Mô phỏng sự biến thiên của axit béo dễ bay hơi trong hệ yếm khí xử lý nước thải chăn nuôi lợn

26/10/2020

     Tóm tắt

     Trong nghiên cứu này, hệ xử lý yếm khí vật liệu mang vi sinh chuyển động (AnMBBR) với thể tích làm việc 12L đã được sử dụng để xử lý nước thải chăn nuôi (NTCN) lợn sau bể biogas từ một trang trại ở Vĩnh Phúc (quy mô 3.000-5.000 đầu lợn). Các dữ liệu thực nghiệm được mô phỏng bằng phần mềm Matlab sử dụng mô hình yếm khí ADM1. Qua đó đã chỉ ra kết quả thực nghiệm và kết quả mô phỏng có sự tương thích, mô hình sử dụng phù hợp với đối tượng NTCN lợn nói riêng và nước thải giàu hữu cơ nói chung.

     Từ khóa: Phân hủy yếm khí, NTCN lợn, mô phỏng, mô hình yếm khí số 1.

    Nhận bài: 20/7/2020; Sửa chữa:7/8/2020; Duyêt đăng: 10/8/2020

     1. Mở đầu

     Cùng với sự phát triển, ngành chăn nuôi Việt Nam cũng tồn tại nhiều hạn chế như quy mô chăn nuôi còn nhỏ lẻ, khâu liên kết chăn nuôi còn yếu, đặc biệt là lượng chất thải phát sinh trong quá trình chăn nuôi chưa được xử lý triệt để, gây nên các vấn đề về môi trường. Thành phần chính của NTCN lợn là hỗn hợp của phân, nước tiểu, nước tắm cho gia súc và nước rửa chuồng trại. Ngoài ra, còn có một số tạp chất phát sinh từ quá trình chăn nuôi như thức ăn thừa, bùn của hệ thống thu gom…Theo khảo sát của Trương Thanh Cảnh (2010) [12],hầu hết các cơ sở chăn nuôi lợn quy mô vừa và nhỏ đều sử dụng một lượng lớn nước, khoảng 30 - 49 lít nước/đầu lợn/ngày. Trong đó, lượng nước dùng để vệ sinh chuồng trại chiếm chủ yếu, khoảng 30 - 40 lít nước/đầu lợn /ngày.Thành phần và mức độ ô nhiễm của NTCN cao, trong khoảng: COD 2.500 - 12.120 mg/L, TN 185 - 4.539 mg/L, TP 28 - 831 mg/L, SS 190 - 5.830 mg/L. Giá trị coliforms khoảng và 4x10⁴-10⁸ MPN/100 mL. Mức độ ô nhiễm này vượt nhiều lần Tiêu chuẩn ngành về vệ sinh NTCN(10 TCN 678:2006) và Quy chuẩn kỹ thuật quốc gia về NTCN gia súc (QCVN 62:2016/BTNMT).

     Để xử lý NTCNlợn có nhiều biện pháp, tập trung vào 3 nhóm: Xử lý sinh học hiếu khí, sinh học kỵ khí và sử dụng thực vật. Trong đó, phân hủy kỵ khí là một trong các giải pháp thân thiện môi trường nhằm giảm phát thải khí nhà kính và thu hồi năng lượng biogas thay thế cho nhiên liệu hóa thạch. Tuy nhiên, việc xây dựng hệ thống xử lý NTCNcần có đầu tư lớn, chi phí vật tư, thiết bị và hóa chất cho nghiên cứu thực nghiệm để xác định các thông số kỹ thuật. Do đó, mô hình hóa là giải pháp hứa hẹn nhằm giảm các chi phí để tính toán và thiết kế cho hệ thống xử lý nước thải hoàn chỉnh.

     Ứng dụng mô hình hóa trong xử lý nước thải đã được các nhà khoa học nghiên cứu trong một thời gian dài. Yasui và nnk[2]đã sử dụng các mô hình bùn hoạt tính (ASMs) và kỵ khí số 1 (ADM1) trong các nghiên cứu về đặc tính của bùn hoạt tính, nước thải thực phẩm, nước thải từ quá trình sản xuất etanol…M. Wichern và nnk (2008) [10], Katarzyna Bułkowska và nnk (2015) [5],M. Vega De Lille và nnk (2016) [9] đã sử dụng mô hình ADM1 để mô phỏng hệ xử lý yếm khí chất thải từ các trang trại chăn nuôi và nước thải sinh hoạt. Trong một nghiên cứu khác, Ihsan Hamawand và Craig Baillie (2015) [4] đã thực hiện mô phỏng dự đoán tiềm năng biogas cho 2 hệ thống yếm khí khác nhau sử dụng phần mềm BioWin 3.1 để kiểm tra. Trong nghiên cứu này,mô hình ADM1 đã được áp dụng để mô phỏng sự biến thiên của các axit béo dễ bay hơi sinh ra trong quá trình phân hủy yếm khí các chất hữu cơ trong NTCN lợn sử dụng hệ phản ứng vật liệu mang vi sinh chuyển động.

