Modélisation d’une filière de traitement des effluents d’élevage couplant la digestion anaérobie et le traitement biologique de l’azote

05/09/2017
Publication e-STA e-STA 2008-2
OAI : oai:www.see.asso.fr:545:2008-2:19828
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Résumé

Modélisation d’une filière de traitement des effluents d’élevage couplant la digestion anaérobie et le traitement biologique de l’azote

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Modélisation d’une filière de traitement des effluents d’élevage couplant la digestion anaérobie et le traitement biologique de l’azote P. Rousseau 1 , J.-P. Steyer 2 , E.I.P. Volcke 2 , N. Bernet 2 & F. Béline 1 1 Cemagref, GERE, 17 Avenue de Cucillé, CS 64427, 35044 Rennes Cedex ( pierre.rousseau@cemagref.fr) 2 Inra, UR 50, LBE, Avenue des Etangs, 11100 Narbonne Résumé : Dans le cadre de l’industrialisation de l’élevage porcin en Bretagne et face à l’augmentation des couts énergétiques, un procédé de traitement du lisier de porcs associant la digestion anaérobie et le traitement de l’azote par boues activées a été développé. Cependant, face à la complexité du système et des processus mis en jeu, l’optimisation expérimentale du procédé s’avère difficile. Une approche numérique a donc été développée afin d’optimiser cette filière de traitement. Une version modifiée du modèle ASM prenant en compte les spécificités du substrat a été utilisée. Le modèle ADM pour la digestion anaérobie a été modifié pour prendre en compte la possibilité de dénitrifier dans le digesteur. Les processus physico-chimiques liés à la dénitrification (pH, transfert liquide-gaz) ont également été pris en compte. Enfin, une interface permettant de faire communiquer les deux modèles a été mise en place Celle-ci optimise la répartition de la DCO et de l’azote entre les deux modèles. Cependant, afin de garantir les bilans matières à l’interface, certaines hypothèses ont dues être avancées et nécessiteront d’être vérifiées. Mots-clés : modélisation, nitrification, dénitrification, digestion anaérobie, Lisier I. INTRODUCTION L’industrialisation de l’élevage (porcs, volailles,…) a entraîné une concentration de la production dans certaines zones (Bretagne, Pays de Loire). Cette concentration des élevages a engendré, localement, des épandages excessifs d’effluents d’élevage, ce qui participe significativement à la pollution de l’eau par les nitrates. Dans ce cadre, il a été nécessaire de développer des procédés de traitement afin de réduire la charge azotée. Parmi les différents traitements disponibles, le traitement biologique de l’azote de type « boues activées » est le plus répandu (>80% des installations). Ce traitement met en jeu deux principaux processus pour éliminer l’azote : d’une part, la nitrification en présence d’oxygène pour oxyder l’ammonium en nitrates, et d’autre part, la dénitrification en absence d’oxygène (anoxie) pour réduire les nitrates en N2. Ce type de traitement, généralement associé à des modules de séparation de phases, permet une élimination de 70% de l’azote pour une consommation électrique de l’ordre de 20kWh/m3 . Parallèlement, face à l’augmentation des coûts énergétiques et afin de réduire les émissions de gaz à effet de serre, la digestion anaérobie des déjections animales est une alternative développée dans différents pays européens (Danemark et Allemagne notamment). A titre d’exemple, la digestion du lisier de porcs peut produire de l’ordre de 25kWh/m3 sous forme d’électricité et autant sous forme de chaleur. Cependant, la digestion anaérobie n’affecte pas la quantité totale d’azote dans les déjections, avant et après traitement, et est donc très peu développée dans des régions en excédent structurel telles que la Bretagne, où l’élimination de l’azote reste la priorité. e-STA copyright © 2008 by see Volume 5 (2008), N°2 pp 21-28 Dans ce cadre, le développement d’une filière couplant la digestion anaérobie et un