6 

Bab II Tinjauan Pustaka

Bab II berisi tinjauan literatur beberapa permasalahan yang diangkat pada Bab I.

Tinjauan literatur yang diuraikan berkaitan dengan karakteristik greywater,

penggunaan reaktor pertumbuhan melekat (attached growth) sebagai unit

pengolahan air limbah, reaktor tipe terendam aerobik, mekanisme penyisihan

bahan organik di dalam reaktor biofilm, serta kinetika dan pemodelan berkaitan

dengan reaktor pertumbuhan melekat.

II.1 Air Limbah Greywater

Pada bagian pendahuluan telah disinggung adanya permasalahan di dalam

pengelolaan air limbah greywater di Indonesia, dimana air limbah greywater

secara konvensional masuk ke dalam saluran drainase, yang bermuara ke badan

air seperti sungai (Gambar II.1a) atau dialirkan ke pekarangan (Gambar II.1b).

Dua pola pembuangan tersebut menyebabkan kondisi sanitasi yang tidak sehat

dan menambah beban pencemaran di badan air

Gambar II.1. Pola pembuangan greywater di Indonesia (a) ke dalam saluran drainase (b) masuk ke pekarangan (Dok. Pribadi)

(a) (b)

7 

Greywater (sullage, grey wastewater, light wastewater, air limbah non kakus)

adalah air limbah yang berasal dari dapur, kamar mandi dan tempat cuci, tidak

termasuk air limbah WC, sehingga secara umum mengandung konsentrasi

ekskreta yang rendah, kecuali pada kondisi khusus sebagai hasil perawatan bayi

atau air untuk istinja’ (anal cleansing) dikombinasikan dengan greywater (WHO,

2004). Dalam definisi yang lebih sederhana, greywater adalah air limbah [cair]

yang dihasilkan dari aktifitas mandi, cuci, dan masak (Petunjuk Teknis PU Pt T-

16-2002-C, 2002). Permasalahan utama yang muncul pada pembuangan

greywater yang tidak terolah adalah penurunan konsentrasi oksigen terlarut di

dalam badan air penerima, meningkatnya turbiditas, eutrofikasi, dan pencemaran

bahan-bahan kimia serta mikroorganisme.

Greywater seringkali disebut sebagai limbah dengan beban organik rendah,

meskipun menurut Jefferson (2004) sulit untuk mengklasifikasikan tipe limbah

greywater berdasarkan klasifikasi air limbah menurut Metcalf & Eddy (2003)1.

Hal ini disebabkan karakteristik bahan organik di dalam greywater sangat

bervariasi, mulai serendah kualitas efluen dari pengolahan tingkat ketiga (tertiary

treatment) sampai setinggi kualitas influen IPAL.

Kontaminan di dalam greywater dicirikan dengan sumber darimana air limbah ini

berasal. Air buangan dari dapur misalnya mengandung residu makanan, lemak

dan minyak dalam jumlah agak banyak, termasuk deterjen pencuci piring. Hal ini

mengakibatkan tingginya kadar nutrien dan suspended solid. Sedangkan air yang

berasal dari kamar mandi, adalah air yang paling sedikit tercemar. Meskipun

demikian di dalamnya terkandung sabun, shampo, pasta gigi dan produk

perawatan tubuh lain. Karena berkaitan dengan perawatan tubuh ada

kemungkinan terdapat mikroorganisme di dalam limbahnya (Morel & Diener,

2006).

                                                            1 Berdasarkan konsentrasi bahan organik di dalam air limbah domestik, Metcalf & Eddy (2003) membagi air limbah (di AS) menjadi tipe low strength, medium strength dan high strength. Walaupun di dalam referensi ini disebutkan bahwa pembagian harus diperlakukan sebagai guide, tetapi umum untuk dijadikan rujukan di dalam pengklasifikasian air limbah domestik misalnya dalam Soewondo & Anggraini (2007).

8 

Sumber lain yang utama untuk greywater adalah berasal dari air sisa pencucian

pakaian. Air sisa pencucian pakaian terutama mengandung bahan kimia

penyususn deterjen (misalnya fosfor, surfaktan, nitrogen dan natrium), bahan

pemutih, dan serat yang berasal dari pakaian. Limbah cucian dapat mengandung

banyak patogen.

