BIOFLOKULASI MIKROORGANISMEDAN PERANANNYA

DALAM PENGOLAHAN AIR LlMBAH SECARA BIOLOGI

Milono Poesponegoro

Puslitbang Kimia Terapan - LlPIJI. Cisitu-Sangkuriang, Bandung 40135

INTISARIBioflokul asi merupakan hasil langsung dari kemampuan

mikroo~ganisme untuk beraglomerasi menjadi flok yang besardengan kecepatan pengendapan yang tinggi, dan merupakan[enomena yang penting di dalam pengolahan air limbah secara·hiologi. Bioflokulasi juga sangat pent ing do/am menentukankarakreristika pengkisatan lumpur biomassa.

Kunci keberhasilan pengoperasian unit pengolahan air limb ahadalah di dal am menjaga kecukupan nutrien, mikroorganisme,don lingkungan yang sesuai bagi organisme untuk tumbuh donmem anfaatka n bahan organik. Meskipun ganggang (algae),bakteria, kapang (fungi) don protozoa dapat berada dalam proseslumpur-akiif, pada umumnya bakteria merupakan organismedominan sebagai pengurai bahan organik. Bakieria yang dominandalam lumpur-aktif harus memenuhi dua kondisi, yaitu bahwa:mereka harus mampu memarfaatkan cemaran organik dan harusmampu den gan cep at memb entu k fl ok untuk memudahkanpemisah annya dari efluen dan memungkinkan linggal di dalams ist em pengolahan. Oleh karen a itu, sangat penting untukmenjamin bahwa lingkungan pertumbuh an yang tepat dapatd ip erol eh dan secara efektif d ike nd al ikan untu k mem acupertumbuhan yang dominan dari bakieria pembentuk-flok di dalamsist em, sehingga dapat diperoleh karakteristika pengendapanbiomassa yang baik.

Fl okul asi sel-sel yang terdispersi dapat terinduksi secarabiol ogi (b ioflokul asi) atau terinduksi sec ar a kimia (flokulasikirn ia ). Te rd ap at ke s am aa n pen d apot bahwa biofl okul as imikroorga nisme men gikut i mekan isme yang sama de ng anmekanisme yang terjadi pada fl okulasi mikroorganisme secarainduksi-kimia. Dalam laporan ini disajikan hasil kajian pustakat ent ang bioflokulasi dal am kait annya dengan pengol ahan airlimb ah secara aerobik, serta kaitannya dengan kondisi kulturald an pertu mbuh an mikroorganisme. Diskusi d an ringkasanmekanisme bioflokulasi juga diberikan.

ABSTRACTBiofl oc cul at ion is a direct result of the ability of the

microorganims to agglomerate into large jlocs with a high settlingvelocity, and is an important phenomenon often encountered inthe biological treatment 0.( wastewater. Bioflocculation is alsovery important in determining the dewatering characteristics ofa sludge.

The key 10 the successful operation of biological-oxidationunits is the maintenance of adequate nutrients, microorganisms,

46

and a favourable environment for the organisms to grow andutilize the organic matter. Although algae. bacteria, fungi andprotozoa are introduced into the activated sludge, bacteriausually dominant as the primary feeders on the organic waste.The dominant bacteria of the sludge must satisfy two conditions:they must be able to utilize the organic waste and also be capableof readily forming fl ocs to facilitate separation from eflluentand thereby ensure their retention in the system. Therefore, it isessential to ensure that the proper environment is produced andeffectively controlled to pave the dominant growth offloc-forming bacteria in the system so that the settling characteristics0.( the sludge obtained are good.

Fl occul at io n of discrete microbial cells can either bebiologically (bioflocoulation) or chemically induced (chemicalflocculation). There seems to be general agreement thatb iofl occul ation 0.( microorganisms was observed to followmechanism similar to those observed in the chemicalfl occul ationof microorganisms. A review on the b iofl occul at ion ofmicroorganisms in relationship to aerobic wastewater treatmentproces and to cultural and microbial growth conditions ispresented. The bioflocculation mechanism is also discussed andsummarized.

PENDAHULUAN

Pengenclalian pencemaran air terdiri atas berbagai upayauntuk memanfaatkan daya-alami (terutama gravitasi, prosesalami clan proses biologi) dalam mengolah dan membuangair limbah guna menjaga dan memperbaiki tingkatkesehatan masyarakat, mengawetkan sumber-sumber alami,dan untuk melestarikan kualitas lingkungan (Roberts,1979). Di clalam pengolahan air limbah secara biologi,tujuan yang hendak dicapai adalah memanfaatkan aktivitasmikroorganisme untuk menguraikan dan menghilangkancemaran organik terlarut dan koloidal serta mengubahnyamenjadi padatan biomassa yang mudah mengendap padakondisi lingkungan yang cocok (Metcalf and Eddy, 1978).

Menurut Mahajan (1985), kunci pengoperasian unitpengolahan biologi adalah terjaganya penyediaan makananclan mikroorganisme yang cukup, terpenuhinya kondisi bio-oksidasi dan lingkungan yang cocok untuk organismetumbuh dengan memanfaatkan bahan organik. Adalahsangat penting bahwa organisme tersebut menghasilkanbiomassa dengan kualitas pengenclapan yang baik. Hawkes

JKTI, Vol. 8, No. 1-2, Desember 1998

(1983) menyatakan bahwa meskipun algae, bakteria, fungidan protozoa dapat berada di unit pengolahan biologi, padaumumnya bakteria menjadi dominan sebagai penguraibahan organik. Agar dapat diperoleh hasil pengolahanbiologi yang baik, bakteria yang dominan tersebut selainharus mampu memanfaatkan bahan organik, juga hamsmampu membentuk flok agar biomassanya mudah terpisahdari efluen dan memungkinkan organisme dapat tinggal didalam sistem.

Biomassa mikroorganisme yang terbentuk dalampengolahan biologi disebut sebagai sludge (lumpur). Sludgeyang dapat membentuk flok akan mudah terflokulasi danmengendap, sedangkan sludge yang tak dapat membentukflok akan sukar mengendap (bulking sludge). Kemampuanpengendapan sludge dipengaruhi oleh kualitas bioflokulasimikroorganisme, yaitu kemampuan sel-sel organismeberaglomerasi membentuk flok yang mudah mengendap.Kualitas bioflokulasi mikroorganisme tidak saja pentingdalam menentukan karakteristika pengendapan tetapi jugadalam pengkisatan sludge. Organisme yang mempunyaikualitas bioflokulasi yang baik akan menghasilkan sludgeyang mudah mengendap dan mudah dikisatkan, sehinggamengurangi beaya penanganan sludge (Novak, 1986;Novak, 1988; Horan, 1993).

Kemampuan bioflokulasi dimiliki oleh berbagai jenisbakteri (McKinney and Weichlein, 1953: McKinney, 1957),yeasts (Stewart and Russel, 1981) dan algae (Sukenek andShelef, 1984). Semula diduga bahwa kemampuanpembentukan flok hanya dimiliki oleh organisme yangspesifik, yaitu Zoogloea ramigera. Akan tetapi kemudiandapat ditunjukkan bahwa berbagai jenis bakteri dapatdiisolasi dari activated sludge (lumpur aktif) dan bahwabakteri yang dapat membentuk flok dalam kultur murniternvata tergolong kedalam beberapa genera (Wattie, 1943;Mckinney and Weichlein, 1953: Pike, 1975).