procédé aérobie pour l’élimination de l’azote pourrait permettre, pour les régions d’élevage développé, d’une part, de faire face aux contraintes environnementales et d’autre part, de réduire les coûts énergétiques à l’échelle de l’exploitation. Ainsi, sur la base de quelques résultats expérimentaux issus de la bibliographie (Bernet et al., 2000, Kim et al., 2003., Deng et al., 2006), une filière de traitement couplant la digestion anaérobie et le traitement biologique de l’azote a été développée pour le traitement des lisiers de porcs (Figure 1). Digestion Anaérobie Traitement Biologique Aérobie/Anoxie Effluent à traiter Effluent traité Digestion Anaérobie Traitement Biologique Aérobie/Anoxie Effluent à traiter Effluent traité Figure 1 : Schéma de la filière de traitement des effluents d'élevage couplant la digestion anaérobie et le traitement biologique de l’azote. Le lisier brut est tout d’abord envoyé vers un réacteur de digestion anaérobie puis le digestat s’achemine vers un réacteur de traitement fonctionnant en aération séquentielle (aérobiose/anoxie). Une fraction du lisier brut est également directement envoyée vers le réacteur fonctionnant en aérobiose/anoxie afin d’apporter le carbone nécessaire à la dénitrification. De plus, une recirculation de la sortie du réacteur anoxique/aérobie vers le réacteur anaérobie permet d’effectuer une partie de la dénitrification dans le digesteur. Cependant, face à la complexité du système et des processus mis en jeu associée aux fluctuations des caractéristiques de l’effluent à traiter, l’optimisation expérimentale du procédé s’avère difficile. Dans ce cadre, une approche numérique a été développée afin d’optimiser cette filière de traitement. Différents modèles numériques ont déjà été développés aussi bien pour simuler le traitement biologique de l’azote (Henze et al., 2000) que pour la digestion anaérobie (Batstone et al., 2002). Bien que ces modèles aient été principalement utilisés pour la simulation du traitement des eaux usées urbaines et pour la simulation de la digestion des boues de ce même traitement, il existe quelques références concernant le traitement des effluents d’élevage (Angelidaki et al., 1999, Batstone et al., 2003, Boursier, 2003, Béline et al., 2007). Par contre, il existe très peu de données concernant le couplage mathématique de ces modèles, notamment pour simuler le traitement des effluents d’élevage. Dans ce cadre, l’objectif de cette étude est de concevoir un modèle global permettant de simuler une filière complète de digestion anaérobie et de traitement aérobie de l’azote pour le traitement des effluents d’élevage. II. BASES SCIENTIFIQUES a. Modélisation de la digestion anaérobie Lors de la digestion anaérobie, la matière organique est dégradée en méthane et dioxyde de carbone selon 4 processus principaux : l’hydrolyse, l’acidogenèse, l’acétogenèse et la méthanogenèse. Les inhibiteurs de ces transformations, notamment de la méthanogenèse, sont principalement l’oxygène, l’ammoniac et les formes oxydées de l’azote. Pour la simulation de ces processus, un modèle (ADM1) a été publié par l’International Water Association (IWA) (Batstone et al., 2002). Ce modèle considère la dégradation de la matière organique du substrat le plus complexe au plus simple. Ainsi, le modèle débute par la désintégration des composites ou molécules complexes pour se terminer par la formation du biogaz. Les équilibres et les transferts liquide/gaz sont pris en compte dans le modèle afin e-STA copyright © 2008 by see Volume 5 (2008), N°2 pp 21-28 d’évaluer les débits des composés gazeux produits (méthane, dioxyde de carbone et hydrogène). La digestion anaérobie étant très sensible aux variations de pH, les variations de celui-ci ont également été considérées dans l’ADM1 par l’intermédiaire des réactions de dissociation des différents composés mis en jeu. Ainsi, le modèle est composé de 26 variables d’état permettant de décrire le