BIOREMIDIASI TANAH

5/11/2018 BIOREMIDIASI TANAH - slidepdf.com

http://slidepdf.com/reader/full/bioremidiasi-tanah 1/9

BIOREMIDIASI TANAH

Pencemaran tanah adalah keadaan dimana bahan kimia buatan manusia masuk dan

mengubah lingkungan tanah alami. Pencemaran ini biasanya terjadi karena: kebocoran

limbah cair atau bahan kimia industri atau fasilitas komersial; penggunaan pestisida;

masuknya air permukaan tanah tercemar ke dalam lapisan sub-permukaan; kecelakaan

kendaraaan pengangkut minyak, zat kimia, atau limbah; air limbah dari tempat penimbunan

sampah serta limbah industri yang langsung dibuang ke tanah secara tidak memenuhi syarat

(illegal dumping).

Ketika suatu zat berbahaya/beracun telah mencemari permukaan tanah, maka ia dapat

menguap, tersapu air hujan dan atau masuk ke dalam tanah. Pencemaran yang masuk ke

dalam tanah kemudian terendap sebagai zat kimia beracun di tanah. Zat beracun di tanah

tersebut dapat berdampak langsung kepada manusia ketika bersentuhan atau dapat mencemari

air tanah dan udara di atasnya.

Toksisitas senyawa hidrokarbon seperti hidrokarbon minyak (bensin) terhadap

mikroba, tumbuhan, hewan, dan manusia telah banyak dipelajari. Senyawa hidrokarbon

aromatis polisiklis (PAH) dalam minyak memiliki toksisitas yang cukup tinggi. Efek toksik

dari hidrokarbon yang terdapat dalam minyak berlangsung melalui larutnya lapisan lemak

yang menyusun membran sel, sehingga menyebabkan hilangnya cairan sel atau kematian

terhadap sel (Rosenberg and Ron, 1998). Ketahanan PAH di lingkungan dan toksisitasnya

meningkat sejalan dengan peningkatan jumlah cincin benzenanya (Mueller et al. 1998),

seperti terlihat pada Gambar 4.

Di samping itu, PAH terikat kuat pada material organik tanah dan kelarutannya juga

rendah. Hal ini menyebabkan ketersediaannya untuk degradasi oleh mikroba menjadi

terbatas. Gambar ini selanjutnya menujukkan bahwa benzopirena dengan lima cincin benzena

lebih sukar terdegradasi bila dibandingkan dengan naftalena yang memiliki dua cincin

benzena.



Beberapa golongan mikroorganisme telah diketahui memiliki kemampuan dalam

memetabolisme PAH. Bakteri dan beberapa alga menggunakan dua molekul oksigen untuk

memulai pemecahan cincin benzena PAH, yang dikatalis oleh enzim dioksigenase untuk

membentuk molekul cis-dihidrodiol. Kebanyakan jamur mengoksidasi PAH melalui

pemberian satu molekul oksigen untuk membentuk senyawa oksida aren yang dikatalisis oleh

sitokrom P-450 monooksigenase. Pada jamur busuk putih, bila terdapat H2O2, enzim lignin

peroksidase yang dihasilkan akan menarik satu elektron dari PAH yang selanjutnya

membentuk senyawa kuinon (Cerniglia and Sutherland, 2001). Cincin benzena yang sudah

terlepas dari PAH selanjutnya dioksidasi menjadi molekul-molekul lain dan digunakan oleh

sel mikroba sebagai sumber energi. Gambar 5 berikut menunjukkan lintasan metabolisme

PAH oleh mikroorganisme.



Gambar 5. Inisiasi Reaksi Degradasi PAH oleh Jamur dan Bakteri

Hasil penelitian mengenai kemampuan degradasi PAH termasuk senyawa aromatik klor, nitroaromatik, zat warna, pestisida, dan pencemar lingkungan lainnya oleh jamur dan

bakteri cukup banyak dilaporkan. Untuk keperluan lebih lanjut dapat dirujuk tulisan Cerniglia

and Sutherland (2001) dan Mueller et al. (1998). Selanjutnya, Mueller et al. menyatakan

bahwa bioremediasi senyawa PAH dapat ditempuh melalui tiga metode berikut, yaitu: fase

padat (solid-phase), dengan menggunakan bioreaktor, dan proses in situ. Masing-masing

metode memiliki kelebihan dan batasan.