     2. Phương pháp nghiên cứu

     2.1. Hệ thí nghiệm yếm khí vật liệu mang vi sinh chuyển động (AnMBBR) xử lý NTCNlợn

     Hệ AnMBBR với thể tích làm việc 12L, duy trì hoạt động ở nhiệt độ 35 ± 2⁰C và pH 7,0-7,5 (Hình 1). Bùn vi sinh yếm khi được lấy từ bể xử ký yếm khí của Nhà máy sản xuất bia Sabeco (Nam Từ Liêm, Hà Nội). Vật liệu mang vi sinh hình bánh xe (PE) được nạp khoảng 1/3 thể tích cột phản ứng (4L) với diện tích bề mặt là 13,3 - 16,7 m²/kg, kích thước 15x10 mm.

     Nước thải đầu vào thí nghiệm được lấy sau bể biogas của trang trại chăn nuôi với quy mô 3.000 - 5.000 đầu lợn ở xã Kim Xá (huyện Vĩnh Tường, tỉnh Vĩnh Phúc.) Nước được tiền xử lý bằng sàng 1mm để loại bỏ chất thải thô, sau đó, được bơm vào hệ AnMBBR với tốc độ dòng 1 L/h (thời gian lưu thuỷ lực HRT 12h). Bùn được tuần hoàn để duy trì vi sinh vật và khuấy trộn hoạt động của hệ với tốc độ dòng khoảng 0,6 - 1,0 m/h. Tải trọng hữu cơ (OLR)  thay đổi trong khoảng 4,1 -12,2 kg-COD/m³/ngày bằng cách thay đổi giá trị COD của các mẫu đầu vào.

     2.2. Phương pháp phân tích

     Tổng chất rắn lơ lửng (TSS) được xác định theo phương pháp chuẩn # 2540 D, thành phần hữu cơ (COD) theo # 5220 D và nồng độ lipid theo # 5520 D [1]. Tổng đường và protein được phân tích bằng phương pháp Phenol-Sulfuric acid và Microbiuret [8,11] với chất chuẩn là glucose và albumin (Kishida, Nhật Bản). Phân tích axit béo dễ bay hơi bằng sắc ký lỏng hiệu năng cao HPLC với hệ thống bơm LC20AD và detector UV/VIS (210nm) Shimadzu SPD-20A; cột sắc ký  Symmetry300 C8 (4,6 ×150 mm I.D.; kích thước hạt 5 μm) của Waters (Milford, MA, Mỹ). Pha động gồm: pha A (acetonitrin và axit formic tỷ lệ  99,9:0,1 v/v)  và pha B (nước đề ion và axit formic tỷ lệ 99,9:0,1 v/v) tỷ lệ 50:50; tốc độ pha động 0,5 mL/phút. Cột sắc ký làm việc ở nhiệt độ phòng (25^◦C), thời gian chạy 10 phút. Dữ liệu được thu nhận và xử lý bằng phần mềm phân tích dữ liệu LCsolution của hãng Shimadzu.

 

Hình 1. Hệ yếm khí vật liệu mang vi sinh chuyển động

 

     Quy trình chuẩn bị mẫu: Mẫu nước được ly tâm (4000 rpm, 15 phút), phần dịch trong được lọc qua màng 0,2 μm và đựng trong lọ bằng polyethylene, bảo quản ở 4^◦C. Mẫu được pha loãng bằng nước đề ion với tỷ lệ 1:10 v/v trước khi bơm chạy sắc ký với giới hạn phát hiện (LOD): 0,01 ppm và giới hạn định lượng (LOQ): 0,03 ppm.

     Khí sinh học biogas hình thành được đo bằng phương pháp thay thế chất lỏng sử dụng muối natri clorid để giảm thiểu khả năng hòa tan của khí [7]. Ngoài ra, khí sinh học được thu gom trong các túi lấy mẫu khí để đo nồng độ khí metan sử dụng máy Biogas 5000 (Geotech, Anh).