comportement des 14 composés solubles et 12 composés particulaires (Tableau 1). b. Modélisation du traitement biologique aérobie Lors du traitement anoxique/aérobie conduisant à l’élimination d’azote, les principaux processus mis en jeu sont la dégradation de la matière organique par les bactéries hétérotrophes et la nitrification par les bactéries autotrophes. De la même façon que pour la digestion anaérobie, des modèles ont été développés pour la simulation de ces processus. Il s’agit notamment des modèle ASM publiés par l’IWA (Henze et al., 2000). Ces modèles ont été développés à l’origine pour la simulation du traitement des eaux usées urbaines et des adaptations ont été effectuées pour la simulation du traitement des lisiers de porcs (Boursier, 2003, Béline et al., 2007). Les modifications effectuées concernent principalement (1) la prise en compte des nitrites comme intermédiaires des processus de nitrification et de dénitrification et (2) la distinction entre le rendement de la biomasse hétérotrophe en anoxie et en aérobie. Ce modèle modifié est composé de 15 variables d’état représentant le comportement de 7 composés solubles et 8 composés particulaires (Tableau 1). Tableau 1 : Description des variables d’état des modèles ADM et ASM Composé Abbr. Unité Composé Abbr. Unité Matières soluble inertes SI kg DCO.m -3 Matière organique soluble inerte SI g DCO.m -3 Valérate Sva kg DCO.m -3 Butyrate Sbu kg DCO.m -3 Propionate Spro kg DCO.m -3 Acétate Sac kg DCO.m -3 Monosaccharides Ssu kg DCO.m-3 Acides aminés Saa kg DCO.m -3 Acides gras longues chaines Sfa kg DCO.m -3 Azote inorganique SIN kmole N.m -3 Azote ammoniacal SNH g N.m -3 Carbone inorganique SIC kmole C.m -3 Azote nitrite SNOI g N.m -3 Cations Scat mole Azote nitrate SNOA g N.m -3 Anions San mole Azote organique soluble SND g N.m -3 Matières particulaires inertes XI kg DCO.m -3 Matière organique particulaire inerte XI g DCO.m -3 Macromolécules composites complexes Xc kg DCO.m -3 Sucres complexes Xch kg DCO.m -3 Protéines Xpr kg DCO.m -3 Lipides Xli kg DCO.m -3 Biomasse dégradant les monosaccharides Xsu kg DCO.m -3 Biomasse autotrophe nitritante XAI g DCO.m -3 Biomasse dégradant les acides aminées Xaa kg DCO.m -3 Biomasse autotrophe nitratante XAA g DCO.m -3 Biomasse dégradant les LCFA Xfa kg DCO.m -3 Biomasse hétérotrophe XH g DCO.m -3 Biomasse dégradant les acides gras C4 Xc4 kg DCO.m -3 Particulaire inerte provenant de la biomasse XP g DCO.m -3 Biomasse dégradant le propionate Xpro kg DCO.m -3 Azote organique particulaire XND g N.m -3 Biomasse dégradant l'acétate Xac kg DCO.m -3 Azote particulaire inerte XNI g N.m -3 Biomasse dégradant l'hydrogène Xh2 kg DCO.m -3 Hydrogène Sh2 kg DCO.m -3 Oxygen dissous SO g DCO.m -3 Méthane Sch4 kg DCO.m -3 Fractionsoluble XSMatière organique particulaire biodégradable Fractionsparticulaires SSMatière organique soluble biodégradable g DCO.m -3 g DCO.m -3 ADM ASM modifié Fractions gazeuses III. MODIFICATIONS DU MODELE ADM Afin de prendre en compte une éventuelle recirculation des formes oxydées de l’azote du réacteur anoxique/aérobie vers le réacteur anaérobie, le modèle ADM1 a dû être modifié pour intégrer le processus de dénitrification, les inhibitions et les compétitions vis-à-vis du substrat. Pour cela, nous nous sommes basés sur les travaux de Tugtas (2006). Ainsi, le modèle ADM1 initial a été modifié par l’addition e-STA copyright © 2008 by see Volume 5 (2008), N°2 pp 21-28 des processus liés à la dénitrification. La dénitrification est la succession d’étapes menant consécutivement du NO3 - (Snoa) à la production de NO2 - (Snoi) puis de N2 (Sn2). La dénitrification est réalisée par une seule biomasse hétérotrophe (XBH), anaérobie facultative, en consommant les substrats suivants : le valérate (Sva), le butyrate (Sbu), le propionate (Spro), l’acétate (Sac) et l’hydrogène (Sh2), pour chacun desquels une réaction a été ajouté au modèle. Du fait des cinétiques de dégradation faibles, on