Bakteri simbiotik dari genus Rhizobium dan Barahyrhizobium, di samping telahdikenal luas sebagai bakteri penambat nitrogen bebas, juga memiliki kemampuan dalam

mendegradasi senyawa-senyawa toksik di sekitar perakaran. Barkovskii et al. (1994)

melaporkan bahwa Azospirillum yang juga memiliki kemampuan menambat nitrogen

banyak mengkolonisasi berbagai jenis tanaman dapat mendegradasi senyawa-senyawa fenol

dan benzoat. Sehingga bakteri ini telah banyak digunakan secara komersial dalam

bioremediasi tanah yang tercemar. Beberapa bakteri lain yang terdapat pada rizosfer, seperti:

Achromobacter, Agrobacterium, Alcaligenes, Acinetobacter, Azotobacter, Flavobacterium,

Mycobaterium, Nitosomonas, Nocardia, Pseudomonas, dan Xanthobacter juga memiliki



kemampuan dalam metabolisme senyawa fenol, halogen, hidrokarbon, dan juga berbagai

jenis pestisida.

Mikoriza sebagai suatu bentuk simbiosis mutualisme antara jamur dengan akar

tanaman berperan dalam peningkatan ketersediaan nutrisi (terutama fosfat) bagi tanaman.

Mikoriza juga dapat meningkatkan daya tahan tanaman terhadap serangan patogen tanah.

Mikoriza dapat mengurangi toksisitas logam berat terhadap tanaman pada tanah-tanah

tercemar. Sehingga mikoriza juga memiliki peranan yang penting sebagai agen bioremediasi

atau reklamasi bagi tanah-tanah yang tercemar oleh logam berat (Leyval et al., 1997), seperti

pada lahan-lahan bekas tambang.

Sharples et al. (2000) melaporkan bahwa jamur pada daerah tambang berfungsi

sebagai filter untuk menjaga agar konsentrasi As tetap rendah pada jaringan tanaman dan

meningkatkan serapan P tanaman. Donelly and Fetcher (1994) melaporkan bahwa logam

berat berikatan dengan gugus karboksil hemiselulosa pada matriks di antara sel tanaman dan

jamur, sehingga tanaman terhindar dari keracunan. Selanjutnya, ia melaporkan bahwa

beberapa jamur mikoriza seperti Rhizopogon vinicolor, Rhizopogon vulgaris,

Hymenoscyphus ericae, Oidiodendron griseum, dan Gautieria crispa memiliki kemampuan

remediasi senyawa-senyawa toksik di tanah, seperti dalam metabolisme berbagai senyawa

aromatik: 2,4-D, atrazin, dan PCBs. Selanjutnya dinyatakan bahwa Radiigera atrogleba dan

Hysterangium gardneri mampu mendegradasi 2,2-diklorofenol sebesar 80% (Donelly and

Fetcher, 1994).

Beberapa logam tertentu memiliki peran penting dalam metabolisme mikroba,

sedangkan yang lain tidak diketahui fungsinya. Akan tetapi, baik logam berat dan logam

nonesensil akan bersifat toksik bila terdapat dalam jumlah yang sangat berlebihan. Karena

sifat toksik logam, proses bioremediasi senyawa organik sering kali menjadi terhambat.

Roane et al.(1998) menyatakan bahwa di antara logam-logam yang toksik tersebut terdiri

dari kation-kation seperti merkuri, timbal, arsenat, boron, kadmium, kromium, tembaga,

nikel, mangan, selenium, perak, dan seng. Proses bioremediasi logam di lingkungan berbeda

dengan proses degradasi molekul-molekul hidrokarbon; logam bukan merupakan pembangun

bagi komponen-komponen sel.

Peningkatan konsentrasi logam di lingkungan, terutama logam berat, menimbulkan

efek yang cukup serius terhadap seluruh bentuk kehidupan. Bagi manusia gejala toksisitas

logam berat dapat berupa kerusakan jantung, hati, kanker, kelainan dan kerusakan sistem

syaraf, dan lain-lain. Pada tumbuhan keracunan logam dapat menyebabkan memendeknya



akar, gugurnya daun, klorosis, kekurangan nutrisi, dan lain-lain. Bagi mikrobakadar logam

yang terlalu tinggi di lingkungan dapat menurunkan atau menghambat pertumbuhan mikroba.

