Dans un site de stockage profond de déchets radioactifs, l'utilisation de matériaux à base de ciment Portland en association avec de l'argile pourrait se révéler inadaptée en raison de leur forte alcalinité. Une alternative serait de mettre en œuvre des ciments générant des solutions interstitielles de pH réduit (de l'ordre de 11 au lieu de 13,5 pour un CEM I). Les formulations étudiées dans cette thèse font appel à des ciments composés (également appelés " liant bas pH ") élaborés à partir de mélanges binaires (CEM I / fumée de silice) ou ternaires (CEM I / fumée de silice / cendres volantes ou laitier), avec de forts taux de substitution du CEM I (de 30% à 80%). Le travail réalisé répond à un double objectif : (i) étudier l'évolution chimique des liants bas pH à 50°C ou 80°C, températures qui pourraient être rencontrées dans certaines zones du stockage, et (ii) préciser les mécanismes à l'origine de la bonne rétention des alcalins par ces liants hydratés. (i) Le suivi sur une période d'un an de pâtes de liant bas pH montre que l'accroissement de la température de 20 à 80°C accélère l'hydratation des liants et favorise la consommation de la portlandite. L'allongement et la réticulation des chaînes de silicates des C-A-S-H est mise en évidence par RMN de l'27Al et du 29Si. L'ettringite observée dans les pâtes conservées à 20°C est par ailleurs déstabilisée. Les sulfates ainsi relâchés sont pour partie adsorbés sur les C-A-S-H et dissous dans la solution interstitielle. Le pH de cette dernière est réduit de 1,7 à 2,2 unités selon les formulations. En revanche, les fractions solubles d'alcalins n'évoluent pas de façon importante. Le liant ternaire T1 composé de 37,5% de CEM I, 32,5% de fumée de silice et 30% de cendres volantes est le seul des ciments étudiés à conduire à un pH de solution interstitielle inférieur à 11 aux trois températures considérées (20, 50 et 80°C - échéances 6 mois et 1 an). Son évolution à plus long terme a pu être simulée à l'aide de systèmes modèles reproduisant sa composition chimique à partir d'oxydes réactifs. A l'équilibre thermodynamique, l'assemblage minéralogique est constitué de C-A-S-H (rapports Ca/Si et Al/Si de 0,75 et 0,15 respectivement) ainsi que d'hydroxyde d'aluminium et de silice amorphes, et il impose un pH de 10,3 à 20°C. (ii) Ce sont les C-A-S-H qui jouent le rôle essentiel dans la rétention des alcalins. Le mécanisme mis en jeu est celui d'une compensation des charges négatives des C-A-S-H par interaction électrostatique. Il existe une sélectivité de sorption : le potassium est mieux retenu que le sodium. Celle-ci pourrait être attribuée en première approche à la différence de rayon solvaté entre ces ions. Une modélisation Monte Carlo des interactions électrostatiques entre des particules de C-S-H et un électrolyte contenant des ions sodium et potassium montre cependant que cette hypothèse ne suffit pas à elle seule à expliquer la sélectivité observée expérimentalement.

D’après les limites d’acceptation pour la mise en décharge des déchets, les REFIOM (Résidus d’Epuration des Fumées d’Incinération d’Ordures Ménagères) sont considérés comme déchets dangereux, car ils libèrent des quantités importantes de chlorures et de métaux lourds lorsqu’ils entrent en contact avec de l’eau. Ces solides doivent par conséquent être traités avant leur mise en décharge. A côté des traitements visant l’acceptabilité des REFIOM en décharge, quelques recherches entrevoient la possibilité de valoriser ces résidus, notamment dans des matériaux cimentaires. <p>Les recherches présentées ici s’inscrivent dans cette tendance nouvelle et visent l’élaboration d’un procédé combinant traitement et valorisation des REFIOM. <p>Les REFIOM représentent en fait différents types de résidus provenant des installations que rencontrent les fumées issues de l’incinération des déchets. La composition des résidus diffère selon leur origine. Il est dès lors apparu essentiel de considérer chaque type de résidu séparément et de poursuivre l’élaboration d’un traitement sur un seul type de REFIOM. Nous avons choisi de concentrer les recherches sur les Cendres Volantes de Chaudière (CVC), ces résidus se retrouvant dans tout incinérateur. <p>Le traitement des CVC est basé sur l’extraction de fractions valorisables et la séparation de fractions contaminées, permettant d’obtenir des résidus acceptables en décharge ou, idéalement eux-mêmes valorisables. <p>Une séparation magnétique permet d’extraire environ 10% en poids des CVC mais ne semble pas exploitable dans le cadre du traitement des CVC car les particules magnétiques contiennent des impuretés (composés non magnétiques) et que le résidu final reste contaminé. <p>Une étude de la répartition des