaut de perte en masse au pH de la solution lors de la biodégradation du matériau, puisque le pH de la solution mai22_d1 (Figure 69) est inférieure à celui des essais mai22_d3# et mai22_d4#, pour lesquels la perte en masse constatée est plus conséquente (15,86 wt% et 12,86 wt%, respectivement).

Si l'on rapporte la quantité d'acide produite à la quantité de calcite (la phase minérale calcique majeure des fibrociments) dissoute, telle qu'indiquée dans l'équation 31, un rapport molaire de 2 moles d'ions H + pour 1 mole de calcite sont à prendre en compte pour sa dissolution.

CaCO 3 + 2H + ↔ Ca 2+ + H 2 O + CO 2 [START_REF] Kratzke | Asbestos-related disease[END_REF] Au vu de cette équation, il est possible d'estimer la proportion de protons H + , issus de l'acide lactique généré, consommés par la réaction de dissolution de la calcite, ce via le rapport molaire suivant (équation 32) : R 2𝐶𝑎/𝐻 = 𝐶𝑎 𝑑𝑖𝑠𝑠 (𝑚𝑜𝑙.𝐿 -1 ) 𝐴𝑐𝑖𝑑𝑒 𝑙𝑎𝑐𝑡𝑖𝑞𝑢𝑒 (𝑚𝑜𝑙.𝐿 -1 )/2 [START_REF] Stayner | The worldwide pandemic of asbestos-related diseases[END_REF] Les rapports molaires qui ressortent de cette équation sont présentés dans la Figure 82. Ce qui ressort de cette figure est que, à l'exception de la série mars22_BR, qui est l'unique essai dont le milieu de culture ne contenait rien d'autre que du glucose, le rapport R2Ca/H est inférieur à 0,30 au cours des premières 24h de biodégradation du monolithe, ce qui signifie que moins de 30% de l'acide produit est mobilisé dans la dégradation de la matrice cimentaire.

Selon toute vraisemblance, au cours de cette mise en contact précoce entre le fibrociment amianté et la solution lixiviante, une partie des protons H + est mobilisée dans un phénomène de neutralisation des composants basiques de la solution, tel les phosphates PO4 3-.

Figure 82 : Proportion de protons H + issus de l'acide lactique consommés par la dissolution de la matrice cimentaire des fibrociments, assimilée à de la calcite pure. L'essai mars22_BR est l'essai au cours duquel la plus grande proportion d'acide généré est mobilisée dans le processus de dissolution de la matrice cimentaire, toutefois la faible production d'acide en fonction du temps ne parvient pas pour cet essai à compenser la dissolution de la matrice, ce qui explique la remontée du pH jusqu'à une valeur de 6,0 ± 0,1 en fin de l'essai (Figure 70).

Dans le cas de mars22_P10mM, le rapport R2Ca/H très faible constaté au cours des premières 24 heures de biodégradation est expliqué par la précipitation de phosphates de calcium. En effet, la faible production d'acide lactique couplée à la libération de cations Ca 2+ lors de la dissolution de la matrice cimentaire conduit à une remontée du pH jusqu'à une valeur de 4,4 ± 0,1, conditions où des phosphates de calcium telle l'hydroxyapatite peuvent cristalliser. En ce sens, le rapport R2Ca/H ne peut être utilisé à lui seul pour interpréter la quantité de protons H + issus de l'acide lactique mobilisés par la réaction de dissolution de la matrice cimentaire. A l'exception de ces deux essais, ainsi que de l'essai mai22_d3_BR, qui a subi une intense contamination fongique, on peut estimer que de 30 à 50% des protons H + issus de l'acide lactique produit sont mobilisés par la dissolution de la matrice cimentaire. La fraction des protons n'ayant pas réagi avec le matériau alcalin permet de maintenir l'acidité de la solution lixiviante. Les premiers minéraux à se dissoudre sont l'ettringite puis le C3S. Conjointement à la dissolution de l'ettringite puis du C3S, une partie de la calcite se dissout progressivement. La dissolution du C3S s'accompagne de la formation de silice amorphe, qui est suivie de la formation d'oxydes métalliques telle la brownmillerite. L'apparition de brownmillerite est suivie de la disparition complète de calcite, ce qui augmente fortement la porosité du matériau. A l'extrême bordure du matériau, où le pH est le plus acide, une couche silicatée uniquement composée de chrysotile et de quartz subsiste. L'amiante (chrysotile) n'est ainsi pas complètement dissoute lors du processus de biodétérioration, et est retrouvée dans la couche d'altération du matériau même lorsque celle-ci est la plus altérée (Figure 85). Toutefois, du magnésium est libéré en solution lors de la biodétérioration des monolithes de fibrociment (Figure 86). La libération du magnésium en solution lors de la biodétérioration des monolithes de fibrociments indique qu'une ou plusieurs des phases minérales dissoutes est source de magnésium. De nombreuses études [5,269,277,278] utilisent le magnésium comme traceur de la dissolution du chrysotile (Mg3Si2O5•(OH)4).

Les analyses EDS ponctuelles effectuées sur des fibres d'amiante de la couche d'altération (Figure 81 ; Tableau 22) vont dans ce sens, avec un ratio magnésium / silicium de 1,13 ± 0,18 au bord de la couche d'altération (correspondant aux 10 µm de la couche externe ne contenant que du quartz et du chrysotile ; Figure 85) et de 1,32 ± 0,11 au sein de la couche d'altération, ce qui est inférieur à la valeur théorique de 1,5 du chrysotile.

Cependant, le rapport magnésium / silicium mesuré au sein du fibrociment non altéré est également de 1,32 ± 0,08, calculée sur 36 fibres d'amiante distinctes (Tableau 22). Ce rapport montre par conséquent que la majorité des fibres d'amiantes de la couche d'altération n'ont pas subi de dissolution de leur couche brucitique contenant du magnésium, et que, même au sein de la couche la plus altérée des monolithes ACW_sept21_BR et ACW_mai22_d3 la dissolution de la couche brucitique des fibres de chrysotile et la libération de magnésium en solution est faible, et n'est pas systématique, comme l'indique le rapport de 1,13 avec une dispersion de ± 0,18 sur n = 36 points d'analyse. En tenant compte de la dispersion des résultats (Figure 87), il apparaît que l'amiante ne peut pas être la principale source du magnésium retrouvé en solution.

Un indice sur la provenance du magnésium en solution provient des diffractogrammes acquis par DRX sur les monolithes de fibrociments (Figure 80) ; la meilleure corrélation entre les pics des diffractogrammes n'a pas été obtenue pour une calcite pure, mais pour la calcite référencée sous le fichier PDF 89-1304, correspondant à une calcite magnésienne de composition Mg0.03Ca0.97CO3.

Cette hypothèse est confirmée par le diagramme de la Figure 88, qui indique une corrélation entre les concentrations en calcium dissous et en magnésium dissous mesurée par ICP-OES dans les solutions lixiviantes des essais de biodégradation des monolithes de fibrociments de la série « mai22 ».

Cette corrélation entre le calcium et le magnésium libérés en solution sont un marqueur de l'origine commune de ces deux éléments, soit une calcite magnésienne contenant approximativement 4,635 % de magnésium ((Mg0.0436Ca0.9564) CO3).

Conclusion

Le processus de biodétérioration de fibrociments à température ambiante (30 °C) par une solution fermentée à l'aide de la souche isolée de Lacticaseibacillus paracasei fonctionne, permettant d'atteindre une perte en masse de 15 à 30 wt% sur une durée de l'ordre de 1 semaine.

Au cours de ce procédé sont maintenus à la fois l'activité bactérienne et un pH acide (< 5). La production quotidienne d'acide lactique varie en fonction de la composition du milieu, et nécessite d'être contrôlée. Il est nécessaire d'obtenir une production quotidienne d'acide lactique d'au moins 0,4 g.L -1 .j -1 pour atteindre une perte en masse de 15 wt% sur une semaine.

La présence de nutriments basiques (tels les phosphates) nécessite une plus longue durée de fermentation pour être neutralisés et obtenir une solution suffisamment acide pour initier la biodétérioration. Leur présence favorise cependant la production d'acide lactique.

Le processus de biodétérioration de la matrice cimentaire par une solution d'acide lactique est un phénomène diffusif, au cours duquel se forme une couche d'altération lors de la dissolution des composants alcalins du fibrociment amianté (la calcite, le C3S et l'ettringite). Les profils d'évolution de la concentration en calcium dissous indiquent que la couche d'altération n'a pas d'effet protecteur vis-à-vis de la biodétérioration du matériau.

Du magnésium est retrouvé en solution, mais il ne provient pas pour sa plus grande partie de la déstabilisation des fibres de chrysotile, mais de la calcite que contient le ciment, qui a un taux de substitution magnésium / calcium de l'ordre de 5%. Dans ces conditions, l'amiante contenue dans les fibrociments demeure majoritairement au sein de la couche d'altération sans être significativement endommagée.

Les essais font ressortir deux points de contrôle majeurs ;

• En cas de présence de phosphates dans la solution, le pH doit être maintenu à une valeur strictement inférieure à pH 4,4, valeur à partir de laquelle il existe un risque que du calcium soit remobilisé pour la précipitation de phosphate de calcium. • La présence de l'espèce fongique Trichoderma viride sur les monolithes d'amianteciment cause une contamination du milieu par cet organisme, qui se développe particulièrement bien en présence d'acide lactique. Son développement sur une durée d'une semaine cause la formation d'un biofilm épais (jusqu'à 1 cm d'épaisseur pour un monolithe d'amiante-ciment de 210,5 cm), suspecté de consommer de l'acide lactique et de limiter la perte en masse de l'échantillon.

Ces points de contrôle sont à prendre en compte. Il pourrait être envisagé de stériliser les déchets cimentaires amiantés avant leur biodétérioration, ce qui représenterait un surcoût mais pourrait changer la réactivité des phases minérales présentes.

Les résultats obtenus, en particulier l'absence de caractère protecteur de la couche d'altération vis-à-vis du processus de biodétérioration, suggèrent qu'une perte en masse beaucoup plus conséquente pourrait être obtenue si l'activité biologique parvient à être maintenue sur des durées plus longues.

VI.Conclusion

Le processus de biodétérioration de monolithes de fibrociments à température ambiante (30 °C) par une solution fermentée à l'aide de la souche isolée de Lacticaseibacillus paracasei permet de réduire la masse des déchets cimentaires amiantés de 15 à 30 wt% sur une durée de l'ordre de 1 semaine.

La dissolution des fibrociments par le processus étudié nécessite d'établir un ratio solideliquide de 10 g.L -1 et de maintenir une production d'acide de 0,7 à 1,0 g.L -1 .j -1 pour maintenir les conditions acides tout du long de la biodétérioration et d'atteindre cette perte en masse. La production d'acide lactique permet de compenser la remontée de pH occasionnée par la dissolution de la matrice et de prévenir de possibles reprécipitations du calcium.

La dissolution de la matrice se traduit par la dissolution des minéraux alcalins, essentiellement le C3S et la calcite. Cependant il apparaît que l'amiante (chrysotile) contenue dans les monolithes de fibrociments n'a pas ou très peu subi de dissolution. Aucune fibre n'a été détectée dans la solution lixiviante (filtrée au 0,45 µm) à l'issue de ces processus, ce qui suggère que la majorité des fibres demeure dans la matrice.

A l'issue de la biodétérioration du déchet cimentaire, un solide enrichi en amiante et en silicate (quartz, silice amorphe) est obtenu, ainsi qu'une solution lixiviante enrichie en calcium et magnésium, issus de la dissolution de calcite magnésienne, et en lactate.

Les résultats obtenus suggèrent qu'une perte en masse plus importante peut être obtenue sur des durées plus longues, soit jusqu'à épuisement des nutriments (sucres). En considérant la quantité de sucres initiale (15 g.L -1 ) ainsi que la quantité d'acide produite par unité de temps (0,7 à 1,0 g.L -1 ), des conditions agressives liées à l'activité bactérienne pourraient être maintenues sur une durée de 15 à 21 jours.

La production d'acide lactique peut toutefois être minorée du fait de diverses contaminations biologiques, puisque certains microorganismes tels que des levures ou certains organismes fongiques peuvent se développer au détriment des lactobacilles. Il s'agit d'un point de contrôle majeur du processus de biodétérioration des déchets cimentaires amiantés par une solution fermentée à l'aide de Lacticaseibacillus paracasei.

Modélisation géochimique des essais de biodétérioration

I. Introduction

Les essais de biodétérioration ont permis d'acquérir des données expérimentales et d'observer les modifications opérées sur les échantillons de fibrociments au cours de leur lixiviation par une solution d'acide lactique.

Ces essais et observations ont démontré que l'essentiel de la perte en masse peut être attribué à la dissolution d'une calcite magnésienne et du C3S. L'amiante n'est pas dissoute au cours de ce processus.

La quantité totale d'amiante-ciment pouvant être dissoute n'a pu être atteinte expérimentalement lors d'essais de biodégradation sur monolithes, l'essai ayant atteint la perte en masse la plus élevée a subi une perte en masse de 28,25 wt%. Pour déterminer la quantité maximale de matrice pouvant être dissoute et obtenir davantage de données sur les éléments pouvant être libérés en solution, ainsi que l'impact de la dissolution sur l'évolution du pH, des essais de dissolution de poudre ont été réalisés.

La dissolution d'une poudre a pour intérêt de dissoudre plus rapidement un solide dont la surface spécifique, exposée à la solution acide, est plus élevée. Elle permet également de s'affranchir des processus de diffusion. Les résultats obtenus seront comparés aux modélisations des essais de dissolution de poudre.

Les mécanismes de dissolution des fibrociments apparaissent non linéaires, la modélisation permet d'illustrer les mécanismes mis en jeu, mais aussi de prévoir l'évolution du système étudié.

