phycoremediasi melalui hraps

5/19/2018 Phycoremediasi Melalui HRAPs

1/28

TRANSLATE

PHYCOREMEDIATION BY HIGH-RATE ALGAL PONDS (HRAPs)

Tugas

Untuk Memenuhi Tugas Perkuliahan Bioremediasi

Dosen Pengajar

Aditya Rahman, S.Si., M.Eng

NIP. 19810919 200501 1004

Oleh

Rezky Rahmayanti/J1C111043

PROGRAM STUDI S-1 BIOLOGI

FAKULTAS MATEMATIKA DAN ILMU PENGETAHUAN ALAM

UNIVERSITAS LAMBUNG MANGKURAT

BANJARBARU

APRIL 2014


2/28

179

12 Phycoremediasi MelaluiHigh-Rate Algal Ponds(HRAPs)

Ismail Rawat, Ramanathan Ranjith Kumar,

dan Faizal BuxInstitute for Water and Wastewater Technology

Durban University of Technology

Durban, South Africa

ISI

Phycoremediasi melalui High-Rate Algal Ponds (HRAPs)......................... . 179

12.1 Pendahuluan................................................................................... . 180

12.2 Karakteristik................................................................................... . 182

12.2.1 Karakteristik Fisika............................................................ . 184

12.2.2 Karakteristik Kimia............................................................ . 185

12.2.3 Karakteristik Biologi.......................................................... . 186

12.3 Phycoremediasi.............................................................................. . 186

12.4 Jenis Alga Digunakan Sebagai Phycoremediasi............................ . 188

12.5 High-Rate Algal Ponds (HRAPs).................................................. . 190

12.5.1 Penghilangan Nutrisi.......................................................... . 192

12.5.2 Faktor yang Mempengaruhi HRAPs.................................. . 194

12.5.3 Pengolahan Air Limbah dan Pertumbuhan Alga yang Efi

Sien...................................................................................... 197

12.6 Air Limbah Sebagai Bahan Mentah Untuk Produksi Biomassa.... . 198

12.7 Ekonomi dan Keseimbangan Energi Phycoremediasi Mengguna -

kan HRAPs.................................................................................... . 201

12.8 Kesimpulan.................................................................................... . 203

Pengakuan.................................................................................................... . 203

Referensi...................................................................................................... . 203


3/28

180

12.1 PENDAHULUAN

Pembuangan limbah cair dan padat di sungai, danau, dan lautan telah terjadi

selama periode waktu yang lama. Industrialisasi meningkat luas dalam melayani

kebutuhan penduduk perkotaan yang menghasilkan sejumlah besar limbah dan

memerlukan perawatan untuk mencegah kerusakan lingkungan lebih lanjut.

Sumber titik kontaminasi air limbah memiliki kapasitas untuk overloaddalam

menerima air dan merupakan ancaman yang paling luas terhadap lingkungan dan

kualitas air. Air limbah umumnya mengandung konsentrasi nutrisi organik dan

anorganik yang sangat tinggi, salah satu penyebab utamanya adalah degradasi

ekologi ireversibel. Degradasi ekologi ireversibel mengganggu bio-sistem dan

proses daur ulang alami seperti fotosintesis, respirasi, fiksasi nitrogen, penguapan,

dan curah hujan. Pengolahan air limbah yang efektif dan penggunaan air limbah

reklamasi memiliki potensi besar dalam membantu memenuhi kebutuhan air

bersih untuk berbagai keperluan dosmetic dan industri, sehingga sedikit

mengurangi kebutuhan akan air pada pusat-pusat perkotaan. Dalam air limbah

industri dan kota, pengurangan berbagai tumpukan kimia pada sumbernya

bukanlah proses yang mudah dan merupakan proses yang sangat mahal untuk

memperbaiki dengan metode perawatan konvensional karena permintaan untuk

operator terampil, investasi modal yang tinggi, biaya operasional yang tinggi,

kehandalan dan lain-lain. Operasi kompleks dalam metode perawatan

konvensional untuk menghilangkan bahan kimia tidak menjamin pengurangan

reduksi lumpur. Penghilangan lumpur adalah salah satu tantangan utama dalam

pengolahan air limbah yang berkelanjutan, tetapi dapat dicapai oleh Best

Available Technique (BAT) untuk perawatan aspek sosial-ekonomi dari

pengolahan air limbah yang efisien. Hal ini, ditambah dengan potensi pemulihansumber energi yang wajib dan diperlukan dalam menyelidiki kelayakan

pengolahan biologis. Telah terjadi pertumbuhan di seluruh dunia yang berkaitan

dengan menurunnya sumber daya air dan meningkatnya permintaan untuk

pelestarian dan pengelolaan sumber daya air berkelanjutan (Garca et al., 2000).

Budidaya mikroalga merupakan bioteknologi menarik untuk metode

pengolahan air limbah yang memiliki potensi sebagai metode alternatif perawatan

konvensional. Mikroalga adalah sumber bio populer, seperti teknologi tepat


4/28

181

mikroalga yang dapat menambahkan sejumlah manfaat untuk proses perawatan

karena mereka memiliki kapasitas yang lebih besar untuk perawatan sejumlah

kontaminan air limbah. Chinnasamy et al. (2010) mengamati bahwa ditemukan

konsorsium dari lima belas mikroalga asli sangat efisien untuk mengurangi lebih

dari 96% di pabrik pengolahan nutrisi air limbah dalam waktu 72 jam. Wang et al.

(2010) melaporkan penurunan cepat terjadi pada nitrat, fosfat, dan tingkat logam

dalam pengolahan air limbah dengan waktu yang singkat menggunakan budidaya

mikroalga. Pengolahan air limbah mikroalga merupakan metode ekonomis dari

pengolahan air limbah dan memiliki sejarah penelitian sangat luas selama lebih

dari 50 tahun (Oswald et al, 1954; Oswald, 1991; Ruiz et al., 2011). Penghilangan

limbah Mikroalga berbasis nutrisi dan/atau bahan kimia dapat dicapai dengan

akumulasi atau konversi dan biomassa, sehingga menjadi metode bioteknologi

yang lebih baik untuk pelestarian ekosistem air tawar (Hoffmann, 1998; Ruiz et

al., 2011). Mengingat bahwa limbah yang murah dapat digunakan sebagai pakan

untuk spesies mikroalga yang diinginkan dalam menghasilkan produk ganggang

yang diturunkan dan juga sekaligus menghilangkan nutrisi, serta membuat sistem

biologi yang lebih menarik. Dengan demikian, teknologi phycoremediation adalah

bidang yang menjanjikan untuk studi yang dapat diterapkan seperti dalam

pengolahan air limbah, biomassa dan produksi biofuel untuk energi berkelanjutan.

Budidaya mikroalga untuk pengolahan air limbah sangat berkualitas tinggi,

proses yang sangat ramah lingkungan tanpa terjadinya polusi sekunder. Reklamasi

produksi limbah menghasilkan metabolisme mikroalga yang bernilai tinggi seperti

lipid, karbohidrat, dan protein. Mikroalga sering diterapkan dalam pengolahan

tersier limbah domestik di kolam pematangan sistem pengolahan air limbah pada

skala kecil dan skala menengah (Hanumantha Rao et al., 2011; Rawet et al.,2011). Teknologi seperti sistem pengolahan kolam air limbah canggih yang

terintegrasi (AIWPS) tersedia secara komersial (Oswald, 1991). Desain yang

termasuk paling umum adalah kolam fakultatif, yaitu pertumbuhan permukaan

yang relatif mendalam dan dukungan dari mikroalga sendiri. Kolam tinggi tingkat

alga (HRAPs) adalah teknologi ciri untuk memperbaiki sejumlah aliran air

limbah, terutama dalam kondisi tropis dan subtropis karena ketersediaan sinar

matahari yang dimanfaatkan oleh mikroalga untuk fotosintesis (Phang et al., 2000;


5/28

182

Mustafa et al., 2011). Kolam yang dangkal tergantung pada pencampuran

mekanik untuk produksi alga maksimum dan penghilangan kebutuhan oksigen

biologis. HRAPs merupakan reaktor yang paling hemat biaya untuk pengelolaan

limbah cair dan menangkap energi surya, serta penangkapan karbon dioksida di

atmosfer yang digunakan dalam pengolahan limbah hewan (Narkthon, 1996).