éléments en fonction de la taille des particules (granulochimie) est effectuée sur les CVC. Il apparaît intéressant de séparer la fraction inférieure à 38 µm obtenue lors d’une séparation granulométrique, effectuée en voie humide en utilisant une solution dense. En effet, cette fraction semble être nettement plus contaminée en Pb (soluble) que le reste des CVC. Une telle séparation constitue dès lors la première étape du traitement des CVC. Elle est suivie par des étapes de lavage des fractions obtenues, visant à extraire les sels solubles (chlorures et métaux). Les lavages sont envisagés à contre-courant afin d’utiliser au mieux l’eau de lavage. Une recirculation interne des solutions est également prévue, de sorte que, théoriquement, le procédé ne génère pas d’effluents liquides. Une étape de précipitation de composés métalliques (PbS dans ce cas-ci) est prévue après le lavage des boues. <p>Le procédé de traitement des CVC produirait ainsi des boues et des granulats décontaminés, des sels et des précipités métalliques. Seules certaines étapes du procédé ont été investiguées en laboratoire ;des essais supplémentaires sont encore nécessaires pour optimiser chaque étape, comprendre les phénomènes physico-chimiques qui se produisent et assurer des filières de valorisation. <p>/<p>Municipal Solid Waste Incineration (MSWI) fly ashes and Air Pollution Control (APC) residues are considered as hazardous waste according to the limits for the acceptance of waste at landfills, because high amounts of chlorides and heavy metals leach from the solids when those are in contact with water. These residues have thus to be treated before they can be accepted in landfill. Several treatments aim to limit the leaching of the residues. Beside these treatments, some research works go further the treatment and consider the valorisation of MSWI fly ashes and APC residues, e.a. in cementitious materials. <p>The present work follows the new trend and aims to build up a process that combines treatment and valorisation of MSWI fly ashes and APC residues. <p>MSWI fly ashes and APC residues come from the devices encountered by the flue gases from waste incineration. The residues composition differs according to their origin. It seems thus essential to consider each type of residues separately and to develop the treatment only on one sort of residue. Boiler Fly Ashes (BFA) were chosen because they exist in every modern MSWI plant. <p>The BFA treatment is based on the extraction of valorisable fractions and on the separation of contaminated fractions, which makes the final residues less hazardous; these final residues would then be acceptable in landfill, or, even better, be valorisable. <p>A magnetic sorting extracts ~10% (wt.) of BFA; however, such a separation would not be useful in a treatment process because the magnetic particles contain some impurities (non magnetic particles) and the final residue is still hazardous. <p>The repartition of the elements according to the particles size has been studied on BFA. It seems interesting to separate the BFA at 38 µm by a wet sieving process using a dense solution. The lower fraction presents a higher contamination in Pb (soluble) than the larger. Consequently, the first step of the BFA treatment consists of a wet sieving. Washing steps follow the sieving and aim to extract soluble salts (chlorides, heavy metals). These washings work in a counter-current way to optimise the use of water. The solutions are recycled in the process, which implies the absence of liquid effluents. A precipitation step of some metallic compounds (PbS in this case) is foreseen after the washing of the lower fraction. <p>The BFA treatment process would produce decontaminated sludge and coarse fractions, salts and metallic compounds. Some steps of the process have been investigated at lab-scale; further studies are necessary to optimise each step, to understand the observed reactions and to guarantee valorisation channels. / Doctorat en Sciences de l'ingénieur / info:eu-repo/semantics/nonPublished