Ces modèles peuvent permettre de déterminer des conditions limites n'ayant pas été confirmées strictement par des données expérimentales, mais restées au niveau de fortes suppositions, telles le ratio solide-liquide maximal, ou la quantité minimale d'acide lactique nécessitant d'être produite par unité de temps via l'activité bactérienne pour maintenir des conditions suffisamment agressives pour dissoudre la matrice des fibrociments.

II. Altération de poudres de fibrociments et modélisation sous PHREEQC

Objectifs

Les essais de lixiviation sur des poudres de fibrociments amiantées ont pour objectif d'obtenir des résultats expérimentaux de lixiviation sur un matériau cimentaire amianté en s'affranchissant du processus de diffusion.

Les données expérimentales obtenues (suivi du pH et de la quantité de calcium dissous) ont pour objectif d'être comparées aux modélisations d'équilibres atteints lorsque les matériaux sont mis en contact avec des solutions contenant des concentrations minimales (1 g.L -1 lorsque l'acidification se termine) jusqu'à maximales (15 g.L -1 si la totalité du glucose est converti en acide lactique) en acide lactique.

Conditions expérimentales

Les essais de lixiviation ont été réalisés en agitateur orbital à 30 °C avec une agitation de 200 rpm. Les échantillons sont des poudres de fibrociments de diamètres ≤ 80 µm obtenues par broyage à la PULVERISETTE 14 premium line FRITSCH.

Les quatre essais ont été réalisés sur une durée d'une heure à partir de solutions contenant 1 (G1), 5 (G5), 10 (G10) et 15 (G15) g.L -1 d'acide lactique, permettant de couvrir la gamme de concentration entre 1 et 15 g.L -1 . Chaque essai a été réalisé dans des récipients de 50 mL contenant 0,5 g de poudre de manière à respecter un ratio solide-liquide de 10 g.L -1 .

Au cours des essais, des prélèvements réguliers (t = 30 sec, 1 min 30, 3 min, 5 min, 10 min, 20 min, 30 min, 40 min, 50 min et 1 h) ont été effectués pour déterminer le pH de la solution et la concentration en calcium. Les mesures de pH ont été effectuées à l'aide d'un pHmètre Hanna Instruments pH 213. Les concentrations en calcium dissous ont été déterminées par ICP-OES.

Résultats des essais de lixiviation

Le suivi du pH au cours des essais de lixiviation réalisés sur poudres est présenté dans la Figure 90. L'évolution de la concentration en calcium est présentée dans la Figure 91.

Les solutions permettent d'altérer rapidement les poudres, dont la surface spécifique est plus importante que pour les monolithes. Pour chacun des 4 essais, le pH des solutions remonte sur une durée comprise entre 1 min 30 et 10 min. Le pH des diverses solutions se stabilise ensuite à une valeur de pH proche de l'équilibre entre la poudre lixiviée et la solution lixiviante.

Ainsi, le pH d'équilibre de la solution la moins riche en acide lactique (G1) remonte rapidement (~ 1 min 30) jusqu'à atteindre une valeur de 11,2 ± 0,1, ce qui traduit le fait que la totalité de la matrice n'a pas été dissoute. La concentration en calcium mesurée, de 0,47 g.L -1 se stabilise aux alentours de t = 5 min. Le pH des solutions G5, G10 et G15 remontent respectivement jusqu'à des valeurs de 8,9, 7,8 et 5,7 ± 0,1. Les solutions issues des essais de lixiviation les plus chargées en calcium correspondent aux solutions les plus chargées initialement en acide lactique dont le pH d'équilibre est le plus acide. Le pH acide (< pH 5) de la solution G15 à l'issue d'une heure d'altération indique que la solution acide est à l'équilibre avec un matériau lixivié, dont la totalité de la matrice alcaline a été dissoute. La quantité de calcium à l'issue de l'essai (3,24 g.L -1 ) peut être assimilée à une masse de 8,1 g de calcite pure.

Modélisation du processus

La modélisation a été réalisée à partir du logiciel PHREEQC [257] et de la base de données Thermoddem [229]. La base de données et le logiciel ne prenant pas en compte l'acide lactique, celui-ci a été ajouté au code à partir des données de l'étude de Maïa et al. [283]. La réactivité du chrysotile et de la calcite magnésienne ont été assimilées à celle de la lizardite et de la calcite, disponibles dans la base de données Thermoddem.

Les essais modélisés ont été réalisés en considérant un système à 30 °C contenant 1, 5, 10 et 15 g.L -1 d'acide lactique mis en contact avec 10 g.L -1 de matériau cimentaire contenant 82 wt% de calcite magnésienne (4,46% Mg), 9 wt% de chrysotile et 9 wt% de C3S.

Les résultats de pH et concentration modélisés sont présentés dans les Figure 92 et Figure 93.

Conclusion

Le modèle tel qu'il est écrit semble avoir des difficultés à considérer le chrysotile comme une phase non réactive, ce qui conduit à des différences d'allure des courbes en sousestimant les quantités de calcium dissous ou l'impact de la dissolution du fibrociment sur le pH de la solution.

Les résultats de lixiviation de poudres ainsi que la modélisation de l'essai à 15 g.L -1 démontrent que 15 g d'acide lactique permet de complètement dissoudre 10 g de déchets de type amiante-ciment. Le pH inférieur à 5 mesuré et modélisé pour l'essai à 15 g.L -1 démontre également que l'acide lactique est en excès dans cette réaction de biodétérioration.

III. Modélisation des essais de biodétérioration Sept21 et Mai22_d3

Objectifs

La modélisation des essais Sept21, ayant subi une perte en masse de 28,25 wt% et avec une couche d'altération de 600 µm d'épaisseur, et Mai22_d3, ayant subi une perte en masse de 17,34 wt% et présentant une couche d'altération de 300 µm d'épaisseur, a pour objectif de confronter les données expérimentales aux mécanismes pouvant être modélisés, comprenant la dissolution de surface dans les premiers temps de la biodétérioration.

Modélisation d'un processus de dissolution linéaire

La modélisation a été réalisée à partir du logiciel PHREEQC [257], de la base de données Thermoddem [229], les codes de cinétique ont été inspirés des codes de Zhang [284], et la réactivité de l'acide lactique a été renseignée à partir des données issues des travaux de Maïa et al. [283]. La réactivité du chrysotile et de la calcite magnésienne ont été assimilées à celle de la lizardite et de la calcite, disponibles dans la base de données Thermoddem.

Les essais modélisés ont été réalisés en considérant un système à 30 °C contenant 1 g.L -1 d'acide lactique et un matériau cimentaire contenant 81 wt% de calcite magnésienne (4,46 % Mg), 10 wt% de chrysotile et 9 wt% de C3S.

La modélisation de la production d'acide lactique par l'activité bactérienne a été simulée par l'utilisation du data block REACTION permettant d'ajouter de l'acide lactique de manière continue dans le système. La production d'acide lactique de la simulation de l'essai Sept21 a été fixée à 1,0 g.L -1 .j -1 et à 0,7 g.L -1 .j -1 pour l'essai Mai22_d3, conformément aux résultats expérimentaux. Le pas de temps considéré pour les data block REACTION et KINETICS est de 1 minute. Les durées des essais simulés sont de 7 et 9 jours pour Mai22_d3 et Sept21, respectivement.

Le datablock REACTION permet également de simuler la progression de la couche d'altération de manière constante, en mettant en contact 30% de la masse totale du matériau sur une durée de 9 jours pour Sept21 et 20 % de la masse totale du matériau sur une durée de 7 jours pour Mai22_d3. La masse totale du fibrociment considéré pour Sept21 est de 13 g et pour Mai22_d3 de 10 g, correspondant aux ratios solide-liquide des essais de biodétérioration. La modélisation de l'essai de biodétérioration Sept21 montre le pH modélisé évoluer vers une valeur d'équilibre proche de celle obtenue expérimentalement, le constat est le même pour le pH de l'essai Mai22_d3. Toutefois, la remontée du pH est moins rapide lors des essais modélisés que lors des essais expérimentaux.

Résultats de la modélisation d'une dissolution linéaire

Dans la Figure 96, l'évolution de la concentration en calcium modélisée permet d'obtenir des concentrations selon un ordre de grandeur similaire à celles mesurées expérimentalement, mais sous-estime la cinétique de dissolution lors de la dissolution initiale (0 -24 h) du matériau, et surestime la cinétique lors de la progression de la dissolution plus tardive du matériau (24 -192 h).

La constatation est la même dans la Figure 97, où l'évolution de la concentration en calcium est beaucoup plus importante expérimentalement que dans la modélisation au cours du mécanisme initial de dissolution de surface, survenant dans ce cas sur une durée de l'ordre d'1 à 6 h. En revanche la pente que décrit la courbe modélisée est la même que pour la courbe expérimentale entre 6 et 168 h. Le phénomène de dissolution initiale étant sous-estimé lors de la modélisation, un écart en concentration de 0,2 g.L -1 est constaté à l'issue des 168 h de biodétérioration. La concentration en magnésium libérée, quant à elle, est beaucoup plus importante dans l'essai modélisé que celle mesurée lors des essais expérimentaux, puisque PHREEQC fait se dissoudre le chrysotile puisque celui-ci se trouve hors équilibre dans la gamme de pH des essais de biodétérioration.

Conclusion sur la modélisation de dégradation linéaire

La progression linéaire de l'altération ne permet ainsi pas d'appréhender correctement les mécanismes de dissolution initiale, se traduisant par un phénomène de dissolution de surface conduisant à une libération plus importante de calcium et une remontée plus importante du pH au cours des premières heures de biodétérioration.

En revanche, ces modélisations permettent de prédire efficacement l'évolution du pH des solutions sur du long terme.

La dissolution du chrysotile occasionne des erreurs sur la concentration en magnésium libéré, ce même en renseignant une dissolution très lente dans les data blocs RATES et KINETICS. Puisque la dissolution du chrysotile semble être quasiment nulle en présence de matrice d'après les résultats des essais de biodétérioration effectués, la dissolution du chrysotile doit être prévenue dans les codes de PHREEQC par la commande precipitate_only. La calcite magnésienne est associée à une commande dissolve_only.

Modélisation d'un processus de dissolution non linéaire en deux étapes

La modélisation a été effectuée à partir des mêmes bases de données et réactivités que la modélisation linéaire. Seul l'essai Mai22_d3 a été modélisé, en considérant un système à 30 °C contenant initialement 1 g.L -1 d'acide lactique et un matériau cimentaire contenant 81 wt% de calcite magnésienne (4,46 % Mg), 10 wt% de chrysotile et 9 wt% de C3S.

La production d'acide lactique demeure constante au cours de l'essai, en adéquation avec les résultats expérimentaux, soit à une valeur de 0,7 g.L -1 .j -1 . La différence majeure avec le processus modélisé de manière linéaire est que le processus est modélisé en deux étapes ; une première de dissolution rapide, suivie d'une dissolution plus lente. Deux vitesses de dissolution différentes ont été simulées. L'incrémentation en fonction du temps pour les data blocks REACTION et KINETICS se fait toujours sur des steps de 1 minute.

Une des modélisations, basée sur une estimation de la durée de l'étape initiale sur l'évolution du calcium libéré, est réalisée en considérant qu'au cours du mécanisme de dissolution de surface, 5 % de la masse totale du matériau réagit avec la solution lixiviante sur une durée de 4 h, puis que 20 % de la masse totale du matériau réagit avec la solution lixiviante sur une durée de 164 h, correspondant au mécanisme de dissolution contrôlé par la diffusion.

La seconde modélisation considère un mécanisme de dissolution de surface beaucoup plus rapide, estimé à partir de l'évolution du pH de la solution. Cette modélisation considère que la dissolution de surface contrôle la biodétérioration du matériau lors de la première heure de biodétérioration, au cours de laquelle 2 % de la masse totale du matériau réagit avec la solution lixiviante. Lors des 167 h suivantes, 23 % de la masse totale du matériau réagit avec la solution lixiviante.

Résultats de la modélisation de dissolution non linéaire en deux étapes

Les résultats de la modélisation sont présentés dans la Figure 98.

Une dissolution initiée par une dissolution de surface de 1 h au cours de laquelle 2 % de la masse totale du matériau réagit explique mieux la remontée du pH de la solution, la corrélation entre les résultats expérimentaux et modélisés étant quasiment parfaite. En revanche, la libération des cations alcalins (Ca, Mg) modélisée est moins importante que celle constatée de manière expérimentale, ce qui suggère qu'une quantité de matériaux plus importante aurait été dissoute.

La remontée du pH sur une durée de 4 h occasionnée par la dissolution de 5 % de la masse du matériau telle que modélisée dans la Figure 98 apparaît trop importante au regard des résultats expérimentaux. Toutefois la courbe d'évolution de la concentration en calcium dissous modélisée correspond aux résultats expérimentaux. L'allure de la courbe d'évolution de la concentration en magnésium dissous est similaire à la courbe expérimentale, mais les concentrations libérées lors des essais expérimentaux sont plus importantes que celles prévues par la modélisation.

Conclusion sur les modélisations non linéaires en deux étapes

Les modélisations non linéaires de la biodégradation lors des essais Mai22_d3 démontrent que le mécanisme majeur contrôlant la dissolution du matériau cimentaire amianté lors des premières heures de la dégradation est un processus de dissolution de surface, cinétiquement plus rapide que le reste de la dissolution, résultant du contact direct entre la surface du matériau et la solution acide.

Un processus de progression diffusive de la couche d'altération prend ensuite le relais, ce qui se traduit par une progression linéaire de la dissolution du matériau, plus lente que le mécanisme de dissolution initiale.