HRAP pengolahan air limbah bisa sangat efisien dalam mengurangi bakteri,

kebutuhan oksigen biologis (BOD), dan tingkat gizi dengan pendekatan terpadu

untuk daur ulang limbah. Phycoremediation dapat digunakan dalam proses

sebagai langkah kedua setelah pengolahan anaerobik awal dari air limbah organik

yang tinggi untuk menghasilkan penurunan yang signifikan dalam bahan organik

yang berpengaruh, seperti nitrogen dan fosfor. Mikroalga yang dipanen kaya akan

nutrisi seperti nitrogen, kalium, dan fosfor, yang dapat digunakan untuk pakan

ternak, dan lain-lain (Ogbonna et al., 2000; Olgum, 2003; Rawat et al., 2011) .

Oleh karena itu, HRAPs sangat sesuai untuk sanitasi di masyarakat pedesaan kecil

karena kesederhanaan operasi HRAPs dibandingkan dengan teknologi

konvensional seperti proses pengaktifan lumpur. Bab ini secara kritis

mengevaluasi HRAPs phycoremediation untuk menghilangkan nutrisi kekuatan

organik yang tinggi melalui mikroalga yang diperkaya.

12.2 KARAKTERISTIK AIR LIMBAH

Air limbah merupakan salah satu sumber utama dalam meningkatkan kadar

polutan air secara leseluruhan (Gomec, 2010). Pemahaman tentang karakteristik

air limbah sangat penting dalam desain dan proses operasional pengolahan air

limbah dan upaya penelitian yang cukup layak. Air limbah dibagi menjadi dua

jenis : (1) air limbah kota dan (2) air limbah industri. Air limbah umumnya

merupakan kombinasi dari limbah rumah tangga dan limbah industri, tergantung

pada sistem pengumpulan pengolahan. Air limbah yang dihasilkan berbeda yaitu

selama kegiatan manusia dan dicampur bersama-sama. Gambar 12.1 memberikan


6/28

183

Gambar 12.1 Tipe Air limbah isdustri dan domestik

TABEL 12.1

Komposisi Kimia dan Karakteristik Air Limbah yang Tidak Terpelihara


7/28

184

beberapa contoh dari tipe air limbah kota dan air limbah industri. Pengolahan air

limbah kota dan air limbah industri secara sosial biologi yang ekonomis adalah

menggunakan teknologi tinggi tepatguna (Metcalf dan Eddy, 1991) dan dapat

memperoleh air limbah dengan berbagai tujuan. Tabel 12.1 memperlihatkan

penilaian tingkat komposisi dengan tipe lemah, sedang, dan kuat dari air limbah

domestik. Penilaian yang lengkap pada kualitas air limbah dapat diklasifikasikan

secara luas kedalam tiga karakteristik dan sumbernya yaitu karakteristik fisika,

kimia, dan unsur biologi (Gambar 12.2).

12.2.1 Karakteristik Fisika

Struktur persepsi dari karakteristik fisika dan kimia air limbah dapat merubahhakikatnya dengan merubah aliran habitat dan pola individunya. Karateristik

fisika air limbah yang termasuk adalah sebagai berikut:

Gambar 12.2 Karakteristik fisika, kimia, dan biologi dari air limbah (Sumber: Rawat et al., 2011.)


8/28

185

1. Warna: Penampilan fisik, warna yang signifikan kualitatif dari air limbah

tergantung pada waktu yang bertahan dalam tangki, dan warnanya bervariasi

dari cokelat muda sampai warna abu-abu terang. Warna ini dikenal untuk

mengubah abu-abu gelap atau hitam pada air limbah akan basi. Perubahan

warna air limbah terjadi karena fermentasi dari berbagai senyawa kimia yang

dihasilkan, khususnya hidrogen sulfida dan sulfida besi. Warna dapat diukur

dengan perbandingan menggunakan metode standar.

2. Bau: Bau yang menyerang dalam air limbah terutama terjadi karena hubungan

impuri terlarut dan sejumlah senyawa bau yang dihasilkan oleh mikroba hidup

yang diperkaya dan organisme air yang membusuk ketika dalam kondisi

anaerobik. Senyawa pokok penghasil bau adalah hidrogen sulfida, diproduksi

sebagai gas oleh dekomposisi bakteri dalam kondisi anaerob.

3. Padat Isi: Total padatan merupakan hasil dari yang terlarut dan tergantung

materi yang tetap sebagai residu dalam air limbah (Metcalf dan Eddy, 1987)

pada penguapan pada 103 C sampai 105 C.

4. Suhu: Suhu air limbah dapat berubah-ubah pada suatu musim dengan lokasi

yang geografis, dari 10 C menjadi 21 C (Muttamara, 1996). Memainkan suhu

merupakan peran utama dalam pengolahan air limbah dan variasinya karena

dapat menyebabkan perubahan sebagai akibat dari reaksi kimia dan biologi

organisme planktonik. Air limbah mengandung bakteri dan jamur yang

mungkin memiliki pengaruh besar pada karakteristik fisik dari air limbah,

terutama ketika dalam kelimpahan karena suhu normal. Kekeruhan dan warna

yang tidak langsung berhubungan dengan suhu diakibatkan karena sebagian

besar termasuk dalam produk reaksi kimia yaitu keseimbangan air limbah

koagulasi yang dapat berubah karena suhu. Suhu juga sangat penting dalammencegah penentuan berbagai parameter, seperti perubahan pH yang sering

terjadi di daerah dengan kapasitas rendah penetral asam, konduktivitas, tingkat

kejenuhan gad yang berbeda, berbagai bentuk alkalinitas, dan lain-lain.

12.2.2 KARAKTERISTIK KIMIA

Senyawa kimia karakterisasi dari air limbah yang paling penting adalah

sehubungan dengan pengolahan yang efektif. Identifikasi komponen kimia dan

konsentrasi mereka digunakan sebagai ukuran kualitas air limbah. Air limbah


9/28

186

domestik dan industri mengandung berbagai bahan kimia organik dan anorganik.

Komponen kimia utama dalam limbah air limbah adalah karbohidrat, protein,

lipid, dan urea. Urea dalam air limbah sebagian besar dari senyawa organik, urine,

yang merupakan konstituen utama dan membentuk sejumlah besar zat nitrogen

(Rawat et al., 2011) melalui dekomposisi yang cepat. Bahan kimia organik, yang

terutama terdiri dari karbon, hidrogen, oksigen, dan komponen lainnya seperti

belerang, fosfor, besi, amonia, protein, lemak, lignin, sabun, minyak, dan bahan

kimia organik sintetis lainnya yang mudah terurai dan produksi dekomposisinya

ditemukan dalam sistem. Parameter fisikokimia dalam air limbah, seperti Total

Dissolved Solids (TDS), karakteristik kimia organik melibatkan interaksi pH,

mineral alkali, dan nutrisi lainnya. Ini terkait dengan kemampuan pelarut air

limbah (Drinan dan Whiting, 2001). Terdapat beberapa senyawa kimia anorganik

yang umum hadir dalam air limbah diantaranya adalah nitrogen, sulfur, klorida,

fosfor, besi, hidrogen, dan mencari jumlah logam berat (Muttamara, 1996).