ne considère pas la dénitrification à partir des sucres (Ssu), des acides aminés (Saa) ou des acides gras à longues chaînes (Sfa). L’effet inhibiteur des oxydes d’azotes a été considéré uniquement sur les biomasses acétogènes (Xc4, Xbu, Xpro), acétoclastes (Xac) et méthanogènes hydrogénotrophiques (Xh2). Cette inhibition est considérée comme une inhibition non compétitive et est de la forme : NOXI NOX NOX K S I , 1 1 + = La présence d’oxydes d’azote modifie le pH, notamment à travers les ions nitrites et nitrates qui participent à l’équilibre des charges. De plus, la dénitrification, et plus particulièrement la dénitritation consomme des ions H+ . Ainsi, ils sont pris en compte dans le calcul du pH et considérés comme des anions. Enfin, un équilibre ionique est également appliqué au couple NO2 - /HNO2. La dénitrification entraine la production de CO2 et de N2. La formation de ces composés gazeux et leur transfert dans le ciel gazeux du digesteur influe sur la concentration en méthane et donc la qualité du biogaz. La production et les transferts liquide-gaz de ces composés issus de la dénitrification ont donc été pris en compte. IV. COUPLAGE DES MODELES Du fait des processus mis en jeu, les variables d’état des modèles ASM et ADM sont différentes (Tableau 1), ce qui rend le couplage de ces 2 modèles délicat, notamment vis-à-vis de la conservation de la matière. Deux approches peuvent être envisagées. La première est de créer un super-modèle comprenant l’ensemble des variables des sous-modèles. Cependant, cela augmente la complexité du modèle et produit des variables inutiles dans chaque sous-modèle. La deuxième solution est de créer une interface entre les deux modèles, en maintenant les bilans d’éléments et de charge (Volcke et al., 2006). Ainsi les modèles restent différenciés et non- modifiés. Dans ce cas, seule l’interface doit être développée afin de mettre en relation les variables des deux modèles. Pour notre étude, nous avons donc choisi cette solution d’interfaçage. Au vu du procédé précédemment décrit (Figure 1), deux interfaces ont été développées afin de passer du modèle anaérobie vers le modèle aérobie (ADM/ASM) et du modèle aérobie vers le modèle anaérobie (ASM/ADM). Les travaux concernant le couplage ASM1/ADM1/ASM1 et utilisant la méthode par interface effectués par Copp et al. (2003) et Zaher et al. (2006) ont été à la base du développement des interfaces de notre modèle global. Pour réaliser cette interface, la DCO totale et l’Azote totale sont donc déterminés pour les composés du modèle d’origine et peuvent ainsi être distribués dans les composés du modèle destinataire, selon le fractionnement suivant : Dans ASM1 modifié : NIBAIBAABHXBNDNDNH lesoreparticulaitotal PBAIBAABHSIreparticulai SIleso XXXXiXSSNTK DCODCODCO XXXXXXDCO SSDCO +++⋅+++= += +++++= += )( lub lub Dans ADM1 modifié : )(.......... ...)()( 24 2 lub 24 42lub BHhacprocfaaasubac NNOANOIaapraaIIICXCIN lesoreparticulaitotal liprchcBHhacprocfaaasuIreparticulai chhacprobuvafaaasuIleso XXXXXXXXN SSSSXNXSNXNSNTK DCODCODCO XXXXXXXXXXXXXDCO SSSSSSSSSSDCO +++++++⋅ ++++⋅++⋅+⋅+= += ++++++++++++= +++++++++= La distribution est réalisée par étape dans le but de maximiser certains composés dans un ordre déterminé. Elle est réalisée de façon à ce que l’équilibre en N et DCO soit maintenu. Les différences en NTK sont équilibrées par l’azote ammoniacal présent dans les deux modèles. a. Interface ASM/ADM L’objectif principal de cette interface est de maximiser la répartition de la DCO et de l’azote dans les composés organiques azotés (acides aminés et protéines). Cette interface inclut également un certain degré de liberté permettant de « forcer » les bilans élémentaires entre les 2 modèles. Ainsi les composés sans azote (Ssu, Xch et Xli) et sans carbone (SIN) sont utilisés pour boucler respectivement les bilans carbonés et azotés. En premier lieu, l’interfaçage nécessite de supprimer la fraction d’oxygène dissous (SO) issu du modèle ASM. En effet l’oxygène dissous est un accepteur d’électrons qui est réduit instantanément en entrant dans le digesteur. C’est une demande en DCO qui nécessite d’être soustraite à la DCO totale entrante. Cette demande est donc retranchée en priorité du SS, puis si le SS est insuffisant du XS, du XBH, et enfin du XBAI et XBAA. Dans un deuxième temps, l’azote organique soluble (SND) du modèle ASM est considéré comme des acides aminés (SAA) dans le modèle ADM tant qu’il y a du SS disponible (Figure 2). Figure 2: Schémas de répartition de l'azote organique soluble (SND) requiseSS DCOS _>aaNDrequiseS NSDCO =_ SS oui requiseSssu requiseSaa DCOSS DCOS _ _ −= = )( 0 1._ aaSNDtempIN su saa NSSS S SS ⋅−= = = non NDS requiseSS DCOS _> requiseSS DCOS _>aaNDrequiseS NSDCO =_ SSSS oui requiseSssu requiseSaa DCOSS DCOS _ _ −= = )( 0 1._ aaSNDtempIN su saa NSSS S SS ⋅−= = = non NDSNDS e-STA copyright © 2008 by see Volume 5 (2008), N°2 pp 21-28 Le reste du SND est ensuite considéré en azote inorganique (SIN). Le reste du SS est considéré comme étant des monosaccharides (SSU). L’azote organique particulaire (XND) est considéré comme des protéines (Xpr_temp.1) tant qu’il y a du XS disponible. S’il reste du XS, celui-ci est réparti entre les sucres complexes (Xch_temp.1) et les lipides (Xli_temp.1) en fonction d’un fractionnement prédéfini (fli_xs). Figure 3: Schéma de répartition de l'azote organique particulaire (XND) requiseXS DCOX _>prNDrequiseX NXDCO =_ SX oui )()1( )( __1._ __1._ _1._ requiseXSxslitempch requiseXSxslitempli requiseXtemppr DCOXfX DCOXfX DCOX −⋅−= −⋅= = )( 0 _ 1._1._ 1._ SprNDrestantX tempchtempli stemppr XNXN XX XX ⋅−= == = non NDX requiseXS DCOX _> requiseXS DCOX _>prNDrequiseX NXDCO =_ SXSX oui )()1( )( __1._ __1._ _1._ requiseXSxslitempch requiseXSxslitempli requiseXtemppr DCOXfX DCOXfX DCOX −⋅−= −⋅= = )( 0 _ 1._1._ 1._ SprNDrestantX tempchtempli stemppr XNXN XX XX ⋅−= == = non NDX NDX Cependant, ce ratio fli_xs n’est pas disponible pour du lisier et doit être estimé à partir des interfaces réalisées pour les boues primaires et secondaires de station d’épuration d’eaux usées. Ensuite, s’il reste du XND, celui-ci est inclus dans un pool d’azote organique particulaire restant (NX_restant). Dans le digesteur, la biomasse autotrophe (XBAI et XBAA) n’est pas considérée. Ainsi la biomasse provenant du réacteur aérobie/anoxie est considérée comme un substrat particulaire lentement biodégradable pour le modèle ADM. Ainsi une partie (fxi_biom) de la biomasse est assimilée à du particulaire inerte (Xbiom_inerte) alors que le reste est biodégradable (Xbiom_biodeg) et est répartie comme du XS en protéines, lipides et glucides. Cependant, ces ratios n’ont pas été étudié pour du lisier. De façon similaire, on considère qu’une fraction (fBH_active) de la biomasse hétérotrophe issue du réacteur aérobie/anoxique reste « active » dans le digesteur. Celle-ci est directement envoyée dans ADM alors que la fraction restante est assimilée, comme la biomasse autotrophe, à du particulaire inerte (Xbiom_inerte), des protéines, des lipides et des glucides. Enfin, les fractions inertes sont considérées comme ayant les mêmes teneurs en Azote dans ADM et ASM. On peut alors écrire : ASMIADMI inertebiomPASMIADMI SS XXXX __ ___ = ++= L’hypothèse que les fractions inertes en aérobiose sont également inertes en anaérobiose effectuée pour écrire ces relations semble confirmée par les travaux d’Ekama et al. (2007). Enfin les nitrites (SNOI) et les nitrates (SNOA) sont présent dans les 2 modèles et ne posent donc pas de problèmes particulier. Le reste des fractions est considéré comme nulle. b. Interface ADM/ASM Les fractions gazeuses (SCH4, SH2 et SN2) sortant du digesteur et donc du modèle ADM sont considérées comme étant strippées rapidement et ne sont donc pas prises en compte dans l’interface. Les nitrites (SNOI), les nitrates (SNOA) et la fraction inerte soluble (SI) sont inchangés