En revanche, les modèles suggèrent que la perte en masse mesurée à l'issue des essais de biodétérioration est sous-estimée, puisqu'une réaction avec 25 à 30 % du matériau est nécessaire pour obtenir une concentration en calcium de l'ordre de 1 g.L -1 à l'issue d'une semaine de biodégradation, hors une perte en masse de 17,34 wt% est constatée en fin d'essai.

Modélisation de la dissolution selon une équation de diffusion

L'autre manière de modéliser l'évolution de la chimie de la solution lixiviante est de considérer le processus comme purement diffusif. Yuan et Wang [208,254] indiquent que la dissolution biogénique d'une matrice cimentaire débute par une première phase de neutralisation de la surface, reposant sur la dissolution chimique de la surface, suivie d'une dissolution diffusive de la matrice.

Ces processus diffusifs peuvent être modélisés de manière linéaire en fonction de la racine du temps, d'après une équation de type y = a√x + b, ce qui est le cas des essais de la série Mai22_d, qui tous suivent l'équation [START_REF] Who | Elimination of asbestos-related diseases[END_REF].

Ca 2+ diss (g.L -1 ) = 0.075 √t(h)

La comparaison entre les concentrations mesurées lors des essais de biodétérioration de la série Mai22_d (d2, d3, d3# et d4#) est présentée dans la Figure 99.

La totalité des concentrations mesurées lors des essais de la série Mai22_d suivent la courbe d'équation 0,075*√(t). Les concentrations mesurées lors de la biodétérioration de l'échantillon Sept21 ne suit pas cette courbe, mais une courbe d'équation 0,059*√(t). Toutefois, il est nécessaire de rappeler que le ratio solide-liquide de Sept21, de 13 g.L -1 , est différent de celui des essais de la série Mai22_d, de 10 g.L -1 . Il est possible de relier les deux équations en l'équation suivante (équation 34).

Ca diss 2+ (g. L -1 ) = 0.75 √t(h) S/L (g.L -1 ) (34)

Conclusion de la modélisation selon une équation de diffusion

Ces résultats indiquent que la dissolution des fibrociments par les solutions d'acide lactique est contrôlée par la diffusion, et suivent systématiquement ces équations dès lors que la solution est suffisamment acide pour causer la dissolution des minéraux alcalins de la matrice (calcite, C3S) et prévenir la précipitation de minéraux secondaires (tels les phosphates ou de la calcite).

Concrètement, ces résultats indiquent que la progression de la dissolution suit indifféremment cette équation que l'on soit à pH 2 ou pH 4 (tant que le pH n'est pas suffisamment acide pour causer la dissolution de silicates tel le quartz ou le chrysotile).

L'autre information qui ressort de ces modélisations est que la production d'acide est déterminante concernant le maintien du pH et de l'acidité de la solution, en particulier concernant la remontée du pH au cours des premières heures de biodétérioration, lié au mécanisme de dissolution de surface. La production biogénique d'acide lactique doit permettre de maintenir un pH acide lors de cette étape de dissolution initiale.

IV.Modélisation de l'impact de la production d'acide et du ratio solide-liquide lors des essais de biodégradation

Objectifs

La modélisation de la biodétérioration de matériaux selon divers ratios solide-liquide ou en fonction de la quantité d'acide lactique produite par unité de temps a pour objectif de tester divers scénarios et confirmer les hypothèses précédemment exposées.

Modélisation de l'impact de la production d'acide

Les modélisations ont été réalisées à l'aide du logiciel PHREEQC [257], de la base de données Thermoddem [229] et en renseignant l'acide lactique à partir des données issues des travaux de Maïa et al. [283]. Les essais modélisés ont été réalisés en considérant un système à 30 °C contenant 1 g.L -1 d'acide lactique et un matériau cimentaire contenant 81 wt% de calcite magnésienne (4,46 % Mg), 10 wt% de chrysotile et 9 wt% de C3S.

La modélisation de la production d'acide lactique par l'activité bactérienne et de la progression de l'altération a été simulée par l'utilisation du data block REACTION permettant d'ajouter de l'acide lactique et les solides du ciment de manière continue dans le système. Les réactions sont réalisées sur une durée de 7 jours selon un pas de temps de 1 minute, et de manière à exposer 20 % de la masse totale du matériau sur la durée de 7 jours.

Les productions d'acide lactique des simulations ont été choisies de manière à couvrir une gamme de valeurs allant de 0,1 à 2,0 g.L -1 d'acide lactique produit par jour (0,10 ; 0,20 ; 0,30 ; 0,40 ; 0,50 ; 0,75 ; 1,00 ; 2,00). Les résultats de ces modélisations sont présentés dans la Figure 100. D'après la Figure 100, le pH de la solution remonte jusqu'à une valeur proche de 9,0 en environ 100 h lorsque la production d'acide est de 0,1 g.L -1 .j -1 , jusqu'à une valeur de 8,5 en 7 jours lorsque la production d'acide lactique est de 0,2 g.L -1 .j -1 , jusqu'à une valeur de 6,5 lorsque la production d'acide lactique est de 0,3 g.L -1 .j -1 , jusqu'à une valeur de 5,7 lorsque la production d'acide lactique est de 0,4 g.L -1 .j -1 et jusqu'à une valeur de 4,6 lorsque la production d'acide lactique est de 0,5 g.L -1 .j -1 .

Le pH simulé de la solution demeure strictement inférieur à 4,0 à l'issue de 7 jours de biodétérioration selon un ratio solide-liquide de 10 g.L -1 lorsque la quantité d'acide lactique produite est supérieure à 0,75 g.L -1 .j -1 .

Ce que montre la modélisation est qu'une production d'acide supérieure à 0,5 g.L -1 .j -1 est nécessaire au maintien du pH de la solution à une valeur inférieure à 4,5 sur une durée d'une semaine lors d'une biodétérioration d'un matériau selon un ratio solide-liquide de 10 g.L -1 , ce qui est en accord avec la production d'acide lactique de 0,7 à 1,0 g.L -1 .j -1 engendrée par l'activité bactérienne lors des essais de biodégradation réalisés.

Modélisation de l'impact du ratio solide-liquide

Les modélisations ont été réalisées à l'aide du logiciel PHREEQC [257], de la base de données Thermoddem [229] et en renseignant l'acide lactique à partir des données issues des travaux de Maïa et al. [283]. Les essais modélisés ont été réalisés en considérant un système à 30 °C contenant initialement 1 g.L -1 d'acide lactique et un matériau cimentaire contenant 81 wt% de calcite magnésienne (4,46 % Mg), 10 wt% de chrysotile et 9 wt% de C3S. La quantité d'acide lactique produite par unité de temps a été fixée à 0,75 et 1,00 g.L -1 .j -1 .

Les ratios solide-liquide ont été choisis de manière à explorer une gamme de ratios solideliquide allant 5 à 50 g.L -1 (5, 10, 15, 20, 30, 40 et 50 g.L -1 ).

Les résultats de ces modélisations sont présentés dans les Figure 101 Ces figures montrent que lors d'essais au cours desquels la production d'acide lactique est maintenue à au moins 0,75 g.L -1 .j -1 , le pH des solutions parvient à être maintenu à une valeur strictement inférieur à 4,0 lorsque le ratio solide-liquide est inférieur ou égal à 10 g.L -1 .

Au cas où la production d'acide serait supérieure ou égale à 1,00 g.L -1 .j -1 , comme dans le cas de l'essai Sept21, le pH de la solution parvient à être maintenu à une valeur strictement inférieure à 4,0 jusqu'à un ratio solide-liquide de 15 g.L -1 .

Le pH d'une solution lixiviant un matériau selon un ratio solide-liquide de 20 g.L -1 n'est maintenu qu'à une valeur de pH inférieure à 6,0 lorsque la production d'acide lactique est de 0,75 g.L -1 .j -1 , et à une valeur de pH inférieure à 5,0 lorsque la production d'acide lactique est de 1,00 g.L -1 .j -1 , ce qui est au-delà de la valeur de pH limite au-delà de laquelle des phosphates de calcium peuvent précipiter.

Au-delà d'un ratio solide-liquide de 20 g.L -1 , les modélisations indiquent qu'il est impossible de maintenir un pH inférieur à 5,0 sur une durée supérieure à 48 h, que l'on soit avec une production de 0,75 ou 1,00 g.L -1 .j -1 .

Conclusion

Les modélisations présentées dans ce chapitre démontrent que, pour maintenir des conditions agressives vis-à-vis des ciments sans causer une reprécipitation de phases calciques secondaires, la quantité d'acide lactique produite par l'activité bactérienne doit être strictement supérieure à 0,50 g.L -1 .j -1 , et de se rapprocher à minima de 0,75 g.L -1 .j -1 pour des essais réalisés selon un ratio solide-liquide de 10 g.L -1 .

Ces modélisations démontrent également que les essais ne peuvent pas être réalisés selon un ratio solide-liquide supérieur à 15 g.L -1 lorsque la quantité d'acide lactique produite par les bactéries est comprise entre 0,75 et 1,00 g.L -1 .j -1 , ce qui correspond à la gamme de quantités d'acide lactique produites par notre souche de lactobacilles au cours de nos essais de biodétérioration.

V. Conclusion sur la modélisation

Les essais de dissolution sur poudre ont démontré qu'une concentration de 15 g.L -1 d'acide lactique permet de dissoudre complètement 10 g.L -1 de matériau de type amianteciment.

La dissolution de monolithes d'amiante-ciment n'est pas un processus linéaire, mais peut être subdivisée en deux étapes ;

• Une première étape où la dissolution de la matrice est contrôlée par un mécanisme de dissolution de surface. • Une seconde étape où la dissolution de la matrice est un processus linéaire libérant dans la solution lixiviante des cations alcalins (Ca, Mg) de manière continue.

Pour maintenir des conditions agressives et prévenir la précipitation de minéraux secondaires sur une durée supérieure à une semaine, la production d'acide lactique doit être supérieure ou égale à 0,75 g.L -1 .j -1 , et le ratio solide-liquide ne doit pas excéder les 15 g.L -1 .

Au regard de la quantité d'acide lactique produite (0,75 à 1,00 g.L -1 .j -1 ) et de la quantité de glucose initiale (15 g.L -1 ), les processus de biodétérioration à 10 g.L -1 peuvent d'après ces modélisations être maintenus sur une durée de 15 à 20 jours tout en maintenant le pH à une valeur inférieure à 4,0.

La libération du calcium suit un profil typiquement diffusif, ce qui permet d'estimer la quantité de calcite dissoute en fonction du temps. D'après les équations de diffusion obtenues, une dissolution maintenue sur une durée de 15 à 20 jours devrait aboutir à une perte en masse minimale de 28 à 41 %.

Le processus de biodégradation envisagé pour réduire la masse des déchets cimentaires amiantés permet de dissoudre la matrice cimentaire des déchets de type fibrociment. L'activité des bactéries de la souche de Lacticaseibacillus paracasei utilisée dans cette étude génère de l'acide lactique à partir de diverses sources carbonées par un processus de fermentation lactique, ce qui permet de générer des solutions acides à pH ≤ 4, et de maintenir des conditions acides sur plusieurs jours lors de la biodégradation du matériau.

La souche étudiée de Lacticaseibacillus paracasei a été sélectionnée pour ses propriétés métaboliques, lui permettant de maintenir une activité dans des conditions acides (comme les espèces Lacticaseibacillus casei ou Lacticaseibacillus acidophilus), mais également pour sa capacité à convertir en acide lactique divers types de carbohydrates, tels du glucose, du saccharose, du galactose, du fructose ou du lactose, lui permettant de générer des solutions acides à partir d'une grande variété d'effluents agro-industriels.

La biodégradation du matériau cimentaire correspond à la dissolution de ses phases calciques. Les principales phases minérales calciques de la matrice des fibrociments amiantés subissant la dissolution en conditions acides sont la calcite, le C3S et l'ettringite. La biodégradation du matériau s'accompagne d'une transition de phase, le premier minéral à disparaître de la couche d'altération est l'ettringite, suivie du C3S. Lorsque le C3S est dissous, le silicium libéré lors de sa dissolution reprécipite sous forme de silice amorphe. La calcite est la dernière phase calcique à subsister, et des oxydes telle la brownmillerite (Ca₂(Al, Fe)₂O₅) apparaissent. Dans la zone de la couche d'altération la plus dégradée, seuls subsistent les silicates ; quartz et chrysotile.

Il apparaît que le chrysotile ne subit qu'une très faible dissolution, l'essentiel de la perte en masse pouvant être attribuée à la dissolution de la calcite. A l'issue du processus de biodégradation du matériau, le solide résiduel est enrichi en amiante et en silicium.

L'allure des courbes d'évolution des concentrations dissoutes (Ca, Mg) au cours du temps suggère que le principal mécanisme de dissolution responsable de la dégradation d'un matériau de type amiante-ciment par une solution d'acide lactique est l'acidolyse. Le lactate de calcium est un sel très soluble dans l'eau, et n'est détecté en surface d'aucun des matériaux altérés aussi bien par DRX ou par imagerie MEB. Aucun complexe organo-métallique formé entre de l'acide lactique et du calcium ou du magnésium n'est détecté non plus. La croissance de la couche d'altération ne semble pas occasionner d'effet protecteur vis-à-vis de l'altération sur une biodégradation d'une durée de 7 à 15 jours.

La température de 30 °C permet à la fois de maintenir des conditions dans lesquelles l'activité bactérienne parvient à se maintenir, mais également de limiter le risque de précipitation de carbonates. Lors d'essais réalisés sur des monolithes selon un ratio solideliquide de 10 g.L -1 , une perte en masse de l'ordre de 20 wt% est constatée à l'issue d'une biodégradation d'une durée de 1 semaine.