12.2.3 KARAKTERISTIK BIOLOGI

Umumnya dalam air limbah, jutaan organisme mikroskopis dan makroskopis

didistribusikan secara luas yang berasal dari air limbah rumah tangga dibuang.

Organisme yang termasuk adalah bakteri, protozoa, virus, dan spesies alga

terbatas. Banyak dari mikroorganisme dan makroorganisme yang dianggap tidak

berbahaya, kemudian besar keragaman organisme sangat disesuaikan dengan

kondisi mereka yang efektif dalam pengolahan air limbah dan pengaktifan

pengolahan lumpur dalam fasilitas pengolahan. Beberapa publikasi baru-baru ini

melaporkan bahwa air limbah menyediakan media yang ideal untuk pertumbuhan

mikroba potensial (Kong et al., 2010; Cho et al., 2011; Christenson dan Sims,

2011; Park et al., 2011a; Pittman et al., 2011; Rawat et al., 2011), terlepas dari

pengolahan air limbah anaerobik atau aerobik (Abeliovich, 1986).

12.3 PHYCOREMEDIASI

Istilah phycoremediasi ini diciptakan oleh John (2000) untuk merujuk pada

remediasi air yang dilakukan oleh alga. Mikroalga memiliki khasiat tinggi dalam

pengolahan air limbah dan dapat menawarkan solusi yang mungkin untuk masalah

lingkungan (Lau et al., 1994; Craggs et al., 1997; Korner dan Vermaat, 1998;


10/28

187

Harun et al., 2010). Mikroalga merupakan organisme yang eukariotik dan

mikroorganisme autotrophic yang dapat beradaptasi dengan hampir semua

lingkungan air (termasuk air limbah) dan menghasilkan biomassa yang kaya akan

berbagai nutrisi dan mineral. Mikroalga sangat bervariasi dalam protein (10%

sampai 53%), karbohidrat (10% sampai 16%), lemak (15% sampai 55%), dan

mineral (5%) konstituen (Xu et al., 2006).

Phycoremediasi air limbah (domestik atau industri) mengacu pada

pemanfaatan skala besar apapun (yang diinginkan) mikroalga untuk

menghilangkan polutan atau biotransformasi senyawa kimia organik berbahaya

bagi produk akhir tidak berbahaya, xenobiotik, dan penghilangan patogen dari air

limbah. Biomassa mengkonsumsi jumlah yang cukup nutrisi dari sumber-sumber

yang tersedia secara bebas, seperti air limbah yang kaya akan nutrisi organik,

kimia anorganik, dan CO2 dari limbah dan pembuangan aliran (Oiguin, 2003),

yang dapat mempercepat penyebaran biomassa mikroalga (45% sampai 60%

mikroalga oleh berat kering), asam nukleat, dan phospholipid. Penghilangan

nutrisi dapat lebih meningkat dengan amonia stripping atau fosfor presipitasi

akibat peningkatan pH yang berhubungan dengan fotosintesis (Lalibertd et al.,

1994; Oswald, 2003; Hanumantha Rao et al., 2011; Rawat et al., 2011).

Phycoremediasi digunakan sebagai pengolahan tersier biologis, biasanya

dilakukan untuk pengolahan air limbah kota sekunder, yang telah menjadi fokus

penelitian selama beberapa dekade terakhir (Oswald dan Gotaas, 1957). High-

Rate Algal Ponds (HRAPs) untuk pengolahan air limbah merupakan pengolahan

yang sangat efektif, dalam kultur mikroalga HRAP yang dibudidayakan dapat

mengasimilasi sejumlah besar nutrisi, sehingga terjadi penurunan BOD dan

Chemical Oxygen Demand (COD) atau kebutuhan oksigen kimia. Mikroalgadianggap sebagai solusi yang paling fleksibel di antara proses pengolahan air

limbah biologis. Air limbah domestik berisi sebagian besar nutrisi seperti nitrogen

dan fosfor yang secara langsung dan tidak langsung dapat mendukung

produktivitas mikroalga dan mempertahankan biomassa pada tingkat yang cukup

tinggi untuk mencapai penghilangan nutrisi yang efisien dalam sistem air limbah.

Penerapan mikro alga dalam pengolahan air limbah untuk mengurangi bau,

pewarna, nitrat, nitrit, fosfat, amonia, TDS, TSS, BOD, dan meningkatkan pH dan


11/28

188

penyerapan logam berat telah dilakukan selama beberapa tahun terakhir.

Pengolahan biomassa limbah mikroalga dapat digunakan untuk berbagai

keperluan (Munoz dan Gudeysse, 2006). Baru-baru ini, Kumar et al., (2011)

mempelajari tinggi tingkat tanaman alga Chlorella vulgarisyang dibudidayakan

pada pengolahan air limbah secara konfeksioner, dimana biomassa yang dipanen

digunakan untuk studi potensi antioksidan enzimatik dan nonenzimatik. Namun,

biomassa mikroalga yang diperkaya perlu dipanen dengan biaya rendah yang

hemat biaya dengan menggunakan sistem penghilangan nutrisi. Hal ini masih

dalam proses tahap awal.

Aplikasi dan keuntungan dari phycoremediasi adalah sebagai berikut (Olguin,

2003)

1. Penghilangan unsur hara dari air limbah baik air limbah kota maupun air

limbah industri atau limbah diperkaya dengan bahan organik tinggi

2. Penghilangan nutrisi dan senyawa xenobiotik dengan bantuan biosorben

berbasis alga

3. Pengolahan secara efisien air limbah asam dan logam berat

4. Meningkatkan oksigenasi dari atmosfer

5.

Penyerapan CO2

6. Meningkatkan kualitas limbah

7. Transformasi dan degradasi xenobiotik

8. Biosensing senyawa beracun dengan ganggang

12.4 JENIS ALGAE DIGUNAKAN SEBAGAI PHYCOREMEDIATION

Sejarah panjang dari penelitian pengolahan limbah berbasis alga, dipelopori

oleh algologists Oswald dan rekan kerjanya (1953), yang dirancang sebagaiteknologi dalam melaksanakan peran ganda mikroalga yang digunakan untuk

pengolahan air limbah dan produksi protein. Ini dimulai bersama Golueke dan

Oswald (1965), yang memperoleh wawasan tentang aspek-aspek ekonomi dari

teknologi pengolahan kolam air limbah berbasis mikroalga dan sumber potensial

alternatif limbah yang direnovasi dan produksi protein. Mikroalga telah digunakan

secara luas sebagai teknologi pengolahan yang tepat di kolam pengolahan air

limbah sejak awal 1950-an (Oswald et al., 1953; Oswald dan Gotaas 1957;


12/28

189

Fallowfield dan Garrett, 1985; Lincoln dan Earle, 1990; Ghosh, 1991; Oswald,

1991; Borowitzka, 1999; Oswald, 2003; Hanumantha Rao et al., 2011).