Kegagalan mikroorganisme dalam membentuk flokjugasering dikaitkan dengan pengaruh negatif dominasi spesiesbakteria-filamen dalam bulking sludge yang sukarmengendap (Eckenfelder et. al., 1989. Protozoajenis ciliatadi laporkan mempunyia pengaruh positif dalam memakansel-sel bakteria yang tersuspensi dan sukar mengendapsehingga dapat membantu dalam menjernihkan efluen(Hawkes, 1983; Sudo, 1984).

Kepustakaan (Pike and Curds, 1971: Pike, 1975)menunjukkan bahwa mekanisme bioflokulasi masih belumsepenuhnya dapat dipahami. McKinney and Weichlein(1953) menyatakan bahwa bioflokulasi mempunyai korelasidengan aktivitas metabolik bakteria. Bakteria tidakmembentuk flok selama organisme tersebut aktifmelakukanmetabolisme bahan organik dan berbiak. Hanya setelahbakteri berhenti melakukan aktivitas metabolikpembentukan flok dapat terjadi.

Dalam laporan ini disajikan hal-hal yang berkaitandengan bioflokulasi mikroorganisme dan peranannya dalampengolahan air limbah organik secara biologi. Pembahasan

JKTI, Vol. 8, No. 1-2, Desember 1998

akan menekankan pentingnya kaitan antara aspek-aspekpertumbuhan mikroorganisme, kondisi lingkungan danmekanisme bioflokulasi. Hal ini mempunyai arti pentinguntuk memperoleh pemahaman yang lebih baik tentangpengolahan air limbah organik secara biologi, khususnyaproses pengolahan lurnpur aktif dan sistem pengolahantumbuh-dispersi lainnya

SISTEM PENGOLAHAN AIR LIMBAHSECARA BIOLOGI

Banyak masalah yang timbul dalam pengendaliankualitas air diakibatkan oleh adanya bahan organik yangberasal dari air limbah domestik maupun industri. Bahanorganik tersebut pada umumnya dapat ternrai secara alamioleh aktivitas mikroorganisme, baik pada kondisi aerobikmaupun anaerobik (Tebutt, 1979). Menurut Tenney andVerhoff ( 1973), sistem pengolahan biologi digunakan secaraekstensif dalam pengolahan air limbah domestik dan airlimbah industri yang mengandung bahan organik, baikdengan sistern heterotrofik-aerobik (rnisalnya prosesactivated sludge, tricklingfiltersy maupun dengan sistemheterotrofik-anaerobik (anaerobic digesters, anaerobiclagoons).

Tujuan pengolahan air limbah pada umumnya adalahuntuk menghilangkan bahan organik yang tak dapatmengendap atau menghilangkan bahan inorganik (nitrogendan fosfor) sehingga air limbah aman untuk dibuang keperairan umum (Metcalf and Eddy, 1978; Mahajan, 1985).Persyaratan dasar untuk berfungsinya suatu sisternpengolahan biologi, menurut Subrahmanyam andShivaraman (1987), adalah: (1) adanya kelompokmikroorganisme yang tepat untuk menguraikan danmenghilangkan cemaran organik; dan (2) dipenuhinyakondisi lingkungan yang cocok untuk pertumbuhan danpembiakan mikroorganisme.

Proses pengolahan biologi dapat diklasifikasikanberdasarkan kaitan kebutuhannya akan sumber karbon(sistem heterotrofik, sistem autotrofik) (Metcalf and Eddy,1978), dan berdasarkan sifat akseptor-elektron terminalyang terlibat (proses aerobik, proses anaerobik), statuspertumbuhan biomassa mikroorganisme pengolah (sistemtumbuh-dispersi, sistem tumbuh-lekat), status rejim hidrolik(plug pow, aduk sempurna) (Eckenfelder, et al. 1989).

Tebutt (1979) menyatakan bahwa di dalam keadaanterdapat oksigen, terjadi bio-oksidasi aerobik yangmengubah bahan organik menjadi sel-sel mikroorganismeyang barn dan produk akhir yang relatif stabil (CO,. H,O,NH,). Sedangkan di dalam keadaan tidak adanya oksigen,terjadi biooksidasi anaerobik yang mengubah bahan organikmenjadi sel-sel mikroorganisme yang baru dan senyawa-intermedier yang tidak stabil (alkohol, asam-asam organik,dan ketom.

47

Di dalam pengolahan air limbah dengan sistem tumbuh-dispersi (dispersed-growth systems), sel-sel mikroorganismetumbuh dan terdispersi di dalam cairan, misalnya padaproses activated sludge, aerated lagoons, dan oxidationditch. Sedangkan di dalam pengolahan air limbah dengansistem tumbuh-lekat (fixed-growth systems). sel-selmikroorganisme tumbuh dan melekat pada hahan penyangga(supporting materials) sehingga biomassa mempunyai waktutinggal yang lebih lama di dalam bioreaktor, misalnya padatrickling filters dan rotary biological con/actors tEckenfelderet.al. 1989~ Horan, 1993).

Sistem pengolahan heterotrofik pada umumnyadigunakan untuk menghilangkan cemaran organik, baiksecara aerobik maupun secara anaerobik. Sistem pengolahanautotrofik pada umumnya digunakan untuk menghilangkancemaran nutrien daiam bentuk senyawa nitrogen dan senyawafosfat. Sedangkan sistem kombinasi autotrofik-heterotrofikdimanfaatkan untuk menghilangkan cemaran organik dancemaran nutrien secara bersamaan (Tenney and Verhoff.1913).

Bioflokulasi sludge memegang peranan yang sangatpenting terutama pada pengolahan biologi dengan sistemtumbuh-dispersi, baik secara aerobik maupun anaerobik, tidaksaja dalam kaitannnya untuk memperoleh efluen yangjernihtetapi juga untuk menjaga agar biomassa yang aktif dapatlama bertahan di dalam tangki-oksidasi untuk tujuan bio-oksidasi yang efektif dan efisien.

BAHAN ORGANIK DALAM AIR LIMBAHBahan organik merupakan partikel padat yang dapat

berada daiam bentuk terlarut (ukuran partikellebih kecil dari10-311), koloidal (ukuran partikel 10-311- Ill) dan suspensi(ukuran partikel lebih besar dari IJ-l). Bahan organik yangmempunyai ukuran lebih besar dari 10J-l dapat mengendapdengan mudah, sedangkan yang lebih kecil dari 1011 padaumumnya dihilangkan dengan proses biologi (Tebutt, 1979~Metcalf and Eddy, 1978)

Metcalf and Eddy (1978) dan Tebutt (1979) Jugamenyatakan bahwa senyawa-senyawa organik pada umumnyaterdiri atas kombinasi karbon, hidrogen dan oksigen, yangdalam beberapa hal bersama dengan nitrogen. Elemen-elemen penting, misalnya sulfur, fosfor dan besi juga mungkinada. Kelompok utama bahan organik yang terdapat di dalamair limbah adalah karbohidrat, protein, lemak dan minyak.Disamping itu air limbah mungkin mengandung molekul-molekul organik sintetik yang strukturnya bervariasi dari yangsederhana hingga yang kompleks, misalnya surfaktan, fenoldan pestisida. Adanya senyawa-senyawa sintetik semacamitu sering sukar dihilangkan dengan proses biologi karenasifatnya yang tidak dapat diuraikan oleh mikroorganisme(non-biodegradable).