Si aucun essai n'a été effectué sur une durée supérieure à 15 jours, il apparaît que l'activité bactérienne est maintenue et permet une production d'acide constante. Ainsi, en présence de quantités suffisantes de nutriments (essentiellement de carbohydrates), la production d'acide lactique peut être maintenue sur de plus longues durées. Une étape de biodégradation plus longue devrait pouvoir occasionner des dommages plus importants sur la matrice des déchets cimentaires amiantés. Une perte en masse de l'ordre de 30 wt% (28,25 wt%) a été constatée sur une durée de 9 jours de biodégradation.

Si l'on se réfère aux objectifs de cette thèse, il apparaît qu'il est possible de réduire efficacement la masse des déchets de type amiante-ciment en générant des solutions acides à partir d'effluents issus de l'industrie agro-industrielle lors d'un processus d'acidification, permettant un auto entretien de l'acidité lors de la biodégradation, opéré à température ambiante.

Concernant les divers points à améliorer :

• Le ratio solide-liquide de 10 g.L -1 est un facteur limitant l'efficacité du processus, d'importants volumes de liquides sont nécessaires au traitement des déchets cimentaires amiantés. La modélisation démontre que dans les conditions expérimentales retenues, ce ratio solide-liquide ne devrait pas pouvoir être augmenté au-delà de 15 g.L -1 , au risque de ne plus parvenir à maintenir des conditions acides.

• La production d'acide lactique par les lactobacilles inhibe le développement de bon nombre de micro-organismes, mais offre des conditions favorables au développement de certains micro-organismes tels des levures ou certains organismes fongiques, dont le développement réduit drastiquement l'efficacité du processus de biodégradation.

• Le processus de biodégradation a été effectué sur des monolithes polis, ce afin de réduire l'incertitude quant à la variabilité de l'état de surface, et limiter la surface spécifique. Ce qui signifie que la vitesse de dissolution constatée dans les conditions expérimentales (30 °C ; S/L = 10 g.L -1 ; quantité d'acide lactique produite quotidiennement = 0.7 à 1.0 g.L -1 .j -1 ) correspond à la vitesse d'altération minimale. Il est important de maintenir des conditions de biodégradation dans lesquelles le pH parvient à être maintenu à des valeurs acides, de manière à éviter toute forme de précipitation (carbonates à pH > 7 ; phosphates à pH > 4).

• Au regard de la législation actuelle (directive Européenne 87/217/CEE du 19 mars 1987), la quantité d'amiante dans les eaux usées n'est régie que par la quantité de matière en suspension autorisée, indépendamment de leur nature, soit 30 mg.L -1 . A ce jour, à l'issue de filtrations, nulle fibre d'amiante n'a été constatée dans le filtrat obtenu, ce qui n'exclut pas la présence d'amiante dans la solution, mais donne une indication sur la faible quantité d'amiante en suspension.

Perspectives d'utilisation du processus :

La génération d'une solution acide par l'activité bactérienne de Lacticaseibacillus paracasei peut être effectuée à partir de divers types d'effluents agro-industriels. L'essentiel du coût du procédé provenant de la source de carbohydrates utilisée, et non d'un coût énergétique lié à l'augmentation de la température. A titre d'exemple, l'utilisation de coproduits industriels non valorisés offre une source de carbohydrates intéressante, ainsi qu'une solution vertueuse à la gestion tant de ces coproduits que des déchets cimentaires amiantés.

Concernant les applications possibles de ce genre de processus qui ne vise pas la neutralisation des déchets mais leur réduction en masse, il pourrait être envisagé comme une méthode de pré-traitement desdits déchets en complément d'autres méthodes chimiques, biochimiques ou hydrothermales dédiées à neutraliser l'amiante. En dissolvant la matrice cimentaire alcaline des fibrociments, le matériau résiduel est enrichi en fibres d'amiante et en silicate (essentiellement du quartz), avec, en corollaire, un abaissement du pH de stabilité du matériau.

Cette méthode permet à la fois de réduire la quantité de matériau à traiter, le risque de précipitation de carbonates lors des processus hydrothermaux, la quantité d'acides forts utilisés lors de processus chimiques, les protons des acides n'étant plus mobilisés pour neutraliser les composés alcalins de la matrice, ou encore d'améliorer l'efficacité de processus de complexation par des sidérophores, dont l'efficacité décroit fortement lorsque les fibres d'amiante sont recouvertes de matériau cimentaire. S'il est possible de s'assurer de l'absence de fibres d'amiante dans les solutions de lixiviation, les solutions utilisées lors des processus de biodégradation se retrouvent enrichies en calcium et magnésium à l'issue de ces processus, ce qui permet d'obtenir des concentrations respectives en calcium et magnésium de 1.0 g.L -1 et 30 mg.L -1 à l'issue d'une semaine de biodégradation à 30 °C. La présence de lactate dans les solutions de lixiviation (jusqu'à 15 g.L -1 ) offre des possibilités de valorisation des solutions via des processus de méthanisation [285]. Cette étape supplémentaire n'a pas été investiguée dans le cadre de cette thèse, mais pourrait être retenue comme voie d'exutoire des solutions de lixiviation, dans une optique de génération de biogaz, ou pour ajouter une troisième étape biohydrothermale de dégradation du matériau appauvri en calcium, dans un processus analogue à celui proposé par Spasiano & Race [START_REF] Race | Simultaneous treatment of agro-food and asbestos-cement waste by the combination of dark fermentation and hydrothermal processes[END_REF]5].

Références bibliographiques

######################################################################## PHASES Mg-

Étude des mécanismes de biodégradation des matrices cimentaires

Application aux déchets cimentaires amiantés par Robin Bonnet Résumé Les matériaux cimentaires amiantés ont été utilisés intensivement au cours du XX ème siècle, jusqu'à leur interdiction en France en 1997, toutefois des millions de tonnes de matériaux cimentaires amiantés sont toujours en place et représentent un gisement de déchets en devenir. Les voies de gestion actuellement autorisées pour les déchets amiantés sont l'enfouissement dans des décharges spécialisées et l'inertage par vitrification. L'enfouissement est le plus souvent favorisé du fait du coût élevé de la vitrification.

L'objectif de cette thèse est d'étudier un procédé capable de réduire la masse des déchets cimentaires amiantés en dégradant la matrice alcaline des fibrociments, représentant environ 50% de leur masse, à l'aide de solutions acides générées par fermentation lactique à partir d'effluents agro-industriels riches en carbohydrates.

Les études réalisées ont permis d'isoler une souche bactérienne capable d'acidifier une solution riche en carbohydrates à température modérée (30 °C) et dont le métabolisme résiste à des conditions acides (pH 3-4). L'altération des fibrociments amiantés a été étudiée en suivant l'évolution du pH et des concentrations en éléments dissous (Ca, Mg) dans la solution lixiviante, les changements minéralogiques survenus au cours de la dégradation du matériaux, et la perte en masse occasionnée par la biodégradation.

Dans les conditions d'essai (ratio solide-liquide de 10 g.L -1 , 30 °C), les monolithes de fibrociment subissent une perte en masse de 15 à 30%, liée à la dissolution des composants calciques de la matrice (calcite, C3S), au cours d'un cycle de biodégradation de 7 à 8 jours l'amiante, non dégradé, demeurant majoritairement au sein de la couche d'altération. Par ailleurs, le pH de la solution est maintenu lorsque la production d'acide lactique par les lactobacilles est comprise entre 0,7 et 1,0 g.L -1 .j -1 .

Les modélisations effectuées montrent que la dissolution de surface est le mécanisme majeur sur une durée de 1 à 4 h, puis la progression de la dissolution devient linéaire. Les modélisations démontrent également que lorsque la production quotidienne d'acide lactique est de 0,7 à 1,0 g.L -1 , le ratio solide-liquide ne doit pas excéder 15 g.L -1 .

• Mots clés Biodégradation, Matrice Cimentaire, Amiante, Lactobacilles, Acides organiques, Acide Lactique, Acidolyse

A study of the bio-degradation mechanisms of cementitious matrixes

Application to asbestos-cement wastes by Robin Bonnet Abstract:

Cementitious asbestos materials were widely used during the 20th century until their ban in France in 1997. Today, millions tons of asbestos-containing cementitious materials remain in situ and represent an upcoming source of wastes. Management methods now authorized for asbestos cement waste are landfilling in specialized facilities (ISDD, ISDND) and inertization through vitrification. Landfilling is usually favored because of the high vitrification cost.

The purpose of this PhD is to study a process suitable to reduce the weight of asbestos cement wastes through the bio-degradation of the alkaline matrix of fibrocement, which represents about 50% of their mass. The purpose of this PhD is to study a process suitable to reduce the weight of asbestos cement wastes through the bio-degradation of the alkaline matrix of fibrocement, which represents about 50% of their mass. Degradation is carried out by acid solutions provided by lactic acid fermentation from agro-industrial effluents rich in carbohydrates.

For this purpose, a microbial strain has been isolated to carry out the lactic fermentation under mesophilic conditions (30°C), biodegradation experiments of asbestos cement wastes have been achieved, and the experimental results were used to fit the material degradation model.

Under the experimental conditions (solid-liquid ratio of 10 g.L -1 , 30 °C), the asbestos cement monoliths undergo a mass loss of 15 to 30%, due to the dissolution of the calcic components of the matrix (calcite, C3S), during a biodegradation cycle of 7 to 8 days. The pH of the solution is kept acidic when the lactic acid production by lactobacilli is between 0.7 and 1.0 g.L -1 .d -1 .

The models conducted show that the major mechanism over a 1 to 4 h period is surface dissolution, followed by a linear progression of the dissolution. The modelling also shows that with a daily lactic acid production of 0.7 to 1.0 g.L -1 , the solid-liquid ratio should not exceed 15 g.L -1 .

• Keywords

Biodegradation, Cementitious matrix, Asbestos, Lactobacilli, Organic acids, Lactic acid, Acidolysis

IIIIV. 2 . 3 . 4 . 5 . 6 . 7 . 2 . 3 .

 23456723 Capacité de fermentation de la souche isolée en fonction de la nature des carbohydrates ...................................................................................................................... 1. Objectifs ............................................................................................................. 2. Conditions expérimentales ................................................................................ 3. Résultats ........................................................................................................... 4. Discussion ......................................................................................................... 5. Conclusion ........................................................................................................ V. Impact des ajouts d'azote ou de phosphore sur la fermentation ....................... 1. Objectifs ........................................................................................................... 2. Conditions expérimentales .............................................................................. 3. Résultats ........................................................................................................... 4. Discussion ......................................................................................................... 5. Conclusion ........................................................................................................ VI. Conclusion ............................................................................................................ Biodégradation de la matrice cimentaire par des solutions d'acide lactique ................................................................................................................... I. Introduction ......................................................................................................... II. Dégradation de fibrociments non amiantés par une solution abiotique d'acide acétique à pH = 3 ................................................................................................................ 1. Objectifs ........................................................................................................... 2. Conditions expérimentales .............................................................................. 3. Résultats ........................................................................................................... 4. Discussion ......................................................................................................... 5. Conclusion ........................................................................................................ III. Biodégradation de fibrociments non amiantés par des solutions abiotiques simulant l'agressivité d'un lactosérum .............................................................................. 1. Objectifs ........................................................................................................... 2. Conditions expérimentales .............................................................................. 3. Résultats ........................................................................................................... 4. Discussion ......................................................................................................... 5. Conclusion ........................................................................................................ IV IV. Biodégradation de fibrociments non amiantés par des solutions fermentées ... 1. Objectifs ........................................................................................................... 2. Conditions expérimentales .............................................................................. 3. Résultats ........................................................................................................... 4. Discussion ......................................................................................................... 5. Conclusion ........................................................................................................ V. Étude de la biodégradation de fibrociments amiantés par des solutions fermentées 137 1. Objectifs ........................................................................................................... 2. Conditions expérimentales .............................................................................. 3. Résultats ........................................................................................................... 4. Discussion ......................................................................................................... 5. Conclusion ........................................................................................................ VI. Conclusion ............................................................................................................Modélisation géochimique desessais de biodétérioration ..................... I. Introduction ......................................................................................................... II. Altération de poudres de fibrociments et modélisation sous PHREEQC ............. 1. Objectifs ........................................................................................................... 2. Conditions expérimentales .............................................................................. 3. Résultats des essais de lixiviation..................................................................... 4. Modélisation du processus .............................................................................. 5. Conclusion ........................................................................................................ III. Modélisation des essais de biodétérioration Sept21 et Mai22_d3 ..................... 1. Objectifs ........................................................................................................... Modélisation d'un processus de dissolution linéaire ....................................... Résultats de la modélisation d'une dissolution linéaire .................................. Conclusion sur la modélisation de dégradation linéaire .................................. Modélisation d'un processus de dissolution non linéaire en deux étapes ...... Résultats de la modélisation de dissolution non linéaire en deux étapes ....... Conclusion sur les modélisations non linéaires en deux étapes ...................... 8. Modélisation de la dissolution selon une équation de diffusion ..................... 9. Conclusion de la modélisation selon une équation de diffusion ..................... V IV. Modélisation de l'impact de la production d'acide et du ratio solide-liquide lors des essais de biodégradation .................................................................................................... 1. Objectifs ........................................................................................................... Modélisation de l'impact de la production d'acide ......................................... Modélisation de l'impact du ratio solide-liquide ............................................. 4. Conclusion ........................................................................................................ V. Conclusion sur la modélisation ............................................................................ Conclusion Générale ............................................................................... Références bibliographiques .................................................................. ANNEXES ................................................................................................ VI VII