     2.3. Phương pháp mô phỏng

     Mô phỏng hoạt động của hệ AnMBBR tập trung vào biến thiên giá trị tổng COD (T-COD), tổng chất rắn lơ lửng (TSS), các axit acetic, propionic,butyric và lượng khí metan sinh ra. Để mô phỏng hiệu suất của hệ phản ứng và khả năng phân hủy sinh học các thành phần hữu cơ trong nước nước thảisử dụng mô hình kỵ khí số 1 ADM1 [6]. Phần mềm MatLab được sử dụng để lập trình mô hình và giải quyết số lượng bộ phương trình vi phân. Chương trình chạy với số liệu cho từ file Excel với nồng độ cơ chất và vi sinh đầu vào được nhập theo ngày. Với tốc độ dòng vào và dòng ra vận hành là 24 L/ngày, bể phản ứng 12 L, chương trình sẽ chạy ra kết quả mô phỏng với thời gian tương ứng với số ngày thí nghiệm.

     3. Kết quả và thảo luận

     3.1. Thành phần NTCN lợn

     NTCN lợn được sử dụng làm nguồn đầu vào cho hệ AnMBBR trong 172 ngày vận hành hệ với các thành phần được liệt kê trong Bảng 1. Trong đó, 4 mẫu tương ứng với 4 tải trọngtrong khoảng 4,1-12,2 kg-COD/m³/ngày .

     Nước thải có pH trung tính (7,1-7,5), thành phần chất hữu cơ cao (T-COD dao động từ 2.005-6.283 mg/L), tổng đường (110-779 mg/L) và protein (950-1.827 mg/L). Hàm lượng TSS cũng rất lớn (1.321-2.303 mg/L), trong khi lipid có giá trị thấp (0,53-15,0 mg/L). Ngoài ra, mẫu nước cũng chứacác axit béo dễ bay hơi (axetic: 14,8 - 400; propionic: 6,4-168,7 và butyric: 0,0-94 mg/L). Bảng 1 cho thấy các chỉ tiêu chất lượng NTCN lợn biến động rất lớn, hàm lượng chất hữu cơ cao, COD gấp 9 - 21 lần, TSS cao gấp 10 - 15 lần so với QCVN 62:1016/BTNMT, cột B.

     3.2. Quá trình phân hủy yếm khí các chất hữu cơ trong hệ AnMBBR

     Hình 2 chỉ ra các kết quả về lượng khí metan, T-COD và TSS. Hệ khởi động ở tải trọng 4,1 kg-COD/m³/ngày và tiếp tục tăng đến 12,2 kg-COD/m³/ngày sau 172 ngày hoạt động. Lượng khí metan sinh ra tương ứng tỉ lệ thuận với thời gian vận hành và mức tăng tải trọng. Điều này cho thấy hầu hết các thành phần hữu cơ trong hệ đã bị phân hủy yếm khí và chuyển hóa thành khí metan. Tuy nhiên, hiệu suất chuyển đổi khí metan trung bình thu được chỉ khoảng 52%. Trong khi đó, giá trị T-COD, TSS được duy trì tương ứng trong khoảng 507-4.000 và 509 - 1.020 mg/L. Nồng độ TSS cao đã chứng minh rằng một lượng đáng kể các thành phần không phân hủy sinh học vẫn tích tụ trong hệ và bị lắng xuống bể phản ứng. Hiệu suất loại bỏ T-COD tương ứng với sự thay đổi tải trọng của hệ đạt trung bình là 50%.

     Bảng 1. Thành phần NTCN lợn

Thông số	Đơn vị	Mẫu 1 (Ngày 0-20)	Mẫu 2 (ngày 21-38)	Mẫu 3 (ngày 40-142)	Mẫu 4 (ngày 143-172)
pH	-	7,30-7,40	7,28-7,40	7,10-7,50	7,28-7,50
T-COD	mg/L	2.005-2.553	2.459-3.635	4.725-5.806	6.065-6.283
TSS	mg/L	1.813-1.955	1.695-1.979	1.321-2.303	1.822-2.118
Tổng đường	mg/L	110-263	209-617	287-680	389-779
Proteins	mg/L	1.012-1.869	1.059-1.792	950-1.827	1.176-1.582
Lipid	mg/L	0,77-2,27	0,53-1,70	1,00-15,0	5,00-7,60
Axit axetic	mg/L	14,8-149	106-353	16,0-400	264-353
Axit propionic	mg/L	6,4-106,3	17,2-103	18,9-168,7	78,7-129,7
Axit butyric	mg/L	10,6-85	0,0-92,1	2,0-94,0	9,3-15,3