Phycoremediasi dapat memberikan solusi jangka panjang yang lebih

berkelanjutan daripada pengolahan air limbah jenis lainnya, di mana metode

secara biologi digunakan karena mikroalga memiliki kapasitas yang lebih besar

untuk memperbaiki CO2, oleh fotosintesis dan secara efisien dapat menghilangkan

nutrisi yang berlebihan dengan biaya minimal (Hirata et al., 1996; Murakami dan

Ikenouchi, 1997). Penghilangan nutrisi yang paling efisien dari air limbah telah

diteliti yaitu menggunakan strain alga dengan sifat yang khusus seperti toleransi

pada suhu ekstrim, komposisi kimia dari produk yang bernilai tinggi, akumulasi

logam berat, dan pertumbuhan mixotrophic inter alia. Strain mikroalga yaitu

Phormidium diisolasi dari suatu lingkungan kutub di bawah suhu 10 C, dan

kemampuan strain ini untuk menghilangkan nutrisi anorganik dalam air limbah

selama musim semi dan musim gugur dari iklim dingin yang dipelajari oleh Tang

et al., (1997). Mikroalga yang umum termasuk dalam pengolahan air limbah

adalah Chlorella, Oscillatoria, Scenedesmus, Synechocystis, Lyngbya,

Gloeocapsa, Spirulina, Chroococcus, Anabaena, dan lain-lain. Beberapa jenis

spesies Chlorella(vulgaris) tumbuh secara universal yang telah digunakan untuk

pengolahan air limbah di seluruh dunia. Mereka adalah mikroalga yang dapat

tumbuh yang kaya nutrisi nitrogen (N) dan fosfor (P) air limbah kota dan

mengkonversi air limbah yang mengandung N dan P menjadi biomassa alga

(Green et al., 1995; Benemann dan Oswald, 1996; Olguin, 2003; Orpez et al.,

2009). Spesies mikroalga yang efisien lainnya digunakan untuk menghilangkan N

dan P pada variasi limbah industri termasuk seperti Fsutryocuccus bruunii, yang

digunakan untuk pengolahan primer pembuangan kotoran limbah (Sawayama etal., 1995); Scenedesmus obliquus, yang digunakan dalam pengolahan air limbah

perkotaan (Martinez et al., 2000); dan air limbah buatan, (Gomez Villa et al.,

2005). Polutan merupakan pemulihan dari sistem pemanenan biomassa (Adey et

al., 1996). Selain dari hasil penumpuan biomassa mikroalga, materi yang tidak

ramah lingkungan disediakan dalam bentuk pigmen, protein, antioksidan, asam

amino, dan senyawa bioaktif lainnya yang membuat mereka ideal untuk

melepaskan nutrisi. Pengolahan air limbah tingkat dari polutan organik atau


13/28

190

berbahaya telah dilakukan oleh mickroalga dengan sifat yang khusus. Mikroalga

yang paling banyak dipelajari adalah Chlorella, Scenedsmus, dan spesies

Ankistrodesmus, di mana berbagai limbah industri yang digunakan adalah seperti

air limbah industri kertas, produksi air limbah minyak zaitun, dan air limbah

pabrik (Ghasemi et al., 2011; Rawat et al., 2011). Seleksi strain mikroalga sangat

berperan penting dalam pengolahan air limbah melalui HRAP. Koleksi mikroalga

yang ditemukan hanya beberapa ribu jenis mikroalga yang berbeda yang secara

efisien dapat mendukung pengolahan air limbah dan produksi biomassa untuk

nilai tambah produk sampingan dalam memenuhi permintaan dimasa yang akan

datang untuk biofuel alternatif. Oleh karena itu, kita perlu memusatkan pada strain

mikroalga yang efektif dengan kombinasi kemajuan terbaru dalam teknik secara

genetik dan ilmu material yang dapat memperbaiki masalah-masalah tersebut.

12.5 HIGH-RATE ALGAL PONDS (HRAPS)

Tiga jenis umum dari kolam pematangan digunakan dalam pengolahan air

limbah adalah kolam fakultatif, kolam anaerobik, dan yang paling umum adalah

kolam stabilisasi limbah. Kolam aerobik, juga dikenal sebagai kolam tingkat

tinggi, yang dangkal dan terdapat oksigen sepenuhnya atau komplit (Oswald,

1978). High-Rate Algal Ponds (HRAPs) dikembangkan mulai pada tahun

1950 sebagai alternatif untuk kolam yang tidak tercampur oksidasi BOD, padatan

tersuspensi, dan penghilangan patogen (Rawat et al., 2011). Mereka termasuk

rendah biaya dan teknologi pemeliharaan rendah untuk perbaikan berbagai jenis

limbah (De Godos et al., 2010). HRAPs menunjukkan kinerja yang lebih baik bila

dibandingkan dengan kolam anaerobik, aerobik, dan fakultative karena

menggunakan limbah yang sama. Habitat bersama dari alga fotosintetik dan

bakteri heterotrofik disebut sebagai simbiosis HRAP. HRAPs telah digunakan

untuk pengolahan berbagai air limbah, termasuk limbah domestik, kandang babi,

air limbah hewan, limpasan pertanian, dan drainase tambang serta air limbah

kilang minyak seng (Rawat et al., 2011). Pemanfaatan mikroalga untuk asimilasi

nitrogen dan fosfor pada konsentrasi rendah menyajikan alternatif yang

berkelanjutan untuk penggunaan sistem pengolahan yang ada, seperti nitrogen dan

fosfor yang dapat memperbaiki biomassa alga untuk digunakan kembali (Boelee

et al., 2011). HRAPs dirancang untuk meningkatkan pertumbuhan alga, dan


14/28

191

teknologi pada umumnya terdiri dari campuran mekanis kolam yang dangkal

(Olgutn, 2003; Garcia et al., 2006). Sebuah alat pompa baling-baling besar

digunakan untuk membuat kecepatan saluran yang cukup untuk pencampuran

secaralembut. Kolam umumnya dengan lebar 2 meter sampai 3 meter, tinggi 0,1 -

0,4 meter, dan luasnya berkisar dari 1.000 sampai 5.000 m2, tergantung pada skala

aplikasinya (Garcia et al., 2006; De Godos et al., 2009; Rawat et al., 2011). Waktu

retensi hidrolik sistem tersebut umumnya adalah dalam kisaran 4 sampai 10 hari,

tergantung pada kondisi iklim. Pencampuran kontinyu adalah syarat untuk

menjaga sel-sel dalam suspensi dan mengurangi efek tempat yang teduh, sehingga

dapat melakukan pembongkaran ganggang terhadap cahaya secara berkala,

bahkan dalam kultur yang lebih padat. Desain yang paling umum yang telah

terbukti sukses dalam skala besar adalah campuran paddlewheel loop tunggal.

Karena biaya energi ini akan ketergantungan pada kecepatan, sebagian besar

tambak telah dioperasikan pada kecepatan dari 10 sampai 30 cm s-1 (Oigutn,

2003; Rawat et al,, 2011). Modus aksi dari HRAP terjadi langsung melalui

pertumbuhan ganggang dan pemanenan biomassa dan secara tidak langsung

dengan penguapan amonia nitrat dan curah hujan ortofosfat melalui perubahan

pH. Fotosintesis alga sehingga mengontrol efisiensi nitrat dan penghapusan fosfat

(Olgum, 2003). Fotosintesis alga menyediakan oksigen untuk dekomposisi dari

bahan organik oleh bakteri heterotrofik aerobik yang memungkinkan untuk

pengurangan bahan organik ditambah dengan penghilangan fosfor karena serapan

oleh ganggang (Garcia et al., 2006) dan nitrogen. Biomassa yang dihasilkan bisa

dipanen dan dapat digunakan untuk produksi biiofuel melalui berbagai jalur (Park

et al., 2011b).

Sistem ini mudah dioperasikan bila dibandingkan dengan teknologikonvensional, sehingga membuat mereka ideal untuk digunakan oleh masyarakat

pedesaan kecil (Garcia et al., 2006). HRAPs telah berhasil digunakan dalam

remediasi limbah babi dan juga limbah dari sistem akuakultur (Olgum, 2003).

Kombinasi pengolahan air limbah dan produksi biofuel dapat diterima jauh lebih

menarik dari sebelumnya, hal ini disebabkan karena implikasi menguntungkan

dari kombinasi tersebut. Namun, dalam penelitian pokok skala besar harus


15/28

192

dilakukan dalam rangka mengoptimalkan produksi alga dan mempertahankan

standar limbah yang berkualitas tinggi (Park et al., 2011a).