Interaksi mikroba dengan logam berat menyebabkan perubahan-perubahan proses

fisiologis yang sangat drastis dan dalam beberapa hal dapat membunuh mikroba. Mekanisme

toksisitas di antaranya terjadi melalui pengikatan logam pada ligan-ligan sulfidril, karboksil,

dan fosfat seperti protein dan asam nukleat. Untuk meminimalisasi toksisitas logam

berat,jamur mengembangkan berbagai mekanisme pertahanan, seperti imobilisasi logam berat

oleh molekul intrasel (fitokelatin dan metalotionin) dan imobilisasi oleh molekul ekstraseluler

(asam-asam organik) yang dihasilkan oleh jamur (Baldrian, 2003).

Salah satu kelator yang dihasilkan oleh jamur dan sudah dikenal kemampuannya

dalam mengikat logam adalah asam oksalat. Asam oksalat yang dihasilkan oleh mikroba

dapat meningkatkan resistensi mikroba tersebut terhadap logam melalui pembentukan

kompleks metal-oksalat yang bersifat tidak larut. Metal oksalat dapat terbentuk dengan Ca,

Cd, Co, Cu, Mn, Sr, dan Zn (Sayer and Gadd, 1997). Selanjutnya juga telah banyak

dilaporkan bahwa terdapat hubungan antara resistensi jamur terhadap logam dengan

kemampuannya dalam menghasilkan asam oksalat.

Munir et al. (2005) melaporkan bahwa biosintesis asam oksalat sangat penting untuk

mendukung pertumbuhan jamur di bawah kondisi lingkungan yang tidak menguntungkan.

Beberapa waktu yang lalu juga telah dilaporkan bahwa kultur pertumbuhan jamur busuk

cokelat Tyromyces palustris, Laetiporus suphureus, dan Coniphora puteana mampu

menyerap Cu, Cr dan As (CCA) dari kayu yang diawetkan, dan menurunkan kadar CCA dari

kayu sampai di atas 75% (Kartal et al., 2003), seperti terlihat pada Gambar 6.

Dapatkah jamur digunakan sebagai alat untuk memonitor pencemaran logam di

lingkungan? Karena potensinya dalam mengakumulasikan logam cukup besar, jamur

pembusuk kayu dapat digunakan sebagai agen untuk monitor polusi logam di tanah atau di

atmosfer atau sebagai alat analisis lingkungan yang cukup potensial. Gabriel et al. (1995)

melaporkan bahwa terdapat hubungan yang erat antara polusi udara dengan kandungan logam

dalam tubuh buah jamur (fruit body). Kemampuan bakteri dalam menyerap atau

menurunkan kandungan logam berat dari lingkungan, baik dari tanah maupun dari perairan

juga telah banyak dipelajari. Beberapa bakteri seperti Pseudomonas aeruginosa,

Acinetobacter calcoaceticus, Arthrobacter sp., Streptomyces viridans, dan lain-lain

menghasilkan senyawa biosurfaktan/bioemulsi yang dapat menyerap berbagai jenis logam

berat seperti Cd, Cr, Pb, Cu, dan Zn dari tanah yang terkontaminasi. Desulfovibrio

desulfuricans dapat mengendapkan uranium melalui proses reduksi.



Berbagai jenis Bacillus yang membentuk biofilm pada permukaan perairan dapat

menyerap Cd, Cr, Cu, Hg, Ni, dan Zn dari dalam air. Mikroba yang membentuk film dalam

ekosistem perairan juga memiliki peranan yang penting dalam bioremediasi logam.

Saccharomyces cerevisiae dan Candidasp. dapat mengakumulasikan Pb dari dalam perairan,

Citrobacter dan Rhizopus arrhizus memiliki kemampuan menyerap uranium (Roane et

al.,1998).