Dans un site de stockage profond de déchets radioactifs, l’utilisation de matériaux à base de ciment Portland en association avec de l’argile pourrait se révéler inadaptée en raison de leur forte alcalinité. Une alternative serait de mettre en œuvre des ciments générant des solutions interstitielles de pH réduit (de l’ordre de 11 au lieu de 13,5 pour un CEM I). Les formulations étudiées dans cette thèse font appel à des ciments composés (également appelés « liant bas pH ») élaborés à partir de mélanges binaires (CEM I / fumée de silice) ou ternaires (CEM I / fumée de silice / cendres volantes ou laitier), avec de forts taux de substitution du CEM I (de 30% à 80%). Le travail réalisé répond à un double objectif : (i) étudier l’évolution chimique des liants bas pH à 50°C ou 80°C, températures qui pourraient être rencontrées dans certaines zones du stockage, et (ii) préciser les mécanismes à l’origine de la bonne rétention des alcalins par ces liants hydratés. (i) Le suivi sur une période d’un an de pâtes de liant bas pH montre que l’accroissement de la température de 20 à 80°C accélère l’hydratation des liants et favorise la consommation de la portlandite. L’allongement et la réticulation des chaînes de silicates des C-A-S-H est mise en évidence par RMN de l’27Al et du 29Si. L’ettringite observée dans les pâtes conservées à 20°C est par ailleurs déstabilisée. Les sulfates ainsi relâchés sont pour partie adsorbés sur les C-A-S-H et dissous dans la solution interstitielle. Le pH de cette dernière est réduit de 1,7 à 2,2 unités selon les formulations. En revanche, les fractions solubles d’alcalins n’évoluent pas de façon importante. Le liant ternaire T1 composé de 37,5% de CEM I, 32,5% de fumée de silice et 30% de cendres volantes est le seul des ciments étudiés à conduire à un pH de solution interstitielle inférieur à 11 aux trois températures considérées (20, 50 et 80°C - échéances 6 mois et 1 an). Son évolution à plus long terme a pu être simulée à l’aide de systèmes modèles reproduisant sa composition chimique à partir d’oxydes réactifs. A l’équilibre thermodynamique, l’assemblage minéralogique est constitué de C-A-S-H (rapports Ca/Si et Al/Si de 0,75 et 0,15 respectivement) ainsi que d’hydroxyde d’aluminium et de silice amorphes, et il impose un pH de 10,3 à 20°C. (ii) Ce sont les C-A-S-H qui jouent le rôle essentiel dans la rétention des alcalins. Le mécanisme mis en jeu est celui d’une compensation des charges négatives des C-A-S-H par interaction électrostatique. Il existe une sélectivité de sorption : le potassium est mieux retenu que le sodium. Celle-ci pourrait être attribuée en première approche à la différence de rayon solvaté entre ces ions. Une modélisation Monte Carlo des interactions électrostatiques entre des particules de C-S-H et un électrolyte contenant des ions sodium et potassium montre cependant que cette hypothèse ne suffit pas à elle seule à expliquer la sélectivité observée expérimentalement. / Because of their high alkalinity, Portland cement (OPC)-based materials may have deleterious effects in an underground waste repository. A solution would be to use low-alkalinity cements (also referred as low-pH cements) generating interstitial solutions with a reduced pH (11 instead of 13.5 for OPC), and thus showing an improved chemical compatibility with the repository environment. In this work, the investigated formulations were based on binary (OPC / silica fume) or ternary (OPC / silica fume / slag or fly ash) blends, with high substitution levels of CEM I (from 30% to 80%). This research project met two main objectives: (i) study the chemical evolution of low-pH cements at 50°C or 80°C, since such temperatures could be encoutered in certain zones of the waste repositories, and (ii) determine the mechanisms of alkali retention by hydrated low-pH cements. (i) Investigation of low-pH cement pastes with ongoing hydration over one year showed that increasing the temperature from 20°C to 80°C accelerated cement hydration and favoured the depletion of portlandite. A lengthening of the C-A-S-H silicate chains was also detected by 27Al and 29Si NMR analyses. Besides, ettringite precipitated at 20°C, but was destabilised at higher temperature. The released sulphates were partly adsorbed on the C-A-S-H and dissolved in the interstitial solution. The pH of this solution was reduced from 1.7 to 2.2 units depending on the formulations. The soluble fractions of alkalis did not significantly change with temperature. Among the five investigated blends, ternary binder T1 (37.5% CEM I, 32.5% silica fume, 30% fly ash) was the only one giving a pore solution pH lower than 11 at 20, 50 and 80°C (curing time of 6 months and 1 year). Its long-term evolution was simulated by model systems reproducing its chemical composition with reactive oxides. At equilibrium, the hydrate assemblage comprised C-A-S-H (Ca/Si and Al/Si ratios of 0.75 and 0.15 respectively), amorphous silica and aluminium hydroxide. It led to a pH of 10.3 at 20°C. (ii) C-A-S-H hydrates played a major role in the retention of alkalis. Sorption of potassium was higher than that of sodium and mainly resulted from electrostatic interactions with C-A-S-H. Monte Carlo modelling of these interactions showed that the difference of solvated radii between these ions could not explain by itself the sorption selectivity experimentally observed.