12.5.1 Penghilangan Nutrisi

Penghilangan nitrogen dan fosfor dari air limbah sangat penting dalam mencegah

kerusakan ekologis ke lingkungan air. Fosfor adalah partikular yang sulit untuk

dihilangkan (Pittman et al., 2011). Presipitasi kimia saat ini proses komersial

utama untuk menghilangkan fosfor dari air limbah. Penghilangan biologis secara

efisien bervariasi dari 20% menjadi 30% untuk sebagian besar organisme (de-

Bashan et al., 2004). Fosfor tersebut kemudian diubah menjadi lumpur aktif yang

tidak dapat sepenuhnya didaur ulang dan dibuang ke tempat pembuangan sampahatau diolah untuk membuat pupuk lumpur. Mikroalga adalah efektivitas dalam

menghilangkan nitrogen, fosfor, dan logam beracun dari air limbah, sehingga

mereka menjadi ideal untuk menghilangkan nutrisi dan proses pemulihan (Pittman

et al., 2011). Serapan mikroalga dari fosfor telah terbukti menjadi efisien sebagai

pengolahan kimia (Pittman et al., 2011).

Karbon, nitrogen, fosfor, dan sulfur adalah persyaratan penting untuk

semua pertumbuhan mikroalga (Chisti, 2007; Tsai et al., 2011; Zeng et al., 2011).

Unsur-unsur ini biasanya ditemukan dalam air limbah domestik dalam konsentrasi

yang mendukung budidaya microalga. Kebutuhan gizi minimal dapat diperkirakan

dengan menggunakan rumus molekul dari biomassa mikroalga, yaitu

CO0,48H1,83N0,11P0,01 (Chisti, 2007; Putt et al., 2011). Nitrogen merupakan faktor

penting untuk pengaturan pertumbuhan dan regulasi kadar lemak mikroalga.

Fosfor, meskipun dibutuhkan dalam jumlah yang lebih kecil, harus diberikan lebih

karena bersifat kompleks dengan ion logam dan tidak sepenuhnya tersedia untuk

penyerapan sel (Chisti, 2007). Mikroalga alami memanfaatkan nutrisi dan sumber

energi yang sesuai dari lingkungan mereka, sehingga dapat mengoptimalkan

pemanfaatan secara efisien untuk pertumbuhan dan kelangsungan hidup. Mereka

adalah organisme yang baik, dalam satu spesies mungkin dapat menjalani

berbagai jenis metabolisme, tergantung pada kemampuan nutrisi yang berhasil

digunakan untuk pertumbuhan serta faktor-faktor lingkungan lainnya (Amaro et

al., 2011). Nitrogen digunakan dalam bentuk nitrat dan amonia, nitrogen dalam


16/28

193

bentuk amonia lebih banyak disukai pada kehadiran spesies kimia (Feng et al.,

2011).

Budidaya fototropik menggunakan sinar matahari dan CO2, sebagai

sumber karbon anorganik untuk produksi energi dan pertumbuhan (Mata et al.,

2010). Budidaya fototropik kurang rentan terhadap kontaminasi daripada jenis

budidaya lainnya. Pertumbuhan heterotrofik terjadi karena tidak adanya cahaya

menggunakan sumber karbon organik seperti glukosa, asetat, gliserol, fruktosa,

sukrosa, laktosa, galaktosa, dan mannose (Amaro et al., 2011). Organisme yang

mampu menjalani pertumbuhan mixotropik memiliki kemampuan untuk

melakukan fotosintesis atau menggunakan substrat organik sebagai sumber

karbon. Produksi Mixotropik mengurangi hambatan fotosintesis dan mengurangi

hilangnya biomassa karena respirasi pada fase gelap (Brennan dan Owende,

2010; Pittman et al., 2011). Sumber karbon organik dalam air limbah

memungkinkan mikroalga untuk menjalani pertumbuhan mixotropik diikuti oleh

pertumbuhan fototropik. Dalam hal ini secara efektif dapat menghilangkan nutrisi

dengan meningkatkan biomassa dan potensi produktivitas lipid (Feng et al.,

2011).

Penghilangan nuttrisi secara efisien tergantung pada jenis alga yang

dibudidayakan dan telah terbukti dipengaruhi secara positif oleh budidaya strain

alga yang toleran terhadap ekstrim tertentu, seperti suhu ekstrim, sedimentasi

cepat, atau kemampuan untuk tumbuh dengan mixotropik (Olguin, 2003). Dalam

memilih strain untuk budidaya pada HRAPs harus benar-benar istimewa

diantaranya adalah (1) memiliki tingkat pertumbuhan yang tinggi, (2) memiliki

konsentrasi protein tinggi ketika tumbuh di bawah kondisi dengan gizi terbatas,

(3) digunakan untuk pakan ternak/ikan, (4) memiliki kemampuan untukmentolerir tingkat nutrisi yang tinggi, (5) menghasilkan produk yang bernilai

tambah, (6) dapat tumbuh secara mixotropik, dan (7) mudah dipanen (Sheehan et

al., 1998; Olguin, 2003; Rawat et al., 2011). Chiorella vulgaris, Haematococcus

pluvialis, dan Arthrospira (Spirulina) platensis, antara lain adalah contoh species

yang dapat tumbuh di bawah kondisi seperti fotoautotropik, heterotropik, dan

mixotropik (Amaro et al., 2011).


17/28

194

Pengolahan air limbah mikroalga memiliki potensi secara signifikan untuk

mengurangi biaya-biaya dari pengolahan apabila dibandingkan dengan metode

kimia konvensional; metode ini secara parsial dapat dicapai dengan negasi dari

kebutuhan untuk aerasi mekanis sebagai mikroalga untuk menghasilkan oksigen

melalui proses fotosintesis (Pittman et al., 2011). Pengolahan secara spontan dari

produksi air limbah dan produksi biomassa mengurangi biaya kedua proses

tersebut (Brennan dan Owende, 2010; Christenson dan Sims, 2011). Selain itu,

produksi biofuel dalam hubungannya dengan pengolahan air limbah telah

dimasukkan kedalam lingkungan sebagai metode yang paling layak untuk

produksi biofuel dari mikroalga dalam waktu dekat (Brennan dan Owende, 2010).

Beberapa penelitian telah membuktikan potensinya untuk menghilangkan

nutrisi dari sintetis air limbah melalui produksi biomassa mikroalga. Penghilangan

fosfor dari 98% dan jumlah penghilangan amonia removal telah dicapai dengan

(Martinez et al., 2000) menggunakan Scenedesmus obliquus. Boelee et al. ( 2011)

menunjukkan penghilangan simultan nitrat dan fosfat menjadi 2,2 mg L-1dan 0,15

mg L-1, masing-masing dengan menggunakan biofilm mikroalga. Su et al. ( 2012)

melaporkan penyisihan fosfor secara efisiensi dari alga menjadi 89%. Bakteri

fotosintetik tertentu dan mikroalga hijau seperti Rhodobacter sphaeroides dan

Chlorella sorokinianadapat bertahan dalam kondisi heterotrofik, menghilangkan

konsentrasi tinggi asam organik (>1.000 mg L-1) dan amonia (400 mg L-1)

(Olguin, 2003). Penghilangan bakteri dari zat-zat seperti hidrokarbon polisiklik

aromatik, pelarut organik, dan senyawa fenolik dapat dibantu dengan

menggunakan hasil oksigen mikroalga yang dibutuhkan untuk aksi bakteri.

Biosorpsi logam berat dapat dicapai dengan pertumbuhan mikroalga di bawah

kondisi phototrophic (Brennan dan Owende, 2010).