Hasil-hasil penelitian menunjukkan bahwa cendawan memiliki kontribusi yang lebih

besar dari bakteri, dan kontribusinya makin meningkat dengan meningkatnya kadar logam

berat (Fleibach, dkk. 1994). Mikoriza dapat melindungi tanaman dari ekses unsur tertentu

yang bersifat racun seperti logam berat (Killham, 1994). Mekanisme perlindungan terhadap

logam berat dan unsur beracun yang diberikan mikoriza dapat melalui efek filtrasi,

menonaktifkan secara kimia atau penimbunan unsur tersebut dalam hipa cendawan. Tanaman

yang berkembang dengan baik di lahan limbah batubara ditemukan adanya ’oil droplets’

dalam vesikel akar-mikoriza. Hal ini menunjukkan bahwa ada mekanisme filtrasi, sehingga

bahan beracun pada limbah yang diserap mikoriza tidak sampai diserap oleh tanaman

inangnya.

Cendawan ektomikoriza dapat meningkatkan toleransi tanaman terhadap logam

beracun dengan mengakumulasi logam-logam dalam hipa ekstramatrik dan ’extrahyphae

slime’ (Aggangan, dkk. 1998) sehingga mengurangi serapannya ke dalam tanaman inang.

Pemanfaatan cendawan mikoriza dalam bioremediasi tanah tercemar, disamping dengan

akumulasi bahan tersebut dalam hipa, juga dapat melalui mekanisme pembentukan komplek

logam tersebut oleh sekresi hipa eksternal (Khairani-Idris, 2008). Perlakuan mikoriza pada

tanah yang tercemar oleh polisiklik aromatik hidrokarbon dari limbah industri berpengaruh

terhadap pertumbuhan clover, dimana dengan pemberian mikoriza laju penurunan hasil

clover karena senyawa aromatik ini dapat ditekan (Joner dan Leyval, 2001).

Fauna tanah mampu mengikat dan mengakumulasi logam berat di dalam sel

tubuhnya. Cacing tanah yang memakan tanah dapat mengakumulasi logam berat dalam

tubuhnya seperti Pb dan Cd, dan cacing tanah dapat dijadikan fauna indikator untuk

memonitor pencemaran tanah (Martin dan Bullock, 1994). Selanjutnya dikatakan bahwa

woodlice mampu mengakumulasi konsentrasi Cd dalam tubuhnya 50 kali lebih tinggi dari

konsentrasi Cd dalam tanah di sekelilingnya, dan Cu hampir 36 kali lebih tinggi. Persoalan

kemudian yang muncul dengan bioremediasi seperti ini yaitu pada jaring makanan (food

chains, food webs) dimana akan terjadi perpindahan logam berat dari satu fauna ke fauna

yang lain, dan antar fauna tanah memiliki daya tahan toksisitas yang berbeda.



Daya tahan pestisida pestisida di dalam tanah merupakan hasil akhir dari reaksi,

pergerakan dan hancuran yang mempengaruhinya. Beragam rekayasa teknologi untuk

merobak senyawa hidrokarbon ini telah diteliti. Penambahan bahan organik dan bahan

pembenah tanah lainnya seperti pengapuran dan pemupukan serta diiringi dengan inokulasi

mikroorganisme telah dilakukan. Intensifikasi pengolahan tanah yang dapat memberikan

lingkungan yang optimum bagi aktivitas mikroorganisme untuk melakukan percepatan

penghancuran senyawa aromatik karbon ini dicobakan. Bioremediasi dengan penerapan

mikroorganisme untuk mempercepat transformasi karbon dan penggunaan tanaman yang

dapat menimbun karbon dalam jaringannya telah menampakkan beberapa hasil yang cukup

memberikan harapan dalam penanggulangan pencemaran pestisida ini.

Transformasi kimia dari bahan pencemar pestisida melalui proses bioremediasi ini

meliputi beberapa proses, yaitu 1) detoksikasi, 2) degradasi, 3) konjugasi, pembentukan

senyawa kompleks atau reaksi penambahan, 4) aktivasi, 5) defusi/pemecahan, dan 6)

perubahan spektrum toksisitas (Alexander, 1977). Detoksikasi yaitu konversi dari molekul

yang bersifat toksik menjadi produk yang tidak bersifat toksik, 2) degradasi, yaitu

transformasi dari substrat kompleks menjadi produk yang lebih sederhana.