pendant la conversion. On considère qu’une fraction (fBH_active) de la biomasse hétérotrophe reste « active » dans réacteur aérobie. Celle- ci est directement envoyée dans ASM alors que la fraction restante est répartie entre le XS et le XI. Les fractions de DCO soluble sont sommées pour former la fraction rapidement biodégradable (SS). De même, les fractions de DCO particulaire sont e-STA copyright © 2008 by see Volume 5 (2008), N°2 pp 21-28 sommées pour former la fraction lentement biodégradable (XS). L’azote inorganique (SIN) est directement converti en azote ammoniacal (SNH). L’azote organique soluble (SND) est issu des fractions solubles inertes (SI) et acides aminés (Saa). De même, l’azote organique particulaire (XND) est issu des fractions particulaires excepté la fraction inerte. )()()( )()( 24 BHhacprocfaaasubacpraaCXCND aaaaIIND XXXXXXXXNXNXNX SNSNS +++++++⋅+⋅+⋅= ⋅+⋅= L’azote particulaire inerte (XNI) est issu de la fraction particulaire inerte (XI). Le reste des fractions (SO, XBAA, XBAI et XP) est considéré comme nulle. c. Continuité des charges à l’interface Le pH et l’alcalinité ont une très grande importance aux cours des processus de digestion anaérobie. Ainsi, afin de finaliser l’interface, il est important de prendre en compte l’équilibre des charges d’un coté et de l’autre de l’interface afin de garantir la continuité de celle-ci et de calculer l’alcalinité dans les deux modèles (Salk et SIC). La continuité des charges à travers l’interface peut alors s’écrire : [ ] [ ]ADMDénit ch NOxNOx ch ICIIC ch ININ ch AGVAGVPiWaT ch NOxNOx ch NHNH ch alkalk SSSSSSS ααααααα ⋅+⋅+⋅+⋅=⋅+⋅+⋅ 1 Où Si représente la concentration d’un composé i. αi ch fait référence à la charge de ce composé et dépend du pH et du pKa (donc de la température) telle que : ADMa pHpK AGVch AGV M − + − = 101 /1 α ADMa pHpK ch IC − + − = 101 1 α ADMa ADMa pHpK pHpK ch IN − − + = 101 10 α 1=ch NHα V. CONCLUSIONS Un modèle global permettant de représenter une filière de traitement des effluents d’élevage combinant la digestion anaérobie et le traitement biologique de l’azote a été construit à partir de deux modèles existants : le modèle ADM1 et le modèle ASM1. Le modèle ADM1 a été modifié pour prendre en compte la dénitrification dans le digesteur. Pour cela, il a fallu prendre en compte les fractions nitrites et nitrates, les biomasses et les processus associés. Il a fallu également prendre en compte l’effet des oxydes d’azote et de la dénitrification sur le pH. L’inhibition de la méthanogènese par la dénitrification a également été considérée. Le modèle ASM1 a été également modifié lors de précédent travaux (Béline et al., 2007). A partir de ces 2 modèles modifiés, une interface permettant la communication entre les deux modèles a été développée afin de modéliser la filière globale. Elle permet de faire corréler les composés du modèle d’origine vers le modèle destinataire. Elle permet également de prendre en compte l’influence du pH et l’alcalinité aux interfaces des deux modèles. Ce modèle, utilisable en l’état, doit nous aider dans notre réflexion concernant l’optimisation du procédé. Cependant, l’importance des hypothèses d’interfaçage doit être évaluée (étude de sensibilité) et des vérifications expérimentales devront être effectuées lorsque ces hypothèses influencent significativement les résultats obtenus. e-STA copyright © 2008 by see Volume 5 (2008), N°2 pp 21-28 VI. REFERENCES BIBLIOGRAPHIQUES Angelidaki I., Ellegaard L. & Ahring B. K. (1999). A comprehensive model of anaerobic bioconversion of complex substrates to biogas, Biotechnology and bioengineering, 63(3): 363-372. Batstone D.J., Keller J., Angelidaki I., Kalyuzhnyi S.V., Pavlostathis S.G., Rozzi A., Sanders W.T.M., Siegrist H. & Vavilin V.A. (2002). Anaerobic Digestion Model N°1 (ADM1), IWA Scientific and Technical Report n°13 , IWA, 77 p. Batstone D.J., Pind P.F. & Angelidaki I. 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