Figure 1 : 9 Figure 2 : 10 Figure 3 : 11 Figure 4 : 12 Figure 5 : 13 Figure 6 : 20 Figure 7 : 21 Figure 8 : 22 Figure 9 : 27 Figure 11 : 31 Figure 13 : 32 Figure 14 : 33 Figure 15 : 34 Figure 16 : 36 Figure 17 : 37 Figure 18 : 38 Figure 19 : 42 Figure 20 : 45 Figure 21 : 49 Figure 22 : 51 Figure 23 : 51 Figure 24 : 59 Figure 25 : 64 Figure 26 : 67 Figure 29 :Figure 48 :Figure 51 :Figure 54 :Figure 71 :Figure 72 :Figure 73 :Figure 75 :Figure 90 :Figure 91 :Figure 93 :Figure 94 :Figure 95 :Figure 97 :

 192103114125136207218229271131133214331534163617371838194220452149225123512459256426672948515471727375909193949597 Figure 1 : Structure cristalline du chrysotile [11] ................................................................. 9 Figure 2 : Mine à ciel ouvert d'amiante au Canada en 1910 (©PE-Co., Ottawa). ............. 10 Figure 3 : Schéma de la machine à carton Hatschek [18] .................................................. 11 Figure 4 : Carte postale de la chaîne de fabrication des plaques de fibrociment ondulées Durabestos, Australie, 1940 (©Wunderlich Limited). ............................................................. 12 Figure 5 : Localisation des principales pathologies pulmonaires causées par l'amiante [27] .................................................................................................................................................. 13 Figure 6 : Localisation des terres amiantifères en France métropolitaine et Corse [62]. . 20 Figure 7 : Étiquette d'identification obligatoire des matériaux contenant de l'amiante. . 21 Figure 8 : Recensement des déchetteries et des installations de tri, acheminement et transit des déchets amiantés [62]. ........................................................................................... 22 Figure 9 : Voie métabolique de la production d'éthanol par une levure [108] ................. 25 Figure 10 : Voie de la fermentation homolactique. ........................................................... 27 Figure 11 : Voies métaboliques conduisant à la production d'acide lactique [59]. ........... 30 Figure 12 : Étapes de transformation du lait et des produits laitiers (d'après Alais, 1964 [150]) ........................................................................................................................................ 31 Figure 13 : Modèle de la structure d'une micelle de caséine et de ses sous-unités [156].32 Figure 14 : Composition comparative du lait de vache (milk) et du lactosérum (whey) [159]. .................................................................................................................................................. 33 Figure 15 : Principales voies de valorisation du lactosérum et proportions associées [162]. .................................................................................................................................................. 34 Figure 16 : Techniques d'immobilisation cellulaires [94]. .................................................. 36 Figure 17 : Processus de production de biohydrogène [179]. ........................................... 37 Figure 18 : Dégradation anaérobie du carbone organique lors du processus de méthanogénèse. ....................................................................................................................... 38 Figure 19 : Altération du béton par un acide HA et formation d'une couche altérée (inspiré de Beddoe & Dorner[230] ) ...................................................................................................... 42 Figure 20 : Schéma général de la détérioration des matériaux cimentaires par des acides organiques (inspiré de Zivica et Bajza [238]). .......................................................................... 45 Figure 21 : Stabilité de la calcite et de la portlandite dans le système CaO-CO2-H2O entre 0 et 100 °C à 1 bar en fonction de la PCO2 [247]. ......................................................................... 49 Figure 22 : Solubilité de la calcite à 25 °C en fonction de la PCO2 et du pH. Les valeurs entre 0 et -5 correspondent au log(PCO2) [247]. ................................................................................ 51 Figure 23 : Solubilité de la calcite en fonction de la température, entre 0 et 90 °C [247]. 51 Figure 24 : Logigramme récapitulatif de l'organisation du travail de thèse. ..................... 59 Figure 25 : Colonies de Lacticaseibacillus paracasei sur gélose MRS après 72h d'incubation à 30 °C. ..................................................................................................................................... 64 Figure 26 : Évolution de la population de lactobacilles lors de l'incubation des inocula à 30 °C (les dénombrements ont été effectués sur gelose MRS). ................................................... 65 Figure 27 : Galerie 50 CHL inoculée après 48h d'incubation à 30 °C et lecture à l'aide du logiciel d'identification de l'UBPM. .......................................................................................... 66 Figure 28 : Classification taxonomique issue du rapport Genoscreen. ............................. 67

  Figure 97 : Évolution du pH et des concentrations en magnésium et calcium dissous expérimentaux et modélisés de l'essai Mai22_d3. ................................................................ 170 Figure 98 : Modélisations de l'évolution du pH et de la chimie de la solution sur une semaine lors de l'essai Mai22_d3 en deux étapes, l'une débutant par un mécanisme de dissolution de surface durant 1 h (gauche), l'autre durant 4 h (droite). ............................... 173 Figure 99 : Résultats expérimentaux des concentrations en calcium dissous des essais de la série Mai22_d3 comparés à la modélisation de l'évolution de la concentration en calcium suivant l'équation de diffusion 0.075*√(t). ............................................................................ 175 Figure 100 : Modélisation de l'évolution du pH des solutions en fonction de la quantité d'acide lactique produite. ...................................................................................................... 176 Figure 101 : Modélisation de l'évolution du pH des solutions en fonction du ratio solideliquide avec une production d'acide lactique de 0.75 g.L -1 .j -1 . .............................................. 178 Figure 102 : Modélisation de l'évolution du pH des solutions en fonction du ratio solideliquide avec une production d'acide lactique de 1,00 g.L -1 .j -1 ; .............................................. 178

  Je remercie également toutes les personnes qui m'ont permis de mener à bien mes expériences et mes analyses : en premier lieu Christelle Ollivier, notre technicienne au CSTB, toujours prête à aider (même si elle devrait peut-être parfois apprendre à dire non si elle n'a pas le temps…), Laure Cordier à l'IPGP, Sophie Nowak à Paris Diderot, Vanessa Mazars, Cédric Roosz et Guillaume Lambare au LMDC, Léo Breton au CSTB. Je remercie également Thierry Chaussadent et Benjamin Erable d'avoir accepté d'être mes rapporteurs de thèse, ainsi que Alexandra Bertron, Christine Lors et Daniel Neuville d'avoir accepté de faire partie de mon jury de thèse.

Figure 2 :

 2 Figure 2 : Mine à ciel ouvert d'amiante au Canada en 1910 (©PE-Co., Ottawa).

Figure 3 :

 3 Figure 3 : Schéma de la machine à carton Hatschek [18] a) Bac à matière, b) Cylindres tamiseurs dits « pêcheurs », c) Feutre sans fin, d) Cylindre presseur, e) Aspirateur, f) Cylindre entraîneur, g) Cylindre à format avec sa rainure, h) Rainure, i)Table recevant la plaque fabriquée, k) Batteurs, l) Tuyau de rinçage.

Figure 4 :

 4 Figure 4 : Carte postale de la chaîne de fabrication des plaques de fibrociment ondulées Durabestos, Australie, 1940 (©Wunderlich Limited).

Figure 6 :

 6 Figure 6 : Localisation des terres amiantifères en France métropolitaine et Corse [62].

Figure 7 :

 7 Figure 7 : Étiquette d'identification obligatoire des matériaux contenant de l'amiante.

Figure 8 :

 8 Figure 8 : Recensement des déchetteries et des installations de tri, acheminement et transit des déchets amiantés [62].

Figure 9 :

 9 Figure 9 : Voie métabolique de la production d'éthanol par une levure [108]

Figure 10 :

 10 Figure 10 : Voie de la fermentation homolactique.

Figure 11 :

 11 Figure 11 : Voies métaboliques conduisant à la production d'acide lactique[START_REF] Abedi | Lactic acid production-producing microorganisms and substrates sources-state of art[END_REF]. Exo β1,4 Glucanase, 2 : β-Glucosidase, 3 : lactose phosphotransferase system (Lac-PTS), 4 : permease, 5 : Amylase, 6 : β-galactosidase, 7 : ATP→ADP, 8 : galactose-1-phosphate uridylyltransferase, 9 : phosphoglucomutase, 10 : NAD→ NADH, 11 : ATP→ADP, 12 : ATP→ADP, 13 : Phosphoenolpyruvate carboxylase, 14 : ATP→ADP, 15 : ATP→ADP, 16 : NADþ→NADH, 17 : arabinose isomerase, 18 : ribulokinase and ATP→ADP, 19 : xylose reductase and xylitol dehydrogenase, 20 : ATP→ADP, 21 : ribulose 5-phosphate 3-epimerase, 22 : D-lactic acid Dehydrogenase, 23 : Pyruvate-fomarate lyase, 24 : Pta, 25 : Pyruvate dehydrogenase complex, 26 : Aldehyde dehydrogenase, 2NADH→2NADþ, 27 : Acetate kinase, 28 : 4 ADP→ 4ATP, 2 NADþ→2NADH, 29 : 2NADH→2NADþ, 30 : ADP→ ATP, 31 : NADH→ NADþ, 32 : NADH→ NADþ, 33 : 2ADP→ATP, NADþ→NADH, 34 : Lactate dehydrogenase, NADH→NADþ,[START_REF] Spasiano | Treatments of asbestos containing wastes[END_REF] Acetaldehyde dehydrogenase, 36 : Pyruvate decarboxylase. 37 : Alcohol dehydrogenase. GA3P : glyceraldehyde-3-P, DHAP : Dihydroxyacetone-P.

Figure 12 :

 12 Figure12: Étapes de transformation du lait et des produits laitiers(d'après Alais, 1964 [150])

Figure 13 :

 13 Figure 13 : Modèle de la structure d'une micelle de caséine et de ses sous-unités [156].

Figure 14 :

 14 Figure 14 : Composition comparative du lait de vache (milk) et du lactosérum (whey) [159].

Figure 16 :

 16 Figure 16 : Techniques d'immobilisation cellulaires[START_REF] Abdel-Rahman | Recent advances in lactic acid production by microbial fermentation processes[END_REF].

Figure 17 :

 17 Figure 17 : Processus de production de biohydrogène [179].

Figure 18 :

 18 Figure 18 : Dégradation anaérobie du carbone organique lors du processus de méthanogénèse.

  montre la progression de la couche d'altération lorsque les protons diffusent à travers la couche altérée pour atteindre le front réactif entre le ciment et la solution de pores. La matrice cimentaire se dissout et un gel de silice résiduel se forme, enrichi en éléments les moins mobiles (Si, Al, Fe), et subsiste jusqu'à des valeurs de pH très acides (~1,5 -2) [228, 230].

Figure 19 :

 19 Figure 19 : Altération du béton par un acide HA et formation d'une couche altérée (inspiré de Beddoe & Dorner[230] )

Figure 20 :

 20 Figure 20 : Schéma général de la détérioration des matériaux cimentaires par des acides organiques (inspiré de Zivica et Bajza [238]). a) exemple des acides acétique, formique et lactique (b) exemple de l'acide citrique (c) exemple des acides oxalique et tartrique

Figure 22 :

 22 Figure 22 : Solubilité de la calcite à 25 °C en fonction de la PCO2 et du pH. Les valeurs entre 0 et -5 correspondent au log(PCO2) [247].

Figure 23 :

 23 Figure 23 : Solubilité de la calcite en fonction de la température, entre 0 et 90 °C [247].

  La dégradation du matériau se traduit par la dissolution des minéraux alcalins du fibrociment, et par la formation d'une couche d'altération. Les changements minéralogiques entre les matériaux cimentaires amiantés sain et altérés sont observés au MEB et déterminés par DRX.

Figure 24 :

 24 Figure 24 : Logigramme récapitulatif de l'organisation du travail de thèse.

  Les prélèvements subissent une dilution décimale en cascade dans du sérum physiologique (eau ultrapure stérilisée à 121 °C pendant 20 minutes contenant 9 g.L -1 de NaCl) jusqu'à obtenir une dilution comprise entre 10 -4 et 10 -6 pour les échantillons et 10 -6 et 10 -8 pour les inocula. Chaque dilution est réalisée à minima en deux exemplaires et les dilutions sont systématiquement réalisées selon 3 ordres de grandeur.Les dilutions obtenues sont étalées sur gélose MRS (préparée à partir de 52,25 g de MRS Broth ©Condalab et 12 g d'Agar powder ©Sigma-Aldrich dans 1L d'eau ultrapure, stérilisés pendant 12 minutes à 121 °C avant d'être coulées dans des boîtes de Pétri) puis incubées pendant 48 à 72h à 30 °C avant comptage (Figure25).

Figure 25 :

 25 Figure 25 : Colonies de Lacticaseibacillus paracasei sur gélose MRS après 72h d'incubation à 30 °C.

Figure 26 :

 26 Figure 26 : Évolution de la population de lactobacilles lors de l'incubation des inocula à 30 °C (les dénombrements ont été effectués sur gelose MRS).

Figure 27 :

 27 Figure 27 : Galerie 50 CHL inoculée après 48h d'incubation à 30 °C et lecture à l'aide du logiciel d'identification de l'UBPM.

b.

  Identification par séquençage d'un génome bactérien L'identification par séquençage génomique de la souche bactérienne a été effectuée par l'entreprise Genoscreen (Lille, France) à l'aide de la technologie Illumina®. L'ADN génomique est extraite par un kit Nucleospin Tissue (Macherey-Nagel) puis quantifié à 9,66 ng.µL -1 par dosage au SybrGreen (Thermofischer Scientific). Le génome est alors séquencé par la technologie Illumina®, dont le fonctionnement repose sur 4 processus successifs ; la préparation d'une librairie, une amplification du génome, un séquençage et une analyse par bioinformatique des données obtenues.Le séquençage Illumina® effectué par Genoscreen a permis d'identifier le genre Lacticaseibacillus avec 95,23 % des reads spécifiques au genre, ainsi que 69,24% des reads étant assignés spécifiquement à l'espèce Lacticaseibacillus paracasei (Figure28). Les BLASTn (Basic Local Alignment Search Tools) [268] réalisés à partir de ce séquençage identifient 98,9% de l'assemblage total comme appartenant à l'espèce Lacticaseibacillus paracasei.