 

     Trong 172 ngày hoạt động, các axit béo dễ bay hơi xuất hiện trong bể phản ứng với nồng độ ổn định (nồng độ trung bình của axit acetic, propioni, butyric tương ứng153,112 và 46 mg/L). Mặc dù, OLR tăng lên 12,2 kg-COD/m³/ngày từ ngày 143, hệ phản ứng vẫn hoạt động ổn định (Hình 3).

     3.3. Các thông số động học mô phỏng hoạt động của hệ AnMBBR

     Từ Hình 2 có thể thấy trong 40 ngày đầu, do hệ đang trong quá trình khởi động vi sinh vật cần thời gian thích nghi nên kết quả mô phỏng lượng khí metan, T-COD và TSS đầu ra của hệ có sự chênh lệch với kết quả thực nghiệm. Từ ngày 41, hệ hoạt động ổn định ứng với sự trùng khớp giữa kết quả mô phỏng và thực nghiệm. Trong khi đó, các kết quả mô phỏng của axit béo dễ bay hơi khá trùng khớp với các kết quả thực nghiệm trừ một vài giá trị.

 

Hình 2. Giá trị T-COD, TSS và lượng khí metanhình thành trong hệ AnMBBR

 

     Từ các kết quả mô phỏng này đã hiệu chỉnh các thông số động học liên quan đến các tốc độ phản ứng thu được kết quả ở Bảng 2. So sánh với các giá trị tham khảo [6], các thông số này đều nằm trong khoảng tham chiếu trừ một vài thông số (tốc độ phát triển lớn nhất của axit amin, axit butyric, propionic, axetic và hydro). Điều này có thể lý giải do thành phần các loại nước thải khác nhau sẽ ảnh hưởng đến tốc độ của các phản ứng phân hủy. Với nước thải từ quá trình sản xuất ethanol, thành phần hữu cơ dễ phân hủy chỉ chiếm 49,5%, trong khi phần khó phân hủy là 50,5%, tốc độ phát triển lớn nhất của thành phần hữu cơ như đường (3), axit amin (2), axit propionic (5), axetic  (4,3) và hydro (3) đều thấp và nằm trong khoảng tham chiếu [4]. Trong khi đó, NTCNtrong nghiên cứu có thành phần dễ phân hủy chiếm 60-70%, do đó, tốc độ phát triển lớn nhất của các thành phần hữu cơ cao như trong Bảng 2. Các thông số động học được hiệu chỉnh bằng phương pháp thử nghiệm và sai số để khớp với các đường cong số liệu thực nghiệm với mô phỏng. Ví dụ, tốc độ phânhủy chất hữu cơ (CHC) (r1) được ước tính từ giá trị T-COD, trong khi động học cho các quá trình tiếp theo được ước tính từ nồng độ các sản phẩm trung gian.

 

Hình 3. Nồng độ các axit béo dễ bay hơi xuất hiện trong hệ AnMBBR

 

     Đối với tốc độ hấp thụ của axit butyric (r8) và propionic (r9), các thông số động học thu được thông qua nồng độ các axit hữu cơ dễ bay hơi. Nồng độ axit axetic được sử dụng để hiệu chỉnh động học của vi khuẩn sinh metan với cơ chất là axetat (r10), trong khi động học của 2 loại vi khuẩn sinh metan từ axetat và hydro (r10 và r11) được ước tính từ lượng khí metan sinh ra. Tốc độ chết của vi sinh vật (r12 - r18) được tham khảo từ một số nguồn tài liệu như chỉ ra trong Bảng 2. Do phân hủy yếm khí các chất hữu cơ hòa tan là kết quả của một chuỗi các phản ứng sinh hóa kế tiếp gồm: Thủy phân các polyme để tạo thành monome; quá trình axít hóa và axeton hóa từ các monome để tạo thành axit axetic và hydro; quá trình metan hóa để sản xuất metan từ axit axetic và hydro. Do đó, xây dựng một sơ đồ phản ứng bao gồm các động học phản ứng của từng quá trình và thiết lập mô hình mô phỏng là công việc cần thiết và sẽ giúp ích cho việc tính toán và thiết kế sơ đồ công nghệ xử lý trong tương lai. Trên cơ sở ứng dụng các thông số động học thu được từ nghiên cứu này kết hợp với các thông số nước thải đầu vào sẽ thiết kế hệ thống xử lý tải trọng cao (như hệ yếm khí vật liệu mang vi sinh di động) quy mô pilot, góp phần tiết kiệm thời gian, công sức và nguyên, vật liệu cần thiết cho việc xây dựng hệ thống xử lý NTCN lợn.

Bảng 2. Các thông số động học cho quá trình phân hủy chất hữu cơ trong hệ AnMBBR

	Quá trình	Tốc độ phát triển lớn nhất (ngày-1)		Hệ số bán bão hoà (mg-COD/L)
		Nghiên cứu này	TLTK [6]	Nghiên cứu này	TLTK [6]
r1	Tốc độ phân hủy CHC	2.88	0.5-3	Không có
r2	Tốc độ thủy phân tổng đường	8.98	0.5-10	Không có
r3	Tốc độ thủy phân protein	4.92	1-10	Không có
r4	Tốc độthủyphân lipid	5	5-10	Không có
r5	Tốc độ hấp thụ đường đơn	100	27-125	50	3-90
r6	Tốc độ hấp thụ amino axit	150	27-53	30	7.5-70
r7	Tốc độ hấp thụ axit béo mạch dài	30	0.6-363	40	24-1000
r8	Tốc độ hấp thụ axit butyric	0.1	5.3-41	10	12-298
r9	Tốc độ hấp thụ axit propionic	130	0.16-23	10	20-100
r10	Tốc độ hấp thụ axit axetic	84	0.37-19	15	0.2-150
r11	Tốc độ hấp thụ hydro	105	2-64	0.007	0.007-1
r12	Tốc độ chết của vi khuẩn phân hủy đường đơn	0.21	0.02-0.8	Không có
r13	Tốc độ chết của vi khuẩn phân hủy amino axit	0.001	0.02-0.8	Không có
r14	Tốc độ chết của vi khuẩn phân hủy axit béo mạch dài	0.001	0.01-0.06	Không có
r15	Tốc độ chết của vi khuẩn phân hủy axit butyric	0.001	0.027-0.03	Không có
r16	Tốc độ chết của vi khuẩn phân hủy axit propionic	0.041	0.01-0.2	Không có
r17	Tốc độ chết của vi khuẩn phân hủy axit axetic	0.001	0.004-0.05	Không có
r18	Tốc độ chết của vi khuẩn phân hủy hydro	0.04	0.009-0.3	Không có

 

     4. Kết luận

     Nghiên cứu này đã chứng minh được hệ yếm khí vật liệu mang vi sinh chuyển động có thể được áp dụng để xử lý NTCN lợn ở Việt Nam. Hầu hết các thành phần hữu cơ trong nước thải đều có khả năng phân hủy sinh học và tạo thành khí metan. Hiệu suất loại bỏ T-COD trung bình đạt 50% với hiệu suất chuyển đổi khí metan khoảng 52% trong 172 ngày hoạt động với OLR tăng từ 4,1 lên 12,2 kg-COD/m³/ngày. Mô hình phân hủy kỵ khí số 1 (ADM1) trên nền tảng MatLab được sử dụng để mô phỏng thành công sự biến thiên  của T-COD, TSS, các axit béo dễ bay hơi và lượng khí metan sinh ra. Nghiên cứu này cũng là một trong số ít những nghiên cứu ứng dụng mô hình hóa trong xử lý nước thải ở Việt Nam. Vì thế, kết quả của nghiên cứu này sẽ làm cơ sở cho các nghiên cứu tiếp theo để  áp dụng mô hình hóa trong tối ứu và  thiết kế hệ thống xử lý NTCN lợn.

     Lời cảm ơn: Nghiên cứu này được tài trợ bởi Đề tài mã số TN.19.15 của Trường Đại học Khoa học Tự nhiên, Đại học Quốc gia Hà Nội.

 

Ngô Vân Anh¹, Nguyễn Trường Quân², Nguyễn Thị Hà¹

¹ Khoa Môi trường, Đại học Khoa học Tự nhiên, ĐHQGHN

² Trung tâm Công nghệ Môi trường và Phát triển bền vững, Đại học Khoa học Tự nhiên, ĐHQGHN

 

TÀI LIỆU THAM KHẢO

1. APHA-AWWA-WEF: Standard methods for the examination of water and wastewater, 22^nd Edition, American Public Health Association/American Water Works Association/Water Environment Federation, New York, USA, 2012.
2. A. Van Ngo, H.T. Nguyen, C. Van Le, R. Goel, M. Terashima, H. Yasui, A dynamic simulation of methane fermentation process receiving heterogeneous food wastes and modelling acidic failure, J Mater Cycles Waste Manag. 18 (2016) 239–247. https://doi.org/10.1007/s10163-015-0462-z.
3. B. Liu, V.A. Ngo, M. Terashima, H. Yasui, Anaerobic treatment of hydrothermally solubilised sugarcane bagasse and its kinetic modelling, Bioresource Technology. 234 (2017) 253–263. https://doi.org/10.1016/j.biortech.2017.03.024.
4. Ihsan Hamawand and Craig Baillie, 2015. Anaerobic Digestion and Biogas Potential: Simulation of Lab and Industrial-Scale Processes. Energies 2015, 8, 454-474.
5. Katarzyna Bułkowska, Ireneusz Białobrzewski, Zygmunt Mariusz Gusiatin, Ewa Klimiuk, Tomasz Pokój, 2015. ADM1-based modeling of anaerobic codigestion of maize silage and cattle manure - calibration of parameters and model verification (part II). Archives of Environmental Protection PL ISSN 2083-477241(3), 20–27
6. K.J. Batstone DJ, K.SV. Angelidaki I, R.A. Pavlostathis SG, S.H. Standers WTM, Vavilin VA, Anaerobic digestion model no. 1 (ADM1), IWA, London, UK, n.d.
7. K. Kida, T. Shigematsu, J. Kijima, M. Numaguchi, Y. Mochinaga, N. Abe, S. Morimura, Influence of Ni²⁺ and Co²⁺ on methanogenic activity and the amounts of coenzymes involved in methanogenesis, Journal of Bioscience and Bioengineering. 91 (2001) 590 - 595. https://doi.org/10.1016/S1389-1723(01)80179-1.
8. Michel. DuBois, K.A. Gilles, J.K. Hamilton, P.A. Rebers, Fred. Smith, Colorimetric method for determination of sugars and related substances, Anal. Chem. 28 (1956) 350 - 356. https://doi.org/10.1021/ac60111a017.
9. M. Vega De Lille, J. Forstner, F. Groß, R. Benning and A. Delgado, 2016. Modeling the two-stage anaerobic digestion of domestic wastewater with the development of a monitoring application. Brazilian Journal of Chemical Engineering. 33(4), 801-815.
10.  M. Wichern, M. Lu¨ bken, M. Schlattmann, A. Gronauer and H. Horn, 2008. Investigations and mathematical simulation on decentralized anaerobic treatment of agricultural substrate from livestock farming. Water Science and Technology. 58.1.
11. R.F. Itzhaki, D.M. Gill, A micro-biuret method for estimating proteins, Analytical Biochemistry 9 (1964) 401 - 410. https://doi.org/10.1016/0003-2697(64)90200-3.
12. Trương Thanh Cảnh (2015), “Kiểm soát ô nghiễm môi trường và sử dụng kinh tế chất thải chăn nuôi”, NXB Khoa học Kỹ thuật - Trung tâm Khuyến nông tỉnh Thanh Hóa -  Báo Thanh Hóa, 14/8/2015.

 

VARIATION SIMULATIONOF VOLATILE FATTY ACIDS IN ANAEROBICDIGESTER FOR PIGGERY WASTEWATER   Ngô Vân Anh1, Nguyễn Trường Quân2, Nguyễn Thị Hà1   1 Department of Environmental Technology, Faculty of Environmental Sciences, VNU University of Science 2 Center for Environmental Technology Research and Sustainable Development, VNU University of Science        Abstract: In this study, an anaerobic moving bed biofilm reactor (AnMBBR) wwith a working volume off 12L was used to treat piggery wastewater after a biogas tank from a farm in Vĩnh Phúc with the scale of 3,000 - 5,000 pigs. The experimental data was simulated by Matlab software using an anaerobic digestion model 1 (ADM1). The results showed that the experimental and simulation data were relative matched and this model is appropriate for piggery waster in particular anf organic rich wastewater in general.      Key words: Anaerobic digestion, piggery wastewater, simulation, ADM1.