Terdapat perbedaan yang cukup bervariasi pada komposisi greywater baik dari

segi kuantitas, maupun kualitasnya. Perbedaan ini terutama tergantung pada tipe

penyediaan air bersih dan standar hidup. Secara keseluruhan, bahan organik di

dalam greywater menyumbang 47%, 26%, 12%, dan 67% dari total komposisi

bahan organik, SS, TN dan TP air limbah domestik (Lindstrom, 2000 dalam

Morel & Diener, 2006).

Jefferson et al. (2004) dari penelitian di Inggris, menyimpulkan karakteristik

utama dari greywater adalah:

1. Konsentrasi bahan organik yang sangat bervariasi

2. Rasio COD/BOD tinggi, yang hal ini sebenarnya disebabkan kandungan

deterjen di dalam greywater (Morel & Diener, 2006)

3. Ketidakseimbangan antara makronutrien (nitrogen) dan mikronutrien (phospor)

4. Sebagian besar partikel berukuran 10-100 μm dan perbandingan rasio

SS/turbiditas rendah

5. Konsentrasi koliform 3 log (tanpa identifikasi jenis patogen)

Contoh karakteristik greywater dari beberapa negara ditunjukkan pada Tabel II.1.

Dari tabel tersebut dapat dilihat variasi yang cukup besar untuk debit dan

parameter-parameter lain. Sedangkan untuk penelitian khusus karakteristik

greywater di Indonesia, tidak banyak publikasi didapatkan. Sebagian penelitian

yang dipublikasikan berkaitan dengan karakteristik blackwater atau limbah dalam

kondisi tercampur. Beberapa karakteristik greywater di Indonesia ditunjukkan

pada Tabel II.2.

Tabel II.2 menunjukkan kisaran COD limbah greywater di Indonesia adalah 300

mg/l. Angka COD ini lebih 0,52 kali dibandingkan dengan COD yang berasal dari

blackwater (Balai Lingkungan Pemukiman, 2004), sedangkan untuk IPAL

9 

Komunal perbandingan ini berkisar antara 0,18-0,25 kali (Arkendita & Soewondo,

2004) dan 0,4-0,6 kali (Ponda & Yulianto, 2007). Data rasio BOD/COD hanya

didapatkan dari Balai Lingkungan Pemukiman (2004) yaitu berkisar 0,6.

Tabel II.1 Karakteristik Greywater dari Beberapa Negara

Parameter Palestinaa Malaysiaa UKb Australiab USAc

Q (l/p/d) 50 225 - - -

pH 6,7-8,35 - 7,47+0,29 7,3+0,6 6,8

EC (μS/cm) 1585 - - - -

COD (mg/l) 1270 212 451+289 - 366

BOD (mg/l) 590 129 146+55 159+69 162

TSS (mg/l) 1396 76 100+145 113+91 162

TN (mg/l) - 37 8,73+4,73 11,6+10,2 -

NH4-N (mg/l) 3,8 13 - - -

TP (mg/l) - 2.4 - - -

PO4-P (mg/l) 4,4 - 0,35+0,23 - -

Na+ (mg/l) 87-248 - - - -

Faecal Coli (cfu/100ml) 3.1x104 - 2022+5956 - 1,4x106

Oil & Grease (mg/l) - 190 - - -

aMorel & Diener (2006) bJefferson et al (2004) cBrandes (1979) di dalam Jefferson et al (2004)

Konsentrasi komponen yang lain untuk limbah greywater di Indonesia,

makronutrien (amonium) sekitar 10 mg/l, MBAS, yang merupakan bahan aktif di

dalam deterjen, di dapatkan pada kisaran 2,7-3 mg/l. Perbandingan untuk

parameter yang lain agak sulit untuk dilakukan, mengingat beragamnya parameter

yang diamati.

10 

Limbah greywater dapat diolah dengan berbagai metode, tetapi kecenderungan

yang ada adalah untuk memanfaatkan kembali greywater tersebut. Meskipun

demikian perlu kehati-hatian di dalam penerapan penggunaan kembali ini, karena

beberapa hal yang populer dilakukan berkaitan dengan greywater ini tidak

selamanya tepat pada setiap kondisi. Beberapa metode pengolahan greywater

adalah dengan grit/grease trap, anaerobik-aerobik filter, dan constructed wetland

(Morel & Diener, 2006).

Tabel II.2 Karakteristik Greywater dari Beberapa Kota di Indonesia

Parameter Tangeranga Jogjakartab Surabayac Indonesiad

pH - - - 8,5

COD (mg/