Figure 28 :

 28 Figure 28 : Classification taxonomique issue du rapport Genoscreen. D : Domaine P : Embranchement (Phylum) C : Classe O : Ordre F : Famille S : Espèce (specie).

Figure 29 :

 29 Figure 29 : Signal acquis pour le standard Std_AL20 contenant 2 g.L -1 d'acide lactique (logiciel Chromeleon 6.8).

Figure 30 :Figure 31 : 3 .

 30313 Figure 30 : Calibration de l'HPLC à partir de l'intensité des pics d'acide lactique.

Figure 32 :

 32 Figure 32 : Spectre DRX acquis sur un échantillon de fibrociment amianté.

Figure 33 :

 33 Figure 33 : Morceau de plaque ondulée en amiante-ciment.

Figure 34 :

 34 Figure 34 : Monolithe de fibrociment après découpe et polissage.

Figure 35 :

 35 Figure 35 : Poudre de fibrociment amianté obtenue après broyage.

  Les échantillons de fibrociments destinés à être analysés par DRX ont été réduits en poudre selon le protocole présenté ci-avant (Préparation des échantillons -c) Préparation des poudres). Les poudres d'un diamètre ≤ 80 µm ont été analysées à l'aide d'un diffractomètre Empyrean PANanalytical doté d'un détecteur PIXcel et d'une source cuivre (Diderot, Paris).

Figure 36 :

 36 Figure 36 : Diffractogramme DRX acquis sur une poudre de fibrociment amianté non altéré (logiciel MAUD).

Figure 37 :

 37 Figure 37 : Image MEB d'un échantillon de fibrociment altéré. La couche d'altération (à gauche) apparaît gris foncé du fait de la haute porosité de celle-ci. Les cristaux de C3S et C2A (cristaux blancs) apparaissent plus clairs du fait de la présence de Si et Al dans des proportions plus importantes.

Figure 38 :

 38 Figure 38 : Spectre EDS acquis sur une fibre de chrysotile (Mg3(Si2O5)(OH)4).

Figure 39 :

 39 Figure 39 : Sections transversales d'un fibrociment non altéré (gauche) et d'un fibrociment altéré (droit) inclus sous résine.

Figure 40 :

 40 Figure 40 : Paramètres suivis au cours du processus expérimental de biodégradation d'un fibrociment amianté.

  Au cours des essais, le pH est suivi et enregistré en continu par le pHmètre relié au bioréacteur BioFlo 120, et mesuré de deux à quatre fois par jour à l'aide d'un pHmètre Hanna Instruments pH 213. Des prélèvements réguliers sont effectués pour mesurer les concentrations en acide lactique (voir Matériels et méthodes. II.2) et en glucose (voir Matériels et méthodes II.1).

Figure 41 :

 41 Figure 41 : Suivi du pH du lactosérum lors de sa fermentation anaérobie à 30 °C. La flèche verte correspond à l'évolution du pH sous condition aérobie.

Figure 42 :

 42 Figure 42 : Évolution de la flore du lactosérum au cours de sa fermentation en condition anaérobie (T0 = 0h ; T1 = 23h ; T2 = 45h ; T3 = 114h), les état frais ont été réalisés sans dilution, les observations ont été réalisées au microscope optique objectif x40.

  (solution de glucose) et Figure48(solution de saccharose).

Figure 45 :

 45 Figure 45 : Évolution du pH au cours de la fermentation d'une solution contenant 60 g.L -1 de Glucose par une souche de Lacticaseibacillus paracasei à 30 °C.

Figure 46 :Figure 47 :

 4647 Figure 46 : Évolution du pH au cours de la fermentation d'une solution contenant 60 g.L -1 de Saccharose par une souche de Lacticaseibacillus paracasei à 30 °C

Figure 48 :

 48 Figure 48 : Évolution des concentrations en acide lactique lors des fermentation de solutions contenant 60 g.L -1 de saccharose.

Figure 49 :

 49 Figure 49 : Comptages de lactobacilles lors des fermentations de solutions de glucose par la souche de Lacticaseibacillus paracasei à 30 °C.

Figure 50 :

 50 Figure 50 : Comptages de lactobacilles lors des fermentations de solutions de saccharose par la souche de Lacticaseibacillus paracasei à 30 °C.

Figure 51 :

 51 Figure 51 : Évolution du pH des solutions de glucose contenant de l'azote lors de leur fermentation par la souche de Lacticaseibacillus paracasei

Figure 52 :

 52 Figure 52 : Évolution du pH des solutions de glucose contenant du phosphore lors de leur fermentation par la souche de Lacticaseibacillus paracasei.

Figure 53 :

 53 Figure 53 : Dénombrement des populations de lactobacilles cultivables dans les solutions de glucose contenant de l'azote.

Figure 54 :

 54 Figure 54 : Dénombrement des populations de lactobacilles cultivables dans les solutions de glucose contenant du phosphore.

Figure 55 :

 55 Figure 55 : Évolution du pH de la solution lors de la dégradation de fibrociments non amiantés à 30 °C par une solution d'acide acétique à pH = 3.

-

  FC0 est un essai de contrôle où le monolithe est lixivié par une solution d'eau milliQ. -FC1 est soumis à une lixiviation par une solution à pH = 4,0 simulant l'agressivité d'un lactosérum. Cette solution a été préparée par dilution de manière à être constituée d'un mélange d'acides lactique et acétique selon un ratio molaire 8 : 1 (acide lactique : 5,6 mg.L -1 ; acide acétique : 0,5 mg.L -1 ) [133]. -FC2 est soumis à une solution à pH = 4,0 identique à celle de FC1, à laquelle a été ajouté du calcium sous forme de CaCl2•6H2O à hauteur de 20 mmol.L -1 , de manière à correspondre à la concentration en calcium dans les lactosérums [160].

Tableau 17 :

 17 Observation des surfaces des échantillons FC0, FC1 et FC2 (photographie, loupe binoculaire, MEB).

Figure 57 :

 57 Figure 57 : Image MEB de la surface de FC0 après 100h d'immersion dans de l'eau ultrapure, grossissement x250.

Figure 58 :

 58 Figure 58 : Image MEB de la surface de FC1 après 100h d'altération par une solution acide pH = 4, grossissement x100.

Figure 59 :

 59 Figure 59 : Image MEB de la surface FC2 après 100h d'altération par une solution contenant du calcium, grossissement 200.

Figure 60 :

 60 Figure 60 : Image MEB d'une fibre du monolithe FC1 recouverte de cristaux rhomboédriques automorphes.

Figure 61 :

 61 Figure 61 : Image MEB de fibres du monolithes FC2 recouvertes de microcristaux.

Figure 62 :

 62 Figure 62 : Analyse EDS des cristaux automorphes rhomboédriques de FC1, la croix jaune correspond au point d'analyse.

Figure 63 :

 63 Figure 63 : pH d'équilibre de la calcite à 30 °C en fonction de la concentration en calcium, calculée à partir du logiciel Visual MINTEQ [258].

  100h (Figure56) peut correspondre à la précipitation de calcite à partir du calcium dissous contenu dans la solution.

Figure 65 :

 65 Figure 65 : Image MEB de la surface polie d'un échantillon de fibrociment non amianté n'ayant subi aucune altération.

Figure 66 :

 66 Figure 66 : Image MEB de la surface de FC_LS3.3 à l'issue de 144.4h de biodétérioration par une solution de lactosérum fermenté.

Figure 67 :

 67 Figure 67 : Evolution du pH des solutions lixiviantes lors des essais de biodétérioration des monolithes de fibrociments de la série « oct20 » à 5, 10 et 20 g.L -1 .

Figure 68 :

 68 Figure 68 : Surface de FC_oct20_10a après 150h de biodétérioration.

Figure 69 :

 69 Figure 69 : Suivi du pH des solutions lixiviantes lors des 7 jours de biodégradation des fibrociments amiantés de la série « mai22 ».

Figure 70 :

 70 Figure 70 : Suivi du pH des solutions lixiviantes des essais de biodégradation sept21_BR, fev22_BR, mars22_BR et mars22_P10mM. Le pH des trois essais en bioréacteurs mesuré en continu (1 mesure toutes les 3 minutes) est représenté par une courbe continue, les mesures ponctuelles de l'essai mars22_P10mM sont reliées par une ligne discontinue.

Figure 71 :

 71 Figure 71 : Évolution de la concentration en calcium dissous au cours du temps lors des essais de biodégradation des fibrociments amiantés de la série « mai22 ».

Figure 72 :

 72 Figure 72 : Évolution de la concentration en calcium dissous au cours du temps lors de la biodégradation des fibrociments amiantés des essais Sept21_BR, Fev22_BR, Mars22_BR et Mars22_P10mM.

Figure 73 :Figure 74 :

 7374 Figure 73 : Évolution de la concentration acide lactique au cours du temps lors des essais de biodégradation des fibrociments amiantés de la série « mai22 ».

  de lactobacilles et d'organismes fongiques ont été constatés en surface des monolithes de fibrociments en fin des essais Fev22_BR, Mars22_BR et Mai22_d1 (Figure75).

Figure 75 :

 75 Figure 75 : Monolithe de fibrociment ACW_mars22_BR recouvert d'un biofilm à l'issue des 10 jours de biodégradation.

Figure 76 :

 76 Figure 76 : Cartographie élémentaire de la surface de mars22_P10mM.

Figure 77 :

 77 Figure77: Imagerie MEB des sections transversales d'échantillons de fibrociments n'ayant subi aucune altération (ACW_na), une perte en massede 17,34 wt% (ACW_mai22_d3) et 28,25 wt% (ACW_sept21_BR).

Figure 78 :

 78 Figure 78 : Image MEB de la couche d'altération de ACW_sept21_BR et orientation du profil chimique réalisé en EDS sur l'échantillon.

Figure 79 :

 79 Figure 79 : Profil chimique acquis par EDS sur la section transversale du fibrociment ACW_sept21_BR depuis la couche altérée (gauche) vers le ciment sain (droite).

Figure 80 :

 80 Figure 80 : Diffractogrammes acquis par DRX sur des monolithes de fibrociments amiantés ayant subi une perte en masse de 6,97 wt% (ACW_alact, non présenté dans ce manuscrit), 10,04 wt% (ACW_mai22_d1) et 17,66 wt% (ACW_mai22_d2).

Figure 81 :

 81 Figure 81 : Analyses ponctuelles réalisées en EDS sur des cristaux au sein de la couche d'altération de ACW_sept21_BR.

Figure 83 :

 83 Figure 83 : Spéciation du calcium dans une solution à 30 °C contenant 10 mM de phosphates, calculées à l'aide du logiciel Visual MINTEQ [258].

  montre que la quantité de calcium dissous évolue en fonction de la racine du temps, ce qui indique que le mécanisme de dissolution de la matrice cimentaire est contrôlé par la diffusion.

Figure 84 :

 84 Figure 84 : Concentrations en calcium dissous exprimées en fonction de la racine du temps. D'un point de vue minéralogique, l'analyse des monolithes altérés par DRX et l'imagerie MEB permettent d'identifier les modifications qui s'opèrent au sein de la couche d'altération lorsque le fibrociment est soumis à l'agression d'une solution acide (Figure 85).

Figure 85 :

 85 Figure 85 : Profil d'altération et transitions minéralogiques au sein de la couche d'altération d'un fibrociment amianté soumis à l'attaque d'une solution d'acide lactique.

Figure 86 :

 86 Figure86: Évolution de la concentration en magnésium dissous lors des essais de biodégradation des monolithes de fibrociments de la série « mai22 ».

Figure 87 :

 87 Figure 87 : Histogramme représentant le rapport Mg/Si au sein des fibres de chrysotile localisées à moins de 10 µm du bord de la couche d'altération (border), au sein de la couche d'altération (layer) et au sein du fibrociment non altéré (core).

Figure 88 :

 88 Figure 88 : Diagramme calcium versus magnesium des concentrations mesurées dans les solutions des essais de la série « mai22 » .

Figure 89 :

 89 Figure 89 : Identification des moisissures cultivées sur géloses.

Figure 90 :

 90 Figure 90 : Évolution du pH des solutions lixiviantes au cours des essais à 1 (G1), 5 (G5), 10 (G10) et 15 (G15) g.L -1 d'acide lactique.

Figure 91 :

 91 Figure 91 : Évolution des concentrations en calcium dissous au cours des essais à 1 (G1), 5 (G5), 10 (G10) et 15 (G15) g.L -1 d'acide lactique.

Figure 92 :

 92 Figure 92 : pH des essais modélisés à l'aide du logiciel PHREEQC.

Figure 93 :

 93 Figure 93 : Concentrations en calcium modélisées à l'aide du logiciel PHREEQC. La Figure 94 montre la comparaison entre le pH mesuré et modélisé pour chacun des essais. Pour les essais à 1 et 15 g.L -1 , le pH modélisé et le pH expérimental correspondent. Un écart est constaté entre les pH modélisé et expérimental des essais à 5 et 10 g.L -1 selon un ordre de 2 unités pH.

Figure 94 :

 94 Figure 94 : Comparaison entre les pH des solutions des essais de lixiviation et le pH des solutions modélisées.

Figure 95 :

 95 Figure 95 : Comparaison entre les concentrations en calcium des solutions des essais de lixiviation et le pH des solutions modélisées.