12.5.2 Faktor Yang Mempengaruhi High-Rate Algal Ponds (HRAPs)

Efisiensi HRAPs tergantung pada berbagai faktor. Pertumbuhan mikroalga pada

HRAPs mirip dengan produksi biomassa pada media buatan. CO2, pencampuran,

ketersediaan cahaya yang baik, penetrasi, kandungan nutrisi esensial, pH, dan

suhu adalah salah satu faktor yang paling penting dalam mencapai produksi

biomassa tinggi dan penghilangan nutrisi secara efektif (Garcia et al., 2006;

Pittman et al., 2011). Faktor biotik seperti bakteri sinergis, zooplankton predator,


18/28

195

dan bakteri patogen juga dapat mempengaruhi pertumbuhan mikroalga.

Variabelnya akan berbeda, tergantung pada jenis air limbah dan pengolahan air

limbah satu dengan pengolahan air limbah lainnya (Pittman et al., 2011).

Kandungan gizi (nitrogen dan fosfor) dalam air limbah secara signifikan dapat

lebih tinggi daripada media konvensional. Nitrogen pada air limbah umumnya

adalah dalam bentuk amonia, yang dapat menghambat pertumbuhan alga pada

konsentrasi tinggi (Pittman et al., 2011).

Karbon berasimilasi dari atmosfer dan CO2, yang diproduksi oleh oksidasi

bahan organik. Pertumbuhan fotosintetik alga memanfaatkan CO2sebagai sumber

karbon untuk pertumbuhan dengan menghasilkan oksigen sebagai produk

sampingan, yang digunakan oleh bakteri untuk termineralisasi bahan organik dan

menghasilkan CO2, yang dikonsumsi oleh fotosintesis alga. Hal ini dapat

membantu dalam pengurangan emisi gas rumah kaca (Munoz dan Guieysse, 2006;

Ansa et al., 2011; Park et al., 2011a). HRAPs secara umum memiliki karbon yang

terbatas dan harus dilengkapi, serta berpotensi dalam pemanfaatan gas yang

dibuang untuk peningkatan efisiensi penghilangan nutrisi (De Godos et al., 2010).

Siklus pada siang hari akan mempengaruhi aktivitas fotosintesis, dengan pH dan

penghilangan nutrisi secara efisien (Garcia et al., 2006). Konsentrasi CO2 yang

terlarut memiliki efek langsung pada sistem pH, seperti asam di lingkungan alam

ketika dilarutkan dalam air. budidaya pH secara langsung mempengaruhi

ketersediaan nutrisi alami seperti amonia dan fosfat Hal ini juga dapat membantu

dalam hal proliferasi bakteri nitrifikasi (Craggs, 2005; De Godos et al., 2010).

Kedua pH dan oksigen terlarut (DO) nilai tertingginya terjadi pada tengah hari

karena memaksimalkan efisiensi dari fotosintesis dengan demikian penghilangan

CO2dan peningkatan DO dari >200% saturasi (Garcia et al., 2006; Taman et al.,2011a). Konsumsi CO2dan asam karbonat oleh fotosintesis mampu meningkatkan

pH ke tingkat dasar (>11), sehingga meningkatkan penghilangan nutrisi melalui

penguapan amonia dan presipitasi fosfor (Craggs, 2005; Su et al., 2012). Pada

malam hari, penghilangan secara efisiensi akan menurun dan dapat berhenti

karena oksigen yang tidak memadai untuk respirasi aerobik. Selain itu, semakin

rendah pH di malam hari maka penghilangan nitrogen dan fosfor akan menurun

karena tergantung pada proses pH (Garcia et al., 2006; De Godos et al., 2010).


19/28

196

Tingginya pH juga dapat mengurangi pemanfaatan nutrisi melalui penghambatan

yang signifikan dari pertumbuhan alga karena akan mengalami keracunan amonia.

Selain itu, pH di atas 8,3 semakin menghambat aktivitas bakteri dan dengan

demikian oksidasi bahan organik dilakukan oleh bakteri heterotrofik (Craggs,

2005; Ansa et al., 2011). Tingkat pH yang optimal yang dimiliki kebanyakan

spesies alga air tawar adalah 8, di atas atau di bawah pH tersebut akan

menurunkan produktivitasnya (Kong et al., 2010). Walaubagaimanapun beberapa

alga mampu tumbuh pada pH >10, seperti Amphora sp. dan Ankistrodesmus sp.

(Park et al., 2011a). Stabilitas pH pada HRAPs membawa keseimbangan yang

menangkap CO2 dari udara, respirasi bakteri, dan serapan CO2 dari alga (Su et al.,

2012).

Produktivitas kultur alga dilakukan dengan penghilangan nutrisi akan

menjadi ringan dan tergantung pada suhu. Fotosintesis akan meningkat dengan

peningkatan intensitas cahaya sampai ke tingkat maksimum yang dicapai pada

saturasi cahaya tanpa adanya pembatasan nutrisi (Park et al., 2011a). Kerusakan

pada reseptor cahaya (fotoinhibisi) terjadi di luar titik jenuh cahaya, sehingga

mengurangi produktivitas (Richmond, 2004). Potensi fotoinhibisi terjadi lebih

umum selama bulan-bulan musim panas, sehingga fotosintesis berhenti di tengah

hari (Olguin, 2003). Dengan peningkatan pada kepadatan kultur, terdapat

peningkatan dengan cara efek yang meneduh. Konsentrasi pada alga dari 300 g

TSS m-3 akan menyerap semua cahaya yang tersedia di atas 15 cm dari kolam.

Pencampuran demikian sangat penting dalam mengurangi efek tersebut (Ansa et

al., 2011; Parket al., 2011a). Peningkatan produktivitas alga dilakukan dengan

meningkatkan suhu. Untuk sebagian besar spesies mikroalga berada di bawah

kondisi kultur yang optimal, suhu optimal sangat bervariasi antara 28 C dan 35C. Suhu optimal sangat bervariasi dengan nutrisi dan keterbatasan cahaya.

Peningkatan suhu di atas hasil optimal dalam fotorespirasi, dapat mengurangi

produktivitas secara keseluruhan (Sheehan et al., 1998). Perubahan suhu yang

mendadak dapat mengakibatkan penurunan substansial dalam pertumbuhan alga.

Suhu juga mempengaruhi pH, oksigen, dan kelarutan CO2, serta keseimbangan

ion (Park et al., 2011a).


20/28

197

HRAPs sangat rentan terhadap kontaminasi oleh alga asli dan

penggembalaan oleh zooplankton dan patogen alga lainnya. Upaya untuk

pertumbuhan alga sebagai monokultur pada HRAPs telah gagal karena terjadinya

kontaminasi (Sheenan et al., 1998; Park et al., 2011a). Protozoa dan rotifera

memiliki kemampuan untuk mengurangi konsentrasi alga pada tingkat yang

sangat rendah dalam jangka waktu hanya beberapa hari (Benemann, 2008).

Daphnia memiliki kemampuan untuk mengurangi klorofil sebanyak 99% dalam

beberapa hari. Parasit jamur dan infeksi virus memiliki kemampuan untuk

menginduksi alga dalam perubahan struktur selnya dan perubahan dalam

keragaman serta suksesi, sehingga dapat mengurangi populasi alga secara

signifikan (Park et al., 2011a; Rawat et al., 2011). Pengendalian ternak dan parasit

dapat dicapai dengan metode fisik seperti filtrasi, rendahnya konsentrasi DO,

tingkat beban organik yang tinggi, dan proses pengolahan kimia seperti aplikasi

bahan kimia yang meniru hormon invertebrata, meningkatkan pH, dan

meningkatkan konsentrasi amonia yang bebas. Metode yang paling praktis dalam

pengendalian zooplankton adalah penyesuaian pH yaitu pada pH 11, karena

banyak zooplankton yang memiliki kemampuan untuk mentolerir DO pada

tingkat rendah untuk waktu yang lama. Efek racun dari pH yang tinggi ditambah

dengan peningkatan amonia bebas dibawa oleh penguapan amonia pada pH

tinggi. Efek dari substansi penghambat pada jamur parasit memerlukan suatu

uraian dan tidak ada pengolahan secara umum untuk mengontrol jamur ada pada

saat ini (Oarket al., 2011a).

12.5 PENGOLAHAN AIR LIMBAH DAN PERTUMBUHAN ALGA YANG

EFISIEN

Asimilasi nitrogen dan fosfor menjadi biomassa alga dan bakteri dipandang

sebagai biomassa yang menguntungkan hal ini karena potensi pengolahan ulang

nutrisi melalui pengolahan biomassa. Mikroalga uniseluler ditemukan menjadi

mikroalga yang paling efisien dan paling utama di kolam pengolahan air limbah

(Pittman et al., 2011). Penggunaan kombinasi kultur alga dan bakteri dapat

meningkatkan akumulasi nitrogen secara efisien; contohnya dalam pengolahan

asetonitril, 53% amonia berasimilasi ke dalam biomassa dibandingkan dengan

hanya 26% dalam sistem bakteri yang berada di bawah kondisi yang sama. Dalam


21/28

198

kondisi yang optimal, penghilangan 100% dapat dicapai (Su et al., 2011).

Efisiensi penyisihan peningkatan nutrisi mungkin disebabkan karena kebutuhan

nitrogen dan fosfor alga dalam jumlah tinggi untuk produksi protein, asam

nukleat, dan fosfolipid, yang mencakup 45% sampai 60% dari berat kering alga

(Munoz dan Guieysse, 2006). Su et al.. ( 2011) menunjukkan COD, amonia, dan

fosfat untuk menghilangkan secara efisien mencapai hingga 98%, 100%, dan

72,6%, masing-masing untuk pengolahan air limbah kota. Penghilangan nutrisi

secara efisien tergantung pada kondisi kultur yang baik seperti yang disebutkan

sebelumnya dan tingkat pelepasan nutrisi. Boelee et al., (2011) menunjukkan

peningkatan linear pada nitrat dan fosfat dapat meningkat hingga 1,0 g m-2d-1dan

0,13 g m-2d-1, masing-masing dari air limbah kota. Wang et al., (2011)

menunjukkan tingkat penghilangan amonia dari 90%, terlepas dari konsentrasi

awal yang digunakan. Selanjutnya total nitrogen dan fosfor ditemukan sangat

berkurang dari air limbah peternakan babi. Penghilangan nutrisi secara efisien

berkisar antara 91% sampai 96% amonia dan 72% sampai 87% fosfat, tergantung

pada musim dan kedalaman kultur yang diamati oleh Olguin (2003).

12.6 AIR LIMBAH SEBAGAI BAHAN MENTAH UNTUK PRODUKSI

BIOMASSA

Pengolahan air limbah mikroalga menggunakan mikroalga dengan produksi

biomassa sebagai produk sampingan bukanlah konsep baru. Namun, itu hanya

terjadi pada skala kecil dalam kolam stabilisasi limbah dan HRAPs. Pengolahan

air limbah menggunakan HRAPs memiliki potensi untuk menghasilkan sejumlah

besar biomassa yang dapat digunakan untuk berbagai aplikasi, termasuk produksi

bahan bakar yang dapat diperpanjang waktunya, pupuk, pakan ternak, dan lain-

lain (Rawat et al., 2011). Penelitian terbaru menunjukkan bahwa penggunaan air

limbah sebagai substrat untuk produksi biofuel dapat membuat proses ekonomis

(Brennan dan Owende, 2010; Boelee et al., 2011; Cho et al., 2011). Fokus kepada

pertumbuhan mikroalga terhadap produktivitas biomassa daripada produktivitas

lipid mungkin sangat bermanfaat sebagai jumlah yang lebih besar dari biomassa

yang meningkatkan kelangsungan hidup untuk konversi bahan bakar alternatif

(Pittman et al., 2011). Biomassa mikroalga untuk konversi biofuel dapat

dilakukan dengan beberapa metode, tergantung pada karakteristik biomassa


22/28

199

(misalnya, kandungan lipid atau karbohidrat) (Garcia et al., 2006; Rawat et al.,

2011). Hasil panen biomassa dari HRAPs tergantung pada jenis pengolahan

limbah dengan perhatian khusus pada kandungan gizinya. Tabel 12.2 merangkum

pertumbuhan dan produktivitas lipid dari spesies mikroalga pada berbagai jenis air

limbah. Pengolahan limbah babi oleh HRAPs memiliki potensi produktivitas

mencapai hingga 50 t ha-1yr-1(Rawat et al., 2011).

Produktivitas alga maksimum pada HRAPs dapat dicapai dengan tingkat

pembatasan dan kondisi penghambatan. Karbon merupakan tingkat substrat yang

dapat membatasi dan dapat diatasi dengan penambahan CO2. Selain ini melayani

peran ganda dalam penyediaan karbon dan metode pengendalian pH. Penambahan

CO2, telah terbukti dapat melipatgandakan produktivitas alga pada skala

laboratorium dan meningkatkan produktivitas sebesar 30% dalam HRAP skala

pengendalian (Park et al., 2011a). Pertumbuhan Biomassa pada instalasi

pengolahan air limbah menunjukkan bahwa produktivitas alga berkisar antara 5

sampai 16 g m-2d-1 dan kandungan lipid rata-rata 10% tanpa penambahan CO2.

Dengan penambahan CO2, produktivitas yang dihasilkan diharapkan menjadi 25 g

m-2d-1 (Sturm dan Lamer, 2011). Namun, harus diperhatikan bahwa penambahan

CO2 yang berlebihan juga menyebabkan penurunan pH. Sebuah pH dapat

dipertahankan pada pH maksimal yaitu 8 yang dapat menghambat proses fisiko-

kimia penghilangan nutrisi seperti penguapan amonia dan curah hujan fosfat

(Craggs, 2005). Tetapi hal ini tidak selalu berada pada titik negatif, seperti pada

peningkatan asimilasi yang diproduksi biomassa biasanya mengimbangi kerugian

dalam penghilangan fisika-kimia. Selain itu, juga memungkinkan terjadinya daur

ulang dari nutrisi yang telah dinyatakan hilang. Akibat terjadinya penguapan

amonia mengakibatkan kehilangan nitrogen sekitar 24% pada HRAPs tanpapengaturan pH (Park et al., 2011a).


23/28

200

TABEL 12.2

Biomassa dan Produktivitas Lipid dari Pertumbuhan Mikroalga Dalam

Berbagai Aliran Air Limbah


24/28

201

TABEL 12.2 (Kontinyu)

Biomassa dan Produktivitas Lipid dari Pertumbuhan Mikroalga Dalam

Berbagai Aliran Air Limbah

12.7 EKONOMI DAN KESEIMBANGAN ENERGI DARI

PHYCOREMEDIASI MENGGUNAKAN HRAPS

Beberapa penelitian yang diusulkan menunjukan bahwa produksi biodiesel

alga akan membuat emisi rumah kaca, peningkatan jejak kaki air, dan

memerlukan energi yang berlebihan dalam produksi biofuel dari bahan mentah

jagung dan canola (Park et al., 2011a). Meskipun begitu air limbah juga dapat

digunakan sebagai sumber nutrisi. Penelitian lainnya menyimpulkan bahwa

produksi biodiesel alga akan menjadi lebih mampu bertahan tetapi pemasukan

bahan mentah hampir separuh dari produksi energinya, kemudian akan membuat

proses ekonomis menjadi tidak mampu bertahan. Penggunaan air limbah akan

menutupi kerugian tersebut dan memberikan sebuah peningkatan dalam Net Rasio

Energi (NER) (Sturm and Lamer, 2011). Perubahan biomassa alga menjadi energi


25/28

202

melalui langkah proses biorefinery (pembersihan minyak secara biologi),

termasuk ekstraksi lipid untuk biodiesel, penggunaan sisa biomassa untuk

pembakaran, dan pencernaan anaerobik biosolid, memiliki potensial untuk

menyediakan sejumlah besar energi pada wilayah 4.610 kW-h d-1hingga 48.000

kW-h d-1(Sheehan et al., 1998; Sturm dan Lamei, 2011). Kebutuhan energi dari

pengolahan air limbah konvensional secara signifikan lebih tinggi dari High-Rate

Algal Ponds. Advanced Integrated Wastewater Ponds System (AIWPS), yang

dirancang oleh Oswald dan Green, LLC, membutuhkan hingga 91% lebih sedikit

energi (kW-h k-1BOD dihilangkan) daripada sistem konvensional (Olgum, 2003;

Rawat et al., 2011).