Adalah sangat penting di dalam pengendalian kualitasair untuk menentukan konsentrasi bahan organik di dalamsistem dan banyaknya oksigen yang dibutuhkan untuk

48

menguraikannya (Tebutt, 1979). Biochemical OxygenDemand (BOD) merupakan parameter yang digunakan secaraluas untuk maksud karakterisasi beban polutan organik didalam air limbah (Mahajan , 1985). Penentuan inimenyangkut pengukuran banyakrtya oksigen terlarut yangdikonsumsi oleh mikroorganisme di dalam bio-oksidasi bahanorganik. Penentuan BOD pada umumnya dilakukan selama5 hari pada suhu 20°e. Tebutt (1979) menyatakan bahwapenguraian bahan organik secara biologi berlangsung lambatdan tidak sempurna di dalam perioda waktu inkubasi yangbaku (5-hari).

Disamping penentuan BOD memerlukan waktu yanglama (5 hari), juga sangat dipengaruhi oleh adanya senyawatoksik di dalam air Iimbah yang ditentukan Oleh karena itu,penentuan kebutuhan oksigen untuk oksidasi bahan organiksering dilakukan dengan menggunakan oksidan-kimia yangkuat, misalnya kalium dikromat pada penentuan ChemicalOxygen Demand (COD) atau kalium permanganat padapenentuan Permanganate Value (PV). Penentuan kebutuhanoksigen untuk oksidasi bahan organik secara kimia ini jauhlebih cepat daripada penentuan BODs. Longhurst and Turner( 1987) menyatakan bahwa rasio atau persentase BOD/CODmerupakan indikasi tingkat kedapat-olahan (treatahility)suatu air limbah secara biologi. Air kotor domestik (sewage)mempunyai nilai rasio BOD/COD yang tinggi, sedangkanair limbah industri pada umumnya mempunyai nilai rasioBOD/COD yang rendah.

Semakin tinggi rasio atau persentase BOD/COD (62.5 -40,0%) suatu air Iimbah akan semakin mudah untuk diolahsecara biologi. Persentase BOD/COD sekitar 40,0 - 33,3%masih layak untuk diolah secara biologi, sedangkan airlimbah yang mengandung senyawa-senyawa non-biodegradble (persentase BOD/COD 33,3 - 20,0&) akan sulitdiolah secara biologi. Untuk air limbah yang mempunyaipersentase BOD/COD lebih kecil dari 20% pada umumnyatidak dapat diolah dengan teknik pengolahan biologikonvensional karena pada umumnya air limbah semacamitu mengandung bahan-bahan organik yang toksik (Cappset.al., 1995).

MIKROORGANISME DALAMPENGOLAHAN BIOLOGI

Pengolahan air limbah secara biologi merupakan upayapengendalian populasi dan aktivitas mikroorganisme yangtepat di dalam bioreaktor. McKinney (1957) menyatakanbahwa mikroorganisme yang mendianu sistem pengolahanair limbah aerobik termasuk kelompok bakteria, kapang,ganggang, protozoa dan rotifera. Pertumbuhan kelompokmikroorganisme tersebut di dalam pengolahan air limbahindustri sangat bergantung pada karakteristika kimia danlimitasi lingkungan air limbah yang bersangkutan, sertakarakteristika biokimia mikroorganisme yang ada.

Di dalam pengolahan air limbah organik secara biologi,bakteri heterotrof (aerobik, anaerobik) merupakan kelompokmikroorgamsme yang terpenting peranannya berkenaan

JKTI, Vol. 8, No. 1-2, Desember 1998

dengan kebutuhannya akan bahan organik sebagai sumberkarbon dan energi (Metcalf and Eddy, 1978). Kapangjugamempunyai peranan yang penting pada pengolahan airlimbah organik dalam kaitan kemampuannya menguraikanbahan organik di dalam air limbah. Pertumbuhan kapangdapat melampaui pertumbuhan bakteria pada kadar oksigenyang rendah, pH rendah, dan kondisi limitasi nitrogen. Akantetapi sifat alaminya yang berbentuk filamen, pertumbuhankapang di dalam sistem pengolahan air limbah tidakdikehendaki karena biomassanya cenderung sulit mengendap(Mckinney, 1957). Meskipun demikian, Hang (1980)menyatakan bahwa khamir (yeasts) telah secara luasdigunakan dalam pengolahan air limbah industri makanandan sekaligus untuk menghasiJkan khamir pakan. Khamiryang umum digunakan dalam pengolahan air limbah adalahCandida utilis berkenaan dengan kemampuannnya untukmenguraikan berbagai sumber-karbon dan nitrogen,kemampuan pertumbuhannya yang cepat serta toleransinyayang tinggi terhadap pH yang rendah. Meyrath (1975) baru-baru ini menerapkan penggunaan khamir-flokulan untukmengolah air Iimbah bit-gula. Keuntungan penggunaankhamir-flokulan dalam proses pengolahan air limbah adalahdiperolehnya kemudahan memisahkan biomassa (sludge)yang terbentuk secara flokulasi dan sedimentasi.

Sumber mikroorganisme yang digunakan dalampengolahan air Iimbah secara biologi dapat berupa sumberalami (air, tanah, air kotor atau tinja) maupun inokulumkomersial. Gasner (1979) menyatakan bahwa penggunaaninokulurn komersial di dalam pengolahan air limbahmerupakan fenomena baru yang sangat pesatperkembangannnya sebagai penghasil devisa. Produkinokulum komersial semacam itu tersedia dalam bentukpadatan kering (freezed-dried solids, air-dried solids) danbentuk suspensi stabil dalam cairan

t. Nutrien dan Kondisi Lingkungan

Pentingnya pengaruh karakteristika air Iimbah padaproses pengolahan Iimbah secara biologi telah lama diketahuidan dilaporkan. Terdapat indikasi yang kuat bahwa Iimitasinutrien yang esensial, misalnya nitrogen dan fosfat dalamair Iimbah dapat memperburuk kualitas efluen yang diperoleh(Wu, 1978). Mikroorganisme membutuhkan nutrien di dalamair Iimbah untuk pertumbuhan dan penguraian bahanorganik. Di dalam pengolahan biologi, secara spesifik yangdimaksudkan dengan nutrien adalah nitrogen dan fosfor.karena mineral dan unsur renik (trace elements) untukpertumbuhan mikroorganisme pada umumnya telahterkandung di dalam air limbah (Dureau, 1978). Kepustakaan(Metcalf and Eddy, 1978; Tebutt, 1979; Mahajan, 1985;Dureau, 1978) menunjukkan bahwa sebagai ketentuan umum(rule-of-thumb) kondisi nutrien yang seimbang mempunyairasio BODINIP sebesar 100: 5: 1.

Nitrogen hanya dapat dimanfaatkan oleh miroorganismeapabila berada dalam bentuk NH4 dan fosfor dalam bentukP04 terlarut, meskipun senyawa nitrogen lainnya dapat puladigunakan asal dapat diubah menjadi NH4. Dalam kaitan

JKTI, Vol. 8, No. 1-2, Desember 1998

ini , air kotor domestik (domestic sewage) umumnyamernpunyai nutrien yang seimbang dan mengandung traceelements dan faktor lainnya yang dibutuhkan untukpertumbuhan mikroorganisme (Hawkes. 1983). Untuk airIimbah yang defisien dalam nitrogen dan fosfor, misalnyauntuk berbagai jenis air limbah industri, defisiensi nutrienperlu diatasi dengan menambahkan garam ammonium danfosfat yang dibutuhkan ke dalam influen. Apabilamemungkinkan, air kotor domestik dapat digunakan sebagaisumber nutrien tersebut.

Disamping kebutuhannya akan nutrien yang seimbang,kondisi Iingkungan yang mendukung pertumbuhan danaktivitas mikroorganisme perlu dipenuhi selamaberlangsungnya proses bio-oksidasi untuk memperolehefisiensi pengolahan yang tinggi. Faktor-faktor Iingkunganyang berpengaruh pada pertumbuhan dan aktivitasmikroorganisme, diantaranya adalah: suhu, pH. kadaroksigen terlarut. dan senyawa-senyawa toksik (Hawkes,1983).

Untuk biooksidasi air Iimbah organik, pada umumnyadiinginkan suhu sekitar 20°C - 40°C dan pH sekitar 6.0 -8.0. Aerasi diperlukan untuk memasok oksigen agarmencukupi bagi terlaksananya biooksidasi, sehingga kadaroksigen terlarut tetap berada pada tingkat 1 - 2 mg/l dalambioreaktor aerobik (Metcalf and Eddy, 1978) Adanya senyawalogam berat (merkuri, tembaga, nikel, seng dan kromiumhexavalen) dan senyawa non-metalik (fenol, sianida, sulfida,formaldehida) serta senyawa toksik lainnya dapatmengganggu proses bio-oksidasi dalam pengolahan airIimbah (Hawkes, 1983).

2. Pertumbuhan Mikroorganisme

Pe mahaman dan pengendalian pertumbuhanmikroorganisme merupakan faktor yang sangat pentingdalam pengolahan air Iimbah secara biologi, karena aktivitasbiooksidasi sangat bergantung pada biomassa populasimikroorganisme. Metcalf and Eddy (1978) menyatakanbahwa proses pengolahan air limbah secara biologi terdiriatas pengendalian kondisi Iingkungan yang dibutuhkan untukpertumbuhan optimum mikroorganisme yang ada di dalamsistem.

Apabila ditempatkan di dalam medium pertumbuhanyang tepat dengan kondisi lingkungan yang cocok,mikroorganisme akan mengasimilasi substrat dan nutrienyang akan menyebabkan meningkatnya jumlah sel dalampopuJasi dan biomassa sebagai akibat adanya pertumbuhandan pembiakan. Horan (1993) menyatakan bahwa pada biak-batch, mikroorganisme dihadapkan pada kondisi Iingkunganyang selalu berubah dalam kaitannya dengan komposisimedium. pH. tingkat populasi dan faktor-faktor Jainnya.Akibatnya kecepatan pertumbuhan dan fisiologimikroorganisme akan selalu berubah untuk mengadaptasiperubahan kondisi lingkungan yang terjadi. Metcalf and Eddy(1978) dan Horan (1993) menjelaskan, bahwa di dalam biak-batch. perubahan di dalam populasi mikroorganisme denganwaktu menunjukkan pola pertumbuhan sebagannana

49

jukkan pada Gambar 1. Kurva pertumbuhan tersebutempunyai beberapa fasa yang berbeda, yaitu: fasa-lag, fasa-

Iogaritrnik, fasa-stasioner, dan fasa-kematian.

Waktu inkubasi _

Gambar 1. Kurva pertumbuhan mikroorganisme dalam biak batch.

Fasa-lag merupakan perioda aklimasi mikroorganismepada lingkungannya yang baru. Meskipun tidak terjadiperubahan biomassa atau jumlah sel dalam perioda ini,banyak terjadi aktivitas metabolik di dalam organisme,dimana substrat diasimilasi dan digunakan untuk sintesisenzim-enzim baru dan untuk pertumbuhan sel sebelumberbiak Pada fasa-logaritmik, organisme berbiak secaraeksponensial hingga medium tidak lagi mampu mendukungpertumbuhan.

Akibat habisnya substrat, nutrien atau faktor lainnya yangesensial untuk pertumbuhan: adanya ekskresi produk akhirrnetabolisme yang toksik, serta terjadinya perubahan pHmedium akibat terbentuknya asam menyebabkan sejumlahsel-sel tidak mampu lagi berbiak dan mati, sehinggamikroorganisme memasuki fasa-stasioner

Fasa pertumbuhan ini juga disebut sebagaifasa-endogenberkenaan dengan terjadinya respirasi endogen, dimanabiopolimer eksoselular diproduksi (Sheintuch et.al., 1986).Terdapat dugaan kuat bahwa biopolymer eksosellular inilahyang menyebabkan terjadinya bioflokulasi mikroorganisme(Tago and Aida, 1977) Apabila kecepatan kematianorganisme melebihi kecepatan pembiakannya makamikroorganisme berada dalam fasa-kematian, dimana sel-sel mengalami autolisa akibat terjadinya auto-digestion.

Dengan teknik biak-kontinu, dimungkinkan untukmemperoleh biak mikroorganisme yang berada dalam kondisisteady-state pada kecepatan pertumbuhan yang konstan,apabila komposisi medium dan kondisi lingkungan diaturkonstan. Baik teknik biak-batch maupun teknik biak-kontinutelah digunakan dalam sistem pengolahan air limbah secarabiologi.

BIOFLOKULASI MIKROORGANISMEUmumnya sistem pengolahan 31r limbah secara biologi

dirancang untuk memperoleh kualitas efluen yang spesifik.

50

dan tujuan utama operasi dan pengendal ian instalasipengolahan biologi adalah untuk menjamin bahwa kualitasefluen yang diinginkan dapat dipertahankan dengan biayayang mmimal. Salah satu sumber vanasi di dalam kualitasefluen adalah terikutnya biomassa mikroorganisme di dalamefluen yang dibuang (Horan, 1(93)

Oleh karena itu, menurut Tenney and Verhoff (1973)' adadua pertimbangan rancangan dasar untuk setiap sistempengolahan biologi, yaitu: (I) penyediaan kondisi lingkunganyang memenuhi untuk penguraian cemaran organik olehaktrvitas metabolisme mikroorganisme, dan (2) menjaminterlaksananya pemisahan mikroorganisme dari air limbahsetelah berakhirnya proses metabolisme tersebut diatas.

1. Peranan Biotlokulasi Dalam Pengolahan Biologi

Kemarnpuan biomassa untuk tersedimentasi di dalamtangki-pengendap merupakan hal yang sangat penti ng dalamsistem pengolahan biologi, dan hal ini sangat dipengaruhioleh kemampuan mikroorganisme untuk membentuk flokyang mudah mengendap. Mikroorganisme yang mempunyaikualitas bioflokulasi yang baik akan menghasilkan sludgeyang mudah tersedimentasi dan mudah dikisatkan, sehinggamengurangi beaya penanganan sludge (Novak, 1986:Novak,1988: Horan, 1(93).

Semula diduga bahwa kemampuan pembentukan flokhanya dimiliki oleh organisme yang spesifik, yaitu Zoogloearamigera . Akan tetapi kemudian dapat ditunjukkan bahwaberbagai jenis bakteri dapat diisolasi dari activated sludgedan bahwa bakteri yang dapat membentuk flok dalam kulturmurni ternyata tergolong beberapa genera (Wattle, 1943:McKinney and Weichlein, 1953: Pike, 1(75). Kini diketahuibahwa kemampuan bioflokulasi dimiliki oleh berbagai jenisbakteri (Mckinney and Weichlein, 1953: McKinney, 1(57),khamir (Stewart and Russel, 1(81) dan ganggang (Sukenekand Shelef, 1(84).

2. Mekanisme Biotlokulasi

Berdasarkan kepustakaan (Treweek and Morgan, 1977·,Tenney and Verhoff, 1973: Ongcharit et.al., 19(1)menyatakan, bahwa Flokulasi sel-sel mikroorganisme yangterdispersi dapat terjadi karena induksi-kimia (chemicalflocculation) atau karena induksi-biologi (biotlocculation Lbaik secara induksi-sendiri (auto-flocculationv atau mduksisecara ko-eksistensi ico-flocculation). Pike and Curds ( 1971)dan Pike ~1(75) menunjukkan bahwa mekarusme bioflokulasimasih belum sepenuhnya dapat dipahami.

Terdapat pendapat bahwa 'di dalam proses activated-sludge atau pengolahan lainnya dengan sistem tumbuh-dispersi, bakteria merupakan partikel biokoloid-hidrofilikatau menyerupai protected dispersoids (Hawkes, 1(83). Padaumumnya partikel-partikel koloidal bersifat elektronegatif(Caskey and Primus, 1(86), dan demikian pula sel-selmikroorganisme mempunyai muatan-permukaan elektro-negatif (Tenney and Verhoff, 1(73).

Berbagai jerus flokulan kimia telah ditunjukkan dapatmenginduksi flokulasi sel-sel mikroorganisme non-flokulan,

JKTI, Vol. 8, No. 1-2, Desember 1998

misalnya aluminium sulfat (Novak, 1988), natrium bentonit(Casey, et.al. 1977: Alernzadeh, et.al. 1977), dan beberapajenis tertentu polielektrolit-anionik kuat dan polielektrolit-kationik kuat (Gasner and Wang, 1970).

Caskey and Primus (1986) menyatakan bahwa mekanismeflokulasi padatan koloidal bergantung pada flokulan yangdigunakan: anionik, non-ionik atau kationik. D~ngan asumsibahwa partikel koloidal bersifat elektronegatif, ~on-lOl11kdan anionik-poliektrolit menyebabkan flokulasi denganmekanisme interparticle-bridging: dan polielektrolit-kationikmenyebabkan flokulasi dengan mekanisme netralisasi muatan(charge neutralization). Tenney and Verhoff (1973)berpendapat bahwa flokulasi mikroorganisme secara induksi-kimia terjadi akibat saling terikatnya sel-sel oleh adanyajembatan senyawa polimer sintetik yang melekat padapermukaannya (polymer-bridging).

Tenney and Verhoff (1973) juga berpendapat bahwaautoflokulasi mikroorganisme terjadi dengan mekanismeyang sama seperti halnya pada flokulasi secara induksi-kimia.Kesimpulan yang sarna telah dikemukakan oleh Hawkes(1983) yang menyatakan bahwa bioflokulasi bakteridisebabkan adanya ikatan bridging oleh polielektrolit alami,seperti misalnya humic acids atau biopolimer eksoselular(polisakarida dan poliasam amino)

Berkaitan dengan hal-hal tersebut di atas, terdapat dugaankuat bahwa bioflokulasi terjadi akibat induksi oleh bahan-bahan polimer alami eksoselular yang dihasilkan olehmikroorganisme. Pada umumnya biopolimer yang flokulatiftersebut dihasilkan pada kondisi fasa pertumbuhan endogenakibat terjadinya defisiensi nutrien atau karbon. McKinneyand Weichlein (1953) berkesimpulan bahwa bioflokulasimempunyai korelasi dengan aktivitas metabolik bakteria.Bakteria tidak membentuk flok selama organisme tersebutaktif melakukan metabolisme bahan organik dan berbiak.Hanya setelah bakteri berhenti melakukan aktivitas metabolikpernbentukan flok dapat terjadi.

McKinney (1957) juga menyatakan bahwa faktor-faktorutama yang mempengaruhi autoflokulasi adalah muatan-permukaan organisme dan tingkat energinya. Tinjauanpustaka oleh Pike (1975) menunjukkan bahwa dispersi sel-sel bakteria di dalam biak-cair (liquid culture) disebabkanoleh adanya kekuatan saling-dorong diantara permukaan sel-sel yang bermuatan negatif, dan bahwa autoflokulasi yangterjadi pada biak yang tua akibat kurangnya tingkat energidorong tersebut. Oleh karena itu, Novak (1986) berpendapatbahwa disamping polymer-bridging; netralisasi muatanpermukaan sel-sel mikroorganisme merupakan faktorpenyebab yang penting dalam bioflokulasi.

Meskipun demikian, didasarkan pada kenyataan bahwapada umumnya karakteristika muatan bio-polimer eksoselluaradalah bersifat negatif pada pH sekitar netral, dan bahwaflokulasi sel-sel mikroorganisme yang terdispersi dapatdiinduksi dengan polielektrolit-anionik maupun non-ionik,maka Tenney and Verhoff (1973) lebih con dong padapendapat bahwa bioflokulasi lebih disebabkan oleh adsorpsibahan polimer diantara permukaan sel-sel mikroorganismedaripada oleh reduksi muatan-permukaan se l-sel

JKTI, Vol. 8, No. 1-2, Desember 1998

mikroorganisme. Disimpulkan bahwa untuk dapatmenginduksi bioflokulasi, suatu polieletrolit harus: (a)mampu terikat-erat pada perrnukaan biokoloid, dan (b)panjangnya segmen yang terentang diantara sel-sel bio-koloidtersebut harus cukup untuk menjembatani jarak minimumpemisahan sel dari adanya gaya tolak-rnenolak yangdiakibatkan oleh muatan elektronegatif diantara sel-selmikroorganisme,

Adsorpsi poliektrolit pada permukaan bio-koloid atau sel-sel mikroorganisme mungkin disebabkan oleh ikatan-hidrogen dengan situs-aktif (active sites) pada perrnukaansel atau pada enzim-transport (Caskey and Primus, 1986:Tenney and Verhoff, 1973).

3. Kondisi Lingkungan dan Bioflokulasi

Bioflokulasi cenderung terjadi pada kondisi Iimitasinutrien dan karbohidrat yang rendah (Hawkes, 1983). Halsesuai dengan hasil penelitian Crabtee et.al, (1966) yangmelakukan studi biak murni dan menunjukkan bahwaZoogloea ramigera tumbuh terdispersi pada rasio organik-karbon terhadap nitrogen (rasio CfN) sekitar 1:1, dan bahwapada medium dengan limitasi-nitrogen (CfN, 141) sel-selbakteri menghasilkan fibril polisakarida eksoselular danberagregasi membentuk flok. Demikian pula Salanitro, et.al.(1983) yang meneliti pengolahan air limbah petrokimiamelaporkan bahwa meskipun defisiensi ammonia dan fosfatmempunyai pengaruh yang kecil pada penghilangan bahanorganik. kondisi limitasi-fosfat (P04-P kurang atau samadengan 0, l mg/l) ternyata meningkatkan kemampuan sludgeuntuk mengendap.

Meskipun demikian, laporan tentang pengaruh nitrogen,fosfor, dan bahan organik pada bioflokulasi masih sangatsedikit dan kontradiktif. Misalnya, Pike and Curd ( 1971 ) danPike (1975) berpendapat bahwa flokulasi dalam biak murniZoogloea dan bakteria lainnya tidak dipengaruhi oleh rasioC/N. Wu (1978) menemukan terjadinya peningkatan muatan-listrik yang menyolok pada sludge dalam kondisi limitasi-nitrogen (CODfN, 18: 1) dan limitasi-fosfor (CODIP, 119: I)Organisme yang dikultivasi dalam media dengan kondisilimitasi-nitrogen maupun limitasi-fosfor sukar mengendap,dan mempunyai kapsul yang luar biasa besarnya sertamenghasi Ikan muatan-listrik permukaan yang t inggi.sehingga sel-sel menjadi terdispersi. Untuk mengendapkanbiomass a organisme yang bersangkuatan diperlukan flokulankimia yang lebih banyak daripadaorganisme yangdikultivasipada kondisi nutrien yang imbang.

Pada pengolahan biologi dengan sistem pertumbuhandispersi (misalnya activated sludge), kemampuanpengendapan lumpur-biomassa sangat dipengaruhi olehkondisi operasi dalam tangki aerasi dan karakteristika influenlimbah (Novak, 1988). Operasi dengan laju pembebananorganik yang tinggi menyebabkan terjadinya pertumbuhandispersi. dan bahwa bioflokulasi cenderung terjadi padakondisi sebaliknya (Pike, 1975)

Novak (1986) dan Novak (\988) melaporkan bahwaterdapat hubungan yang erat antara I~Jupembebanan organik,

51

rasio COD/N influen dan bioflokulasi lumpur-biomassa.Ditunjukkan bahwa rasio COD/N sangat mempengaruhibioflokulasi lumpur-biomassa pada laju pembebanan organikyang tinggi (lebih dari 0,5g COD/g biomassa per-hari).Dengan influen yang mempunyai COD sekitar 500 mg/l,kultivasi dengan Iimitasi-karbon (rasio COD/N= 5,3: 1)cenderung menyebabkan terjadinya bioflokulasi lumpur-biomassa, sedangkan kultivasi dengan Iimitasi -nitrogen(rasio CODIN= 106: 1) kemampuan pengendapan lumpur-biomassa cenderung menurun dengan meningkatnya lajupembebanan organik (lebih dari 0,5 g COD/g biomassa per-hari)

4. Ekologi Pengolahan Biologi dan Biotlokulasi

Meskipun berbagai jenis ganggang, bakteria, kapang danprotozoa dapat tumbuh dalam proses activated sludge, kondisipengolahan perlu dikendalikan untuk memacu agar bakteriapembentuk-flok tumbuh dominan. Eckenfelder et.al. (1989)menyatakan bahwa pada konsentrasi substrat yang tinggi didalam bioreaktor, organisme-filamen dapattumbuh dominanyang berakibat timbulnya bulking-sludge yang sukarmengendap dan sukar dikisatkan.

Pike and Curd (1971) dan Pike (1975) berkesimpulanbahwa dominasi pertumbuhan organisme-filamen yangmenimbulkan bulking-sludge dirangsang oleh konsentrasioksigen terlarut yang rendah, pengaruh kombinasi rasio CIN dan rasio CIP yang tinggi, atau terutama oleh defisiensinitrogen. Metcalf and Eddy (1978) menyarankanpengoperasian proses activated sludge dengan laju bebanorganik pada nilai tertentu (food-to-microorganism ratio=0,2 - 0.4 per-hari) untuk menghindan terjadinya bulking-sludge.

Menurut Horan (1993), kondisi limitasi-karbon dengannutnen yang berlebih pada air kotor domestik umumnya idealunruk bioflokulasi karena bahan organik yang merupakancernaran utama akan habis terlebih dahulu. Kondisi karbonyang tinggi dengan limitasi-nitrogen dan limitasi-fosforcenderung merangsang dominasi pertumbuhan organisme-filamen. Disimpulkan bahwa rasio nutrien BODINIP yangideal adalah 100:5: 1.

Protozoa diketahui mempunyai kemampuan untukmernbantu flokulasi bahan padat tersuspensi termasukbakteria dengan cara memakannya. Karena sel-sel protozalebih besar maka lebih mudah tersedimentasi. Oleh karenaitu keberadaannya dalam proses activated sludge dianggapmempunyai kontribusi dalam penjernihan efluen danpembentukan flok (Hawkes, 1983). Meskipun demikian,McKinney and Weichlein (1953) dan McKinney (1957) telahmenunjukkan bahwa bakteria sendiri mempunyaikemampuan autoflokulasi tanpa bantuan protozoa.

Tidak adanya protozoa dalam unit activated sludge seringberkaitan dengan efluen yang buruk, keruh karena bakteriatumbuh terdispersi (Hawkes, 1983). Aktivitas protozoasebagai predator bakteria dianggap penting untuk mereduksisel-sel bakteri yang terdispersi ini. Protozoa yang mempunyaiukuran sel yang lebih besar ini kemudian tersedimentasi

52

bersama sel-sel bakteri yang dimakannya. Di dalam prosesactivated sludge terjadi suksesi spesies protozoa yang tumbuhdominan bersamaan dengan susksesi dalam bakteria yangdominan. Dominasi protozoa dari jenis ciliata yang tumbuhmelekat pada flok bakteri membuat flok biomassamikroorganisme menjadi lebih mudah mengendap.

01eh karena itu komposisi spesies protozoa dari sludgedapat digunakan sebagai indikasi kondisi dan efisiensi prosespengolahan biologi (Hawkes, 1983 ~Sudo, 1984). Pike andCurds (1971) berkesimpulan bahwa efluen dengan kualitasyang tinggi dapat diharapkan apabila ciliata yang hidup-melekat tumbuh dorninan: efluen menjadi kurang baikkualitasnya apabila terdapat banyak ciliata yang berenang-bebas, dan efluen yang rendah kualitasnya akan diperolehapabila tidak terdapat populasi ciliata

KESIMPULANDisamping karakteristika metabolisme mikroorganisme,

karakteristika yang terpenting untuk pengolahan air limbahadalah kemampuan mereka dalam bioflokulasi. Semua sistempengolahan air limbah secara aerobik bergantung padaflokulasi mikroorganisme dan pemisahan biomassanya darifasa cairan untuk memperoleh kualitas efluen dan hasilpengolahan yang baik.

Semula diduga bahwa bioflokulasi hanya oleh Zoegloeararnigera, tetapi kemudian diketahui bahwa banyak jenismikroorganisme mempunyai kemampuan bioflokulasi,termasuk bakteri, khamirdan ganggang. Faktor utama yangberpengaruh dalam bioflokulasi adalah muatan-listrikpermukaan dan tingkat energi sel-sel mikroorganisme.Nutrien dan kondisi lingkungan serta fasa-pertumbuhan jugamempunyai pengaruh pada bioflokulasi miroorganisme.

Flokulasi sel-sel mikroorganisme yang terdispersi dapatterjadi karena induksi-kimia (chemicalflocculation) ataukarena induksi-biologi (btofloccul atton'v. Bioflokulasimempunyai korelasi dengan aktivitas metabolik bakteria.Bakteria tidak membentuk flok selama organisme tersebutaktif melakukan metabolisme bahan organik dan berbiak.Hanya setelah bakteri berhenti melakukan aktivitas metabolikpembentukan flok dapat terjadi.

Bioflokulasi mikroorganisme terjadi dengan mekarusrneyang sama seperti halnya pada flokulasi secara induksi-kimia,yaitu disebabkan adanya ikatan bridging oleh senyawapolielektrolit alami, seperti misalnya humic acids ataubiopolimer eksoselular (polisakarida dan poliasam ammo).Pada umumnya biopolimer yangflokulatiftersebut dihasilkanpada kondisi fasa-pertumbuhan endogen akibat terjadinyadefisiensi nutrien atau karbon.

Disamping polymer-bridging, netralisasi muatanpermukaan sel-sel mikroorganisme merupakan faktorpenyebab yang penting dalam bioflokulasi. Akan tetapididasarkan pada kenyataan bahwa pada umurn nyakarakteristika muatan bio-polimer eksoselluar adalah bersifatnegatif pada pH sekitar netral. dan bahwa flokulasi sel-selmikroorganisme yang terdispersi dapat diinduksi dengan

JKTI, Vol. 8, No. 1-2, Desember 1998

polielektrolit-anionik maupun non-ionik, diduga bioflokulasilebih disebabkan oleh adsorpsi bahan polimer diantarapermukaan sel-sel mikroorganisme daripada oleh reduksimuatan-permukaan sel-sel mikroorganisme. Adsorpsipoliektrolit pada permukaan bio-koloid atau sel-selmikroorganisme mungkin disebabkan oleh ikatan-hidrogendengan situs-aktif pada permukaan sel atau pada enzim-transport.

Laporan tentang pengaruh nitrogen, fosfor, dan bahanorganik pada bioflokulasi masih sangat sedikit dankontradiktif. Terdapat hubungan yang erat antara lajupembebanan organik, rasio CODIN clan rasio CODIP influen,muatan-listrik permukaan sel dan bioflokulasimikroorganisme.

DAFTAR PUSTAKAI. Alemzadeh, I., Maeda, Y And Fazeli, A. Bacterial

flocculation with sodium bentonite . .J. Ferment. Technol..55, pp 181-188, (1977).

2. Casey, M., Maeda, Y And Fazeli, A. Bacterial flocculationusing sodium bentonite as aid agent. 1. Ferment.Technol.,55, ppI74-180, (1977).

3. Capps, R.w., Matelli, G.N. and Bradford, M.L. Designconcepts for biological treatment of industrialwasterwater. Env. Progress, 14, pp 1 -8, (1995).

4. Caskey, J.A. and primus, R.J. The effect of anionicpolyacrylamide molecular conformation andconfiguration on flocculation effectiveness. Env. Progress.:\ pp 98 - 103, (1986).

5. Crabtree, K.,Boyle, w., McCoy, E. and Roglich, G. WaterPollut. Control Fed. 38, pp 1968-1980, (1966).

6. Dureau, M.B. Treatment of liquid wastes. Part 2. FoodTechnol. Austral., 30(2), pp 211-222, (1978).

7. Eckenfelder, W.w., Argaman, Y And Miller, E. Processselection criteria for the biological treatment of industrialwastewaters. Environmental Progress. 8(1), pp40 - 45,(1989).

8. Gasner, L.L. Microorganisms for waste treatment. Dalam:Peppler, H.J. and Perlman, D. (Eds), MicrobialTechnology. Fermentation Technology. Volume II. 2ndEd. New York. Academic Press, Inc. Chapter 10, pp 211-222, (1979).

9. Hang, YD. Assimilation of lemonade-processingwastewater by yeasts. Appl. Environmental Microbiol.39, pp 470 - 472, (1980).

10. Hawkes, H.A. The applied significance of ecologicalstudies of aerobic processes. Dalam: Curds, C.R. andHawkes, H.A. (Eds.). Ecological Aspects of Used-watertreatment. Volume 3. London. Academic Press. Chapter3, pp173 - 333, (1983)

11. Horan, N .1. Biological wastewater treatment systems.Theory and operation. Chichester. John Wiley & Sons.(1993).

JKTI, Vol. 8, No. 1-2, Desember 1998

12. Mahajan, S.P Pollution contol in process industries. NewDelhi. Tata McGraw-Hill Publishing Company Limited.( 1985).

13.McKinney, R.E. and Weichlein, R.G. Isolation of floc-producing bacteria from activated sludge . Appl .Microbial. L pp 259 - 261. (1953).

14.McKinney, R.E. Activity of microorganisms in organicwaste disposal. II. Aerobic processes. Appl. Microbiol.5, pp 167-174, (1957).

15. Metcalf and Eddy, Inc. Wastewater Engineering:Collection, Treatment and Disposal. New Delhi. Tata-McGraw-Hill Co. (1978).

16. Meyrath, 1. Production of feed yeast from liquid waste.Process Biochem. 10. pp 20 - 22, (1975).

17. Novak. R.A. A model for the filterability of activatedsludge supported by mixed-liquor biochemical data.Biotech. Bioeng, 28, pp1801 - 1808, (1986).

18. Novak, R.A. Alum flocculation and bioflocculation ofactivated sludge for vacuum filtration. Bioetech. Bioeng.31, pp 71 - 74, (1988).

19.0ngcharit, C., Sublette, K. And Shaah, YT Oxidationof hydrogen sulfide by flocculated Thiobacillusdenitrificans in a continous culture. Biotech. Bioeng. 37,pp 497 - 504, (1991).

20. Pike, E.B. Aerobic bacteria. Dalam: Curds, C.R. andHawkes, H.A. (Eds.). Ecological aspects of used-wastertreatment. Volume I. London. Academic Press. ChapterI, pp I - 63, (1975)

21. Pike, E.B. and Curds. c.R. 1971. The microbial ecologyof the activated sludge process. Dalam: Sykes, G. AndSkinner. F.A. (Eds.). Microbial aspects of pollution.London. Academic Press. pp 123 - 147.

22. Roberts, D.G.M. 1979. The principles of public healthengineering. Dalam: Water Pollution Control Technology.London. Her Majesty's Sationary Office. Chapter, 3, pp22 - 36.

23. Salanitro, 1.P, Sun. PT and Thornton, 1.8. 1983. Effectsof ammonia and phosphate limitation on the activatedsludge treatment of calcium-containing chemical waste.Biotech. Bioeng, 25, pp 513 - 523.

24. Sheintuch, M .. Lev, 0., Einav, P And Rubin, E. 1986Role of exocellular polymer in the design of activatedsludge. Biotech. Bioeng . 28, ppl564 - 1576.

25. Stewart. G.G. and Russel. I. 1981. Yeast flocculationBrewing Science. 2, pp 61 - 92.

26. Subrahmanyam, PY.R. and Sivaraman, N. 1987. Trendsin biotechnology for pollution control in India. UNEPIndustry and Environment. October/November/Desember,pp\3-15.

27. Sudo. R. Role and function ofprotoizoa in the biologicaltreatment of polluted waters. Advances in BiochemicalEngineering/Biotechnology, 29, pp 117 - 141, (1984)

28. Sukenik, A. and She1ef, G. Algal autoflocculation -Verification and proposed mechanism. Biotech. Bioeng.26, pp 124 - 147. (1984).

53

_9. Tago, Y And Aida, K. Exocellular mucopolysaccharideclosely related to bacterial floc formation. Appl.Environmental microbiol. 34, pp 308-314, (1977).

30. Tebutt, T.H.Y Principles of water quality control.. 2ndEd. Oxford. Pergamon Press, (1979).

~I Tenney, M. W. and Verhoff, F.H. Chemical andautoflocculation of microorganisms in biologicalwastewater treatment. Biotech. Bioeng., 15, pp I045-1073,(1973)

54

32. Treweek, G.P and Morgan. 1.J. Polymer tlocculation ofbacteria. The mechanism of E. coli aggregation bypolyethyleneimine. J Colloid and Interface Sci 60, pp258 - 273, (1977).

33. Wattie, E. Cultural characteristics of zooglea-formingbacteria isolated fom activated sludge and trickling filters.Sewage Works 1. IS, pp 476 - 490, (1943)

34. Wu, yc. Chemical tlocculability of sludge organisms inresponse to growth conditions. Biotech. Bioeng . 20. pp677 - 696, (1978).

JKTI, Vol. 8, No. 1-2, Desember 1998

KECENDERUNGAN PENGEMBANGAN SURFAKTAN .Penggunaan bahan dasar karbohidrat

SERBA SERBI IPTEK

Surfaktan, bahan aktif permukaan, merupakan bahanyang dipergunakan dalam banyak proses produksi bahankimia, barang dan bahan keperluan rumah tangga, kosmetik,toil etories, polimer dan sebagainya. Karena luasnyapenggunaan dan banyaknya jenis surfaktan, mengakibatkansulit untuk menjeneralisir arah pengembangannya. Disatupihak pemanfaatan surfaktan khusus (speciality surfactant)mengambil alih sebagian fungsi dari surfaktan umum bulkysurfactant, tetapi dilain pihak penggunaan surfaktan umumdan 'bulky' juga meningkat. Hal ini menunjukkan bahwapenggunaan surfaktan khusus dan surfaktan umum terutamadi tentukan oleh strategi pasar, kinerja dan analisis biayaproses.

Semenjak surfaktan garam alkali dari asam-asam lemak,yang dikenal sebagai sabun, kehilangan dominasinya sebagaisurfaktan umum kalangan industri berpindah ke surfaktanyang diturunkan dari petrokimia sintetik. Akan tetapi akhir-akhir ini, karena prinsip "kembali ke bahan alam" banyakmempengaruhi pola perilaku konsumen penggunaansurfaktan sintetik terlihat mengalami penurunan. Akibatnyasurfaktan dari bahan alam terutama karbohidrat, misalnyatepung starch atau glukosa, menarik perhatian berbagaikalangan.

Surfaktan Dengan Bahan Dasar tepung Strach

Tepung merupakan biopolimer yang mempunyai duagugus polisakarida yang berbeda, amylose dan amylopectin.Perbandingan keduanya di dalam bahan bervariasi,tergantung pada sumber asalnya. Glukosa, karenareaktivitasnya yang baik, menjadi komponen kunci yangmenentukan sebagaian sifat hidrofilik surfaktan.

Pada umumnya surfaktan sebagian berada dalam bentuk"micelle" dan sebagian lainnya dalam bentuk monomer.Perbandingan keduanya tergantung pada total konsentrasidan pada konsentrasi misel kritis (CMC = critical micellecencentration). Sedangkan CMC ini sendiri tergantung pulapada keseimbangan antara kekuatan "hydrophilic repulsion"dan "hydrophobic attraction".

Pada dasarnya terdapat dua pendekatan yang berbedauntuk menggabungkan suatu senyawa hidrofobik denganglukosa yang hidrofilik yakni melalui a) glikosidasi, yaitu

JKTI, Vol. 8, No. 1-2, Desember 1998

reaksi an tara glukosa dengan alkohol, dan b) asilasi, yaituesterifikasi dan amidasi suatu turunan glukosa yang sesuai.

Surfaktan-Surfaktan Lunak

Senyawa alkil glukosida yang diperoleh dari reaksiglukosa dengan alkohollemak fatty alcohol banyak menarikperhatian sebagai surfaktan-surfaktan lunak (mildsurfactantsy yang sangat efisien. Produk-produk ini banyakdikenal sebagai Alkil Poliglukosida (APG) APG dengansedikit sisa C10 meyebabkan kelarutan dan kestabilan busayang sangat baik, dan mempunyai pengaruh yang sinergisdengan surfaktan anionik atau surfaktan arnforter. Bahan inisangat cocok digunakan sebagai surfaktan pendamping(cosurfactants untuk shampo dan sabun cair karenamengurangi efek iritasi yang ditimbulkan oleh surfaktananionik. Senyawa-senyawa APG dengan rantai alkil yanglebih panjang, misalnya CI2 atau C14, merupakan surfaktanyang sangat baik untuk deterjen. APG dengan C1h dan C1R

merupakan bahan pengemulsi yang baik dan disarankandalam produk-produk kosmetik.

Sifat Emulsifikasi

Senyawa alkil glukosida dengan alkil rantai pendek dapatdi esterifikasi dengan asam lemak menghasilkan berbagaisurfaktan. Berlawanan dengan senyawa-senyawa APG,dengan panjang rantai hidrofobik sarna, Ester ALkilGlikosida (EAG) sulit larut dalam air tetapi mempunyai sifatemulsifikasi yang sangat baik. Contoh EAG yang banyakmenarik perhatian adalah Ester Metil Glukosida danturunannya. Esterifikasi secara enzimatis dari etil dan butilglukosida dengan asam-asam lemak telah diteliti dandipublikasikan. Reaksi enzimatik memberikan duakeuntungan dibandingkan dengan reaksi esterifikasi kimiawiyakni: pertama selektivitas reaksi lebih tinggi dan keduadalam proses tidak menggunakan pelarut-pelarut.

Hidrogen Glukosa

55