L

  'évolution des pH et concentrations en calcium expérimentaux et modélisés de l'essai Sept21 sont présentés dans la Figure 96. L'évolution des pH et concentrations en calcium et magnésium expérimentaux et modélisés de l'essai Mai22_d3 sont présentés dans la Figure 97.

Figure 96 :

 96 Figure 96 : Évolution du pH et des concentrations en calcium dissous expérimentaux et modélisés de l'essai Sept21.

Figure 97 :

 97 Figure 97 : Évolution du pH et des concentrations en magnésium et calcium dissous expérimentaux et modélisés de l'essai Mai22_d3.

Figure 98 :

 98 Figure 98 : Modélisations de l'évolution du pH et de la chimie de la solution sur une semaine lors de l'essai Mai22_d3 en deux étapes, l'une débutant par un mécanisme de dissolution de surface durant 1 h (gauche), l'autre durant 4 h (droite).

Figure 99 :

 99 Figure 99 : Résultats expérimentaux des concentrations en calcium dissous des essais de la série Mai22_d3 comparés à la modélisation de l'évolution de la concentration en calcium suivant l'équation de diffusion 0.075*√(t).

Figure 100 :

 100 Figure 100 : Modélisation de l'évolution du pH des solutions en fonction de la quantité d'acide lactique produite.

  et Figure 102.

Figure 101 :

 101 Figure 101 : Modélisation de l'évolution du pH des solutions en fonction du ratio solide-liquide avec une production d'acide lactique de 0.75 g.L -1 .j -1 .

Figure 102 :

 102 Figure 102 : Modélisation de l'évolution du pH des solutions en fonction du ratio solide-liquide avec une production d'acide lactique de 1,00 g.L -1 .j -1 ;

1 #

 1 EXP(-E1/R/TK)*ACT("H+")^n1 #acid rate expression 80 Rate2=a2*EXP(-E2/R/TK) #neutral rate expression 85 Rate3=a3*EXP(-E3/R/TK)*ACT("H+")^n2 #base rate expression 90 Rate=(Rate1+Rate2+Rate3)*(1-Sr_mineral)*SA*parm(2de la dissolution d'un monolithe d'amiante ciment selon un ratio solideliquide de X avec une production quotidienne en acide lactique de 1 g.L -DATABASE Thermoddem-2017.dat######################################################################## # Définition des espèces chimiques et minérales utilisées # ######################################################################## PHASES Mg-Calcite #réactivité d'une calcite compo ajustée sur Calcite 4.36%Mg Mg0.0436Ca0.9564CO3 + H+ = 0.9564Ca+2 + 0

  = current number of moles of Mg-Calcite 2 rem M0 = number of moles of Mg-Calcite initially present 3 rem PARM(1) = A/V, cm^2/L 4 rem PARM(2) = exponent for M/M0 10 si_cc = SI("Mg-Calcite") 20 if (M <= 0 and si_cc < 0) then goto 200 30 k1 = 10^(0.198 -444.0 / TK ) 40 k2 = 10^(2.84 -2177.0 / TK) 50 if TC <= 25 then k3 = 10^(-5.86 -317.0 / TK ) 60 IF TC > 25 THEN k3 = 10^(-1.1 -1737.0 / TK ) 80 IF M0 > 0 THEN area = PARM(1)*M0*(M/M0)^PARM(2) ELSE area = PARM(1)*M 110 rate = area * (k1 * ACT("H+") + k2 * ACT("CO2") + k3 * ACT("H2O")) 120 rate = rate * (1 -10^(2/3*si_cc)) 130 moles = rate * 0.001 * TIME # convert from mmol to mol 200 should be mol,kgw-

  Code de modélisation de la dissolution d'un monolithe d'amiante ciment selon un modèle en 2 étapes, durant respectivement 1h et 167h❖ ETAPE 1 :#DATABASE Thermoddem-2017.dat ######################################################################## # Définition des espèces chimiques et minérales utilisées # ######################################################################## PHASES Mg-Calcite #réactivité d'une calcite Mg0.0436Ca0.9564CO3 + H+ = 0.9564Ca+2 + 0.0436Mg+2 + = current number of moles of Mg-Calcite 2 rem M0 = number of moles of Mg-Calcite initially present 3 rem PARM(1) = A/V, cm^2/L 4 rem PARM(2) = exponent for M/M0 10 si_cc = SI("Mg-Calcite") 20 if (M <= 0 and si_cc < 0) then goto 200 30 k1 = 10^(0.198 -444.0 / TK ) 40 k2 = 10^(2.84 -2177.0 / TK) 50 if TC <= 25 then k3 = 10^(-5.86 -317.0 / TK ) 60 IF TC > 25 THEN k3 = 10^(-1.1 -1737.0 / TK ) 80 IF M0 > 0 THEN area = PARM(1)*M0*(M/M0)^PARM(2) ELSE area = PARM(1)*M 110 rate = area * (k1 * ACT("H+") + k2 * ACT("CO2") + k3 * ACT("H2O")) 120 rate = rate * (1 -10^(2/3*si_cc)) 130 moles = rate * 0.001 * TIME # convert from mmol to mol 200##################################################################### #Définition des espèces chimiques et minérales utilisées #

  = current number of moles of Mg-Calcite 2 rem M0 = number of moles of Mg-Calcite initially present 3 rem PARM(1) = A/V, cm^2/L 4 rem PARM(2) = exponent for M/M0 10 si_cc = SI("Mg-Calcite") 20 if (M <= 0 and si_cc < 0) then goto 200 30 k1 = 10^(0.198 -444.0 / TK ) 40 k2 = 10^(2.84 -2177.0 / TK) 50 if TC <= 25 then k3 = 10^(-5.86 -317.0 / TK ) 60 IF TC > 25 THEN k3 = 10^(-1.1 -1737.0 / TK ) 80 IF M0 > 0 THEN area = PARM(1)*M0*(M/M0)^PARM(2) ELSE area = PARM(1)*M 110 rate = area * (k1 * ACT("H+") + k2 * ACT("CO2") + k3 * ACT("H2O")) 120 rate = rate * (1 -10^(2/3*

•

  Une première partie décrivant l'amiante et l'amiante-ciment, les propriétés du matériau, et une partie historique et réglementaire liée à la gestion des déchets amiantés.• Une deuxième partie concerne les acides organiques, leur origine et les organismes biologiques responsables de leur formation, ainsi que du lactosérum, le principal effluent agro-industriel envisagé comme milieu de fermentation en vue d'une production d'acide lactique. • Une troisième partie traitant de la dégradation des matériaux cimentaires par des acides organiques, tant des contextes d'exposition que des principaux mécanismes de dégradation mis en jeu lors de l'attaque de matériaux cimentaires par des solutions acides (acidolyse, croissance expansive et complexolyse).• Une dernière partie sur la modélisation géochimique des processus de dissolution

de matériaux cimentaires, présentant les paramètres importants d'un système géochimique étudié et la notion d'équilibres géochimiques. Le cas particulier du système CaO-CO2-H2O, correspondant au système étudié dans le cas de la dégradation des fibrociments, ainsi que de l'utilisation de divers logiciels de modélisation géochimiques, incluant le logiciel PHREEQC, utilisé dans le cadre de cette thèse.

Tableau 1 :

 1 Liste des pays ayant interdit l'amiante au 14 janvier 2022 (ABAS -International Ban Asbestos Secretary).

	Afrique du Sud	Chypre	Israël	Oman
	Algérie	Danemark	Italie	Pays-Bas
	Allemagne	Djibouti	Japon	Pologne
	Arabie Saoudite	Égypte	Jordanie	Portugal
	Argentine	Espagne	Koweït	Qatar
	Australie	Estonie	Lettonie	République Tchèque
	Autriche	Finlande	Liechtenstein	Roumanie
	Bahreïn	France	Lituanie	Royaume-Uni
	Belgique	Gabon	Luxembourg	Serbie
	Brésil	Gibraltar	Macédoine	Seychelles
	Brunei	Grèce	Malte	Slovaquie
	Bulgarie	Honduras	Maurice	Slovénie
	Canada	Hongrie	Monaco	Suède
	Chili	Islande	Mozambique	Suisse
	Colombie	Iran	Nouvelle-Calédonie	Taïwan
	Corée du Sud	Irak	Nouvelle-Zélande	Turquie
	Croatie	Irlande	Norvège	Uruguay

De nos jours, de nombreux pays continuent d'utiliser certaines variétés d'amiante, tels les Etats-Unis d'Amérique, la Fédération de Russie ou la République populaire de Chine. Les principaux producteurs d'amiante toujours actifs sont la Russie, la Chine, le Brésil et le Kazakhstan, dont l'activité d'extraction représente une quantité annuelle supérieure à 1 millions de tonnes d'amiante

  Tableau 2 : Nom, formule chimique et pKa (à 25 °C) de divers acides organiques.

	Groupe	Nom	Formule	pKa	Source
	Méthanoïque	Formique	CH2O2	3,74	[67]
		Oxalique	C2H2O4	1,25 ; 4,28	[68]
	Ethanoïque	Glycolique Glyoxylique	C2H4O3 C2H2O3	3,83 3,83	[69] [69]
		Acétique	C2H4O2	4,76	[70]
		Acrylique	C3H4O2	4,064	[71]
		Propionique	C3H6O2	4,87	[70]
	Propénoïque	Pyruvique Lactique	C3H4O3 C3H6O3	2,45 3,86	[72] [70]
		Malonique	C3H4O4	2,8 ; 5,7	[73]
		Glycérique	C3H6O4	3,52	[74]
		Crotonique	C4H6O2	4,60	[75]
		Isobutyrique	C4H6O2	4,85	[70]
		Butyrique	C4H8O2	4,81	[70]
	Butanoïque	Maléique Fumarique	C4H4O4 C4H4O4	1,94 ; 6,22 3,03 ; 4,54	[76] [77]
		Succinique	C4H6O4	4,21 ; 5,64	[78]
		Malique	C4H6O5	3,40 ; 5,11	[78]
		Tartrique	C4H6O6	2,70 ; 6,40	[79]
		Pivalique	C5H10O2	5,03	[80]
	Pentanoïque	Valérique	C5H10O2	4,80	[70]
		Iso-valérique	C5H10O2	4,77	[70]
		Sorbique	C6H8O2	4,76	[81]
	Hexanoïque	Acétoacétique Ascorbique	C6H6O3 C6H8O6	3,59 4,17 ; 11,57	[72] [77]
		Citrique	C6H8O7	3,13 ; 4,76 ; 6,40	[79]
	Heptanoïque	Benzoïque Salicylique	C7H6O2 C7H6O3	4,207 2,88	[82] [82]

b. La fermentation acétique

  Cette voie métabolique menant à la production d'éthanol est la plus courante par les levures[108, 109], cependant il est à noter que certaines bactéries sont également capables d'effectuer une fermentation alcoolique, ce qui est le cas de la bactérie Zymomonas mobilis, une bactérie anaérobie facultative à Gram négatif capable de produire de l'éthanol via la voie métabolique de Entner-Doudoroff[110].

	La production d'acide acétique à partir d'alcool est un phénomène connu depuis bien
	longtemps, Pasteur entame d'ailleurs son mémoire sur la fermentation acétique par la phrase
	suivante :
	« Le vin, la bière, le cidre, en général tous les liquides alcooliques fermentés s'aigrissent au contact de l'air,
	surtout pendant l'été. C'est un fait bien connu et depuis les temps les plus reculés » [106]

HK: hexokinase, PGI: phosphoglucoisomerase, PFK:phosphofructokinase, FBPA: fructose bisphosphate aldolase, TPI: triose phosphate isomerase, GAPDH: glyceraldehydes-3-phosphate dehydrogenase, PGK: phosphoglycerate kinase, PGM: phosphoglyceromutase, ENO: enolase, PYK: pyruvate kinase, PDC: pyruvate decarboxylase, ADH: alcohol dehydrogenase

  Lactococcus lactis[120], décrite depuis 1876 sous la dénomination Bacterium lactis[121], puis classée jusqu'en 1986 au sein du genres Streptococcus qui regroupe trois genres de bactéries lactiques à Gram positif[122, 123]. Il s'agit d'un genre assez peu diversifié, comportant 22 espèces (bacterio.net, août 2022). Bien que peu diversifiées, il s'agit de bactéries très étudiées, en particulier Lactococcus lactis, Lactococcus cremoris et leurs sous-espèces compte tenu de leur intérêt industriel[123].Ce sont des bactéries sphériques ou ovoïdes, isolées, en paire ou formant des chaînes, non sporulantes, catalase négatives, Gram positives, anaérobies facultatives. Leur métabolisme chimio-organotrophe est fermentatif, et le principal produit issu de la fermentation du glucose est l'acide lactique[120, 124].

	Parmi les espèces présentes dans les produits laitiers sont distinguées [118] ;
	• Les espèces sélectionnées pour leurs intérêts technologiques, utilisées par les
	industriels dans les processus de fabrication ; Lactococcus, Lactobacillus, Streptococcus,
	Leuconostoc, Enterococcus, Proprionibacterium…
	• Les organismes ayant un effet positif sur la santé : Lactococcus, Lactobacillus,
	Streptococcus, Leuconostoc, Enterococcus, certaines levures…
	• Les organismes responsables de l'altération du lait : Pseudomonas, Acinetobacter,
	Chryseobacterium, Clostridium, certains Phages…Des organismes pathogènes : Listeria,
	Staphylococcus, Escherichia coli, Campylobacter, Mycobacterium, certaines espèces
	fongiques…
	a. Lactococcus
	Lactococcus	Streptococcus	Lactobacillus	Leuconostoc	Enterococcus
	8,2.10 1 -1,4.10 4	1,41.10 1 -1,5.10 4	1,0.10 2 -3,2.10 4	9,8.10 1 -2,5.10 3	2,57.10 1 -1,58.10 3
	Outre ces bactéries, présentées plus en détail par la suite, de nombreux autres
	microorganismes peuvent être présents dans les produits laitiers, telles des levures ou des
	champignons (dont Penicillium).