Detoksikasi adalah proses awal yang penting dari suatu proses degradasi dan 3)

konjugasi, pembentukan senyawa kompleks, atau reaksi penambahan, dimana suatu

organisme dapat menghasilkan substrat yang lebih kompleks dan mengkombinasikannya

dengan pestisida dengan sel metabolis. Konjugasi atau pembentukan senyawa pengkompleks

dapat dihasilkan dari organisme yang menghasilkan suatu asam amino, asam organik, methyl

atau senyawa lain yang bereaksi dengan polutan membentuk substrat lainnya. Konjugasi

adalah salah satu bentuk bioremediasi dari metabolisme mikroorganisme terhadap fungisida

sodium dimethyldithiocarbamate, dimana mikroorganisme mengkompleks pestisida dengan

asam amino pada sel. Aktivasi, 4) adalah konversi substrat yang nontoksik menjadi molekul

toksik seperti bahan aktif awal dari pestisida. Sebagai contoh, herbisida 4- (2,4-

dichlorophenoxy)butyric acid ditransformasi dan diaktivasi oleh mikroorganisme dalam tanah

menghasilkan senyawa yang bersifat toksik terhadap gulma dan serangga (Alexander, 1977).

Proses aktivasi ini lebih menekankan pada efisiensi penggunaan pestisida, atau aktivasi

residu. Proses defusi, 5) yaitu konversi molekul nontoksik berasal dari pestisida yang sedang

dalam proses aktivasi secara enzimatik, menjadi produk nontoksik yang tidak lagi dalam

proses enzimatik, dan 6) perubahan spektrum toksisitas.

DAFTAR PUSTAKA



Baldrian, P. (2003). Interaction of heavy metals with white-rot fungi , Enzyme and Microbial.

Technol. 23: 79-91.

Cerniglia, C.E. and Sutherland, J.B. (2001). Bioremediation of polycyclic aromatic

hydrocarbons by ligninolytic and non-ligninolytic fungi. In: Fungi in Bioremediation, ed.

G.M. Gadd, Cambridge University Press, Cambridge, pp. 136-187

Donelly, P.K. and Fetcher, J.S. (1994). Potential use of mycorrhizal fungi as bioremediation

agents. In: Bioremediation through rhizosphere technology. eds. T.A. Anderson & J.R.

Coats, American Chemical Society, Washington. pp. 93-99.

Gabriel J., Rychlovsky, P. and Krenzelok, M. (1995). Beyllium content in some wood-rotting

fungi in Czech Republic, Toxicol. Envinron. Chem. 50: 233-236.

Kartal S.N., Munir, E., Kakitani, T. and Imamura, Y. (2004). Bioremediation of CCA-treated

wood by brown-rot fungi Fomitpsis palustris, Coniophora puteana, and Laetiporus

sulfurous, J. Wood Sci. 50: 182-188.

Leyval, C., Turnau, K. and Haselwandter (1997). Effect of heavy metal pollution on

mycorrhizal colonization and function: physiolgical, ecological and applied aspects,

Mycorrhiza. 7: 139-153.

Mueller, J.G., Cerniglia, C.E., Pritchard, P.H. (1998). Bioremediation of environments

contaminated with polycyclic aromatic hydrocarbon. In: Bioremediation: Principles and

Application, ed. R.L. Crawford & D.L. Crawford, Cambridge University Press, Cambridge,

pp. 125-194.

Munir, E., Hattori, T. and Shimada, M. (2005). Role of oxalate biosynthesis for the growth of

the copper tolerant wood-rotting fungi under environmental stress. The 55 th Annual

Meeting of the Japan Wood Research Society.

Roane, T.M., Pepper, I.L. and Miller, R.M. (1998). Microbial remediation of metals. In:

Bioremediation: Principles and Application, ed . R.L. Crawford & D.L. Crawford, pp. 312-

340.

Rosenberg, E. and Ron, E.Z. (1998). Bioremediation of petrolium contamination. In:

Bioremediation: Principles and Application, ed. R.L. Crawford & D.L. Crawford, Cambridge

University Press, Cambridge. pp. 100-124.

Sayer, J. and Gadd, G.M. (1997). Solubilization and transformation of insoluble inorganic

metal compounds to insoluble metal oxalates by Aspergillus niger, Mycol. Res. 106: 653-661.

Sharples, J.M., Meharg, A.A., Chambers, S.M. and Cairney, J.W.G. (2000). Symbiotic

solution to arsenic contamination, Nature 404: 951-952.

BIOREMIDIASI TANAH

Documents

Transcript of BIOREMIDIASI TANAH