Pelepasan oksigen mikroalga menyediakan oksigen yang dibutuhkan untuk

perkembangbiakan bakteri heterotrofik, sehingga meniadakan kebutuhan untuk

aerasi mekanik seperti dalam pengolahan air limbah konvensional. Pengolahan air

limbah konvensional mencapai biaya sekitar empat kali lebih besar daripada

penggunaan HRAPs (Rawat et al., 2011). AIWPS terdiri dari kolam fakultatif

canggih dengan lubang pencernaan anaerobik, HRAPs, kolam pengendapan alga,

dan kolam pematangan dalam seri (Craggs, 2005). Sistem ini membutuhkan 50

kali lebih banyak lahan daripada pengolahan air limbah konvensional, lumpur

aktif, dan tidak memperhitungkan luas lahan yang dibutuhkan untuk pembuangan

limbah lumpur aktif. Biaya modal dan biaya operasional AIWPS setengah dan

kurang dari seperlima dari masing-masing lumpur aktif (Park et al., 2011a).

Pasokan nutrisi, air, dan CO2, berkontribusi dari 10% sampai 30% dari total biaya

produksi alga komersial (Benemann, 2008). Sebagian besar dari biaya air limbah

pada HRAPs ditutupi oleh biaya pengolahan air limbah (Tabel 12.2). Biaya

produksi alga dan pemanenan menggunakan HRAPs pengolahan air limbahmemiliki dampak lingkungan yang kurang dalam hal jejak air, energi, dan

penggunaan pupuk. Daur ulang pada pertumbuhan media digunakan sebagai

metode untuk meminimalkan biaya. Daur ulang bisa dilakukan meskipun,

menyebabkan penurunan produktivitas alga karena peningkatan pencemaran

dan/atau akumulasi metabolisme menjadi terhambat (Park et al., 2011a).


26/28

203

12.8 KESIMPULAN

Para peneliti sepakat bahwa penggunaan pengolahan air limbah melalui

HRAPs adalah satu-satunya metode yang sangat ekonomis saat ini tersedia untuk

produksi alga biofuel. Terdapat manfaat yang signifikan dengan penggunaan

HRAPs air limbah secara efektif, diantaranya adalah pengolahan air limbah

dengan rendah biaya dan produksi biomassa alga untuk generasi biofuel.

Meskipun begitu masih ada kebutuhan besar untuk mengoptimalkan kondisi untuk

pertumbuhan alga dan penghilangan nutrisi di bawah kondisi iklim yang berlaku.

Lipid optimal terdapat pada skala besar dan pemanenan biomassa alga masih tetap

memiliki beberapa tantangan. Perbaikan di daerah ini selanjutnya akan

mengurangi biaya keseluruhan produksi alga dan mampu meremediasi air limbah.

UCAPAN TERIMA KASIH

Para penulis dengan ini mengakui Yayasan Riset Nasional (Afrika Selatan)

sebagai kontribusi keuangan.

REFERENSI

Abeliovich, A. (1986). Handbook of microbial mass culture. In Algae in

Wastewater Oxidation Ponds (Ed. A. Richmond), CRC Press, Boca Raton,

FL, pp. 331-338.

Adey, W.H., Luckett, C., and Smith, M. (1996). Purification of industrially

contaminated groundwaters using controlled ecosystems. Ecological

Engineering, 7: 191-212.

Amaro, H.M, Guedes, A.C., and Malcata, F.X. (2011). Advances and perspectives

in using microalgae to produce biodiesel.Apllied Energy, 88, 3402-3410.

Ansa, E.D.O., Lubberding, H.J., Ampofo, J.A., and Gijzen, H.J. (2011). The role

of algae in the removal of Escherichia coli in a tropical lake. EcologicalEngineering, 37: 317-324.

Beneman, J.R., and Oswald, W.K. (1996). Systems and Economic Analysis of

Microalgae Ponds for Conversion of Carbon Dioxide to Biomass.

Pittsburgh Energy Technology Center, Pittsburgh, PA, p. 201.

Boelee, N.C., Temmink, H., Janssen, M., Buisman, C.J.N., and Wijffels, R.H.

(2011). Nitrogen and phosphorus removal from municipal wastewater

effluent using microalgae biofilms, Water Research, 45: 5925-5933.


27/28

204

Borowitzka, M.A. (1999). Commercial production of microalgae: Ponds, tanks,

tubes and fermenters.Journal of Biotechnology, 70: 313-321.

Brennan, L., and Owende, P. (2010).Biofuels from microalgae-A review of

technologies for production, processing, and extractions of biofuels and co-products.Renewable and Sustainable Energy Reviews, 14: 557-577.

Chisti, Y. (2007). Biodiesel from microalgae. Biotechnology Advances, 25: 249-

306.

Chinnasamy, S., Bhatnagar, A., Hunt, R. W., and Das, K.C. (2010). Microalgae

cultivation in a wastewater dominated by carpet mill effluents for biofuel

applications.Bioresource Technology, 101: 3097-3105.

Cho, S., Luong, T.T., Lee, D., Oh, Y.K., and Lee, T. (2011). Reuse of effluent

water from a municipal wastewater treatment plant in microalgae cultivationfor biofuel production.Bioresource Technology, 102: 8639-8645.

Christenson, L., and Sims, R. (2011). Production and harvesting of microalgae for

wastewater treatment, biofuels, and bioproducts. Biotechnology Advances.

Doi: 10.1016/j.biotechady.2011.05.015.

Craggs, R.J., McAuley, P.J., and smith, V.J. (1997). Wastewater nutrient removal

by marine microalgae grown on a corrugated raceway. Water Research, 31:

1701-1707.

Craggs, R.J. (2005). Advanced integrated wastewater ponds. In Pond Treatment

Technology, IWA Scientific and Technical Report Series (Ed. A. Shilton).

IWA, London, pp. 282-310.

De-Bashan, L.E., Hernandez, J.P., Morey, T., and Bashan, Y. (2004). Microalgae

growth promoting bacteria as helpers for microalgae: A novel approach

for removing ammonium and phosphorus from municipal wastewater.

Water Research, 38: 466-474.

De Godos, I., Blanco, S., Garcia-Encina, P.A., Becares, E., and Munoz, R. (2009).

Long-term operation of high rate algal ponds for the bioremediation ofpiggery wastewaters at high loading rates. Bioresource Technology, 100:

4332-4339.

De Godos, I., Blanco, S., Garcia-Encina, P.A., Becares, E., and Munoz, R. (2010).

Influence of flue gas sparging on the performance of high rate algae ponds

treating agro-industrial wastewaters.Journal of Hzarfous Materials, 179:

1049-1054.

Drinan, J.E., and Whiting, N.E. (2001). Water & Wastewater Treatment: A Guide

for the Nonengineering Professional. CRC Press, Technomic Publishing,

Boca Raton, FL.


28/28

205

Fallowfield, H.J., and Garrett, M.K. (1985). The treatment of wastes by algal

culture. Journal of Applied Bacteriology-Symposium Supplement, 187S-

205S.

phycoremediasi melalui hraps

Documents