Lactococcus est un genre de bactéries lactiques mésophiles définies depuis 1985 par leur espèce de référence ;

  . Elles ont en effet la particularité d'améliorer les réponses immunitaires à diverses bactéries et virus, et ont des vertus anticancérigènes [170]. Tableau 5 : Principales protéines du lactosérum [169].

	Protéine	Masse moléculaire (kg.mol -1 )	Point isoélectrique	Concentration (g.L -1 )	Acides aminés
	β-Lactoglobuline	18	5.4	3.2	162
	α-Lactalbumine	14	4.4	1.2	123
	Immunoglobuline G	150	5.0 -8.0	0.7	variable
	Sérum-albumine bovine	66	5.1	0.4	582
	Lactoferrine	77	7.9	0.1	700
	Lactoperoxydase	78	9.6	0.03	612

organiques pH Types de ciments Ref

	Purins et lisiers porcins	Acétique; Isovalérique; Propionique	7,4 -8,2	CEM II/A; CEM II/B; CEM V	[214]
		Acétique; Isovalérique; Propionique	7,4 -8,2	CEM I; CEM II/A; CEM II/B; CEM V	[215]
		Acétique; Butyrique; Isovalérique; Propionique	4,0 -4,6 5,6 -7,5	CEM I; CEM III/B; CEM I + SF; CEM I + PFA	[70]
		Acétique; Butyrique;	5,5 -7,5	CEM I ; CEM III/B
		Isobutyrique; Propionique;			[217]
		Valérique
	Jus d'ensilage	Acétique	4,1	CEM I; PFA; GBFS	[218]
		Acétique; Butyrique;	4,0 -4,5	CEM I ; CEM III/B
		Isobutyrique; Propionique;			[217]
		Valérique
	Organismes fongiques et	Non précisé	7 (fixé par HCl)	CEM I; PFA	[221]
	lichens	Citrique; Gluconique;	Non précisé	Ouvrages cimentaires
		Oxalique; Succinique		destiné au stockage de	[194]
				déchets radioactifs
		Acétique; Butyrique; Oxalique; Lactique	4,0 -5,0	CEM I	[222]
		Glyoxylique; Oxalique	5,4 -8,5	CEM I; CSA	[223]
		Oxaloacétique; Pyruvique	2,5	Canalisations	[193]
	Expérimental	Citrique; Lactique; Tartarique	2,0 -4,0	CEM I; CEM II; CSA	[79]
		Acétique; Butyrique	2,8 -3,5	CEM I; CEM II; CSA	[209]
		Acétique; Citrique; Oxalique; Tartarique	4,0 0,85 (oxalique)	CEM I	[188]
		Acétique; Lactique	2,0 -5,5	CEM I; CEM II/B; CEM III/A;
				CEM III/B; CEM III/C; CEM	[210]
				V
		Acétique; Lactique	2,0 -5,5	CEM I; GBFS	[211]
		Acétique	4,5 ± 0,3	CEM I; GBFS	[212]
		Acétique	2,4	CEM I; GBFS; PFA	[213]

CEM I, CEM II, CEM II/A, CEM II/B, CEM III/A, CEM III/B, CEM III/C, et CEM V selon la norme européenne

; SF : Fumée de silice ; PFA : Cendres volantes pulvérisées ; GBFS : Granulés de Haut Fourneau ; CSA : Sulphoaluminate de Calcium.

  •26H2O), et les minéraux anhydres comme le C2S (belite : Ca2SiO4) et le C3S (alite : Ca3SiO5) sont les espèces minérales les plus sensibles aux attaques acides (Tableau 7) [228]. Tableau 7 : Nom, formule et pH d'équilibre (à 25 °C) des principales espèces minérales des ciments et ciments amiantés [229].

	Nom	Formule chimique	pH d'équilibre (25 °C)
	Portlandite	Ca(OH)2	12,5
	C-S-H*	xCaOySiO2•zH2O	10,6 -11,5
	Alite (C3S)	Ca3SiO5	13,8
	Belite (C2S)	Ca2SiO4	12,1
	Ettringite	Ca6Al2(SO4)3(OH)12•26 H2O	11,1
	Chrysotile	Mg3(Si2O5)(OH)4	9,5
	Calcite**	CaCO3	9,9

* Le C-S-H (silicate de calcium hydraté) n'est pas une espèce minérale à proprement parler, mais une solution solide correspondant à toute la gamme des compositions de silicate de calcium hydraté, avec un pH de stabilité allant

de 9,5 à 12,5.

** La calcite est une phase secondaire du béton, résultant de la carbonatation de la Portlandite et du C-S-H par le CO2.

Tableau 8 :

 8 Solubilité de certains sels de calcium dans l'eau[238]

	Sel

de calcium Solubilité dans l'eau à 25 °C (wt. %)

	Acétate de calcium	52,0
	Formiate de calcium	35,2
	Lactate de calcium	1,05
	Citrate de calcium	0,085
	Tartrate de calcium	0,037
	Oxalate de calcium	0,00067

  Les lactobacilles sont dénombrées sur milieu MRS (composition présentée Tableau 9), un milieu nutritif développé en 1960 spécialement pour la culture des bactéries du genre Lacticaseibacillus (anciennement Lactobacillus)[132].

	Tableau 9 : Composition du milieu MRS (d'après la notice du MRS Broth Condalab)
	Composé	Quantité (g.L -1 )
	Dextrose	20
	Peptone bactérienne	10
	Extraits de boeuf	8
	Acétate de sodium	5
	Extraits de levure	4
	Phosphate dipotassique	2
	Citrate d'ammonium	2
	Tween 80	1
	Sulfate de magnésium	0,2
	Sulfate de manganèse	0,05

lactique (g.L -1 ) Signal (mAU) Signal (area)

  Tableau 11 : Concentration des standards d'acide lactique et signal obtenu après acquisition sur l'HPLC.

	Acide Std_AL_0	0,00	0,09	0,02
	Std_AL_5	0,51	194,24	43,55
	Std_AL_10	1,01	393,43	84,28
	Std_AL_20	2,02	805,36	164,40
	Std_AL_30	3,03	1203,62	259,82

  L'ensemble de ces informations sont synthétisées dans le Tableau 21.Tableau 21 : Ratios solide/liquide, durée de biodégradation, perte en masse relative, production d'acide lactique quotidienne et évènements particuliers survenus au cours des essais de biodégradation des fibrociments amiantés.

	Nom	S/L (g.L -1 )	Δtalt (j)	Δm (wt%)	Production d'acide lactique (g.L -1 .j -1 )	Particularités
	Sept21_BR	13,34	9	28,25%	1,044	-
	Fev22_BR	9,86	14	13,17%	0,331	Présence de biofilm fongique
	Mars22_BR	9,91	10	7,10%	0,163	Présence de biofilm fongique
						Précipitation de
	Mars22_P10mM	9,96	11	4,39%	0,193	phosphate de
						calcium
	Mai22_d1	10,00	7	10,04%	0,911	Présence de biofilm fongique
	Mai22_d2	10,00	7	17,66%	0,846	Présence d'un biofilm peu
	Mai22_d3	10,01	7	17,34%	0,667	consistant -
	Mai22_d3_BR	9,97	7	10,15%	0,414	Intense contamination
	Mai22_d3#	9,97	7	15,86%	0,629	fongique Présence d'un biofilm peu
	Mai22_d4#	10,03	7	12,86%	0,428	consistant -

  dans le reste de la couche d'altération, et de 1,32 ± 0.08 dans le fibrociment non altéré.

	Tableau 22 : Rapports atomique magnésium / silicium déterminés par EDS sur des fibres
	d'amiante des monolithes de fibrociments ACW_sept21 et ACW_mai22_d3
		Bordure	Couche d'altération	Fibrociment sain
	moyenne	1,13	1,32	1,32
	e-type	0,183	0,111	0,083
	n	36	13	36
	Border : Fibres situées dans les premiers 10 µm da couche d'altération ; Layer : Fibres situées dans la couche d'altération au-
	delà de 10 µm ; Core : Fibres situées au sein de la zone non altérée du ciment.

  1 and second-1 2 rem parm(1) is surface area in the unit of m2/kgw 3 rem calculation of surface area can be found in the note 4 rem M is current moles of minerals. M0 is the initial moles of

		60 R=8.31451
		75 Rate1=a1*EXP(-E1/R/TK)*ACT("H+")^n1 #acid rate expression
		80 Rate2=a2*EXP(-E2/R/TK)	#neutral rate expression
		85 Rate3=a3*EXP(-E3/R/TK)*ACT("H+")^n2	#base rate expression
		90 Rate=(Rate1+Rate2+Rate3)*(1-Sr_mineral)*SA*parm(2)
		100 moles= rate*Time
		200 save moles
		-end
	USER_GRAPH 1
		-headings	Time [Ca] [Mg] pH
		-axis_titles	"Time (days)" "Ca, Mg(g/L)" "pH"
		-chart_title	"Simulation Dissolution 5 g/L 1 LA/j"
		-axis_scale x_axis	0 10 auto auto
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		-plot_concentration_vs x
	-start
	10 GRAPH_x SIM_TIME
	20 GRAPH_y TOT("Ca")*40.078
	30 GRAPH_y TOT("Mg")*24.305
	40 GRAPH_sy -LA("H+")
	-end
		-active	true
		USE SOLUTION 1 & REACTION1 & EQUILIBRIUM_PHASE 1 & KINETICS 1
	SELECTED_OUTPUT
		-file Sim_1AL_5gL.xls
		-user_punch true
		-reset false
		-simulation true
		-time true
		-pH true
		-state true
		-totals Ca Mg Si
		-kinetic_reactants Calcite Mg-Calcite Chrysotile Quartz C3S
		-saturation_indices Calcite Mg-Calcite Chrysotile Quartz C3S
		USER_PUNCH
		-headings Time_h m0 m
		-start
	minerals 10 PUNCH SIM_TIME, m0, m
		5 rem parm(2) is a correction factor -end
	END	10 rem acid solution parameters
		11 a1=3.39E+07
		12 E1=75516
		13 n1=0.8
		20 rem neutral solution parameters
		21 a2=3.33E-03
		22 E2=56637
		30 rem base solution parameters
		31 a3=0
		32 E3=0
		33 n2=0
		36 rem rate=0 if no minerals and undersaturated
		40 SR_mineral=SR("Chrysotile")
		41 if (M<0) then goto 200
		42 if (M=0 and SR_mineral<1) then goto 200
		43 if (M0<=0) then SA=PARM(1) else SA=PARM(1)*(M/M0)^0.67
		50 if (SA<=0) then SA=1

Les acides organiquesLes acides organiques sont des acides courants et variés (plus de 100 composés différents) présents dans la nature, produits à la fois par les animaux, les plantes et des organismes microbiens[START_REF] Papagianni | 1.09 -Organic Acids[END_REF]. Les acides organiques ont pour particularité d'être constitués d'un ou plusieurs groupements carboxyles (-COOH), et peuvent être regroupés en fonction de leur nombre de groupements (Meth-, Eth-, Prop-, But-, … ; Tableau 2)[START_REF] Cherrington | Organic acids: chemistry, antibacterial activity and practical applications[END_REF].En solution aqueuse, les acides organiques ne cèdent pas facilement leurs protons, ce qui se traduit par des constantes de dissociation positives, avec des valeurs de pKa1 à 25 °C variant de 1,25 (acide oxalique) à 5,03 (acide pivalique). La plupart des acides organiques ont des valeurs de pKa1 comprises entre 2,5 et 5 à 25 °C (Tableau 2), ce qui en fait des acides faibles à la dissociation partielle[START_REF] Papagianni | 1.09 -Organic Acids[END_REF][START_REF] Cherrington | Organic acids: chemistry, antibacterial activity and practical applications[END_REF].

Pour le monolithe le plus altéré, ACW_mai22_d2, dont la perte en masse est de 17,66 wt%, l'épaisseur totale de la couche d'altération est de 300 µm. L'ettringite et le C3S sont absents de la totalité de cette couche d'altération. A partir de 250 µm, le signal de la brownmillerite et du quartz apparaissent. La proportion de la calcite diminue progressivement entre 300 et 50 µm jusqu'à disparaître complètement au-delà de 50 µm. La brownmillerite demeure jusqu'à 20 µm, au-delà desquels seuls le chrysotile et le quartz subsistent.

Résultats et Discussion

Les solutions sont ensemencées à partir de l'inoculum de Lacticaseibacillus paracasei (voir Matériels et méthodes I.2) de manière à obtenir une concentration de l'ordre de 10 8 UFC.mL - 1 , puis mis en incubation statique dans une étuve à 30 °C. pour déterminer la concentration en acide lactique (mesurée par HPLC) et la chimie de la solution (par ICP-OES).

Tableau 20 : Conditions expérimentales des essais de biodégradation réalisés sur des fibrociments amiantés. Les échantillons de fibrociments amiantés sont séchés puis pesés en début et en fin de dégradation pour déterminer les pertes en masse (exprimée en wt%).

Les surfaces des échantillons Mai22_d1, Mai22_d2 ont été analysées par DRX (voir Matériels et méthodes IV.2) et les échantillons Mai22_d3 et Sept21_BR ont été inclus sous résine puis sciés pour réaliser des sections transversales observées et analysées au MEB.

Les surfaces de tous les échantillons ont été observées au MEB.

Conclusion Générale

ANNEXES CODES PHREEQC :

Code de modélisation de l'équilibre entre une poudre cimentaire et une solution d'acide lactique, exemple du code pour la solution d'acide lactique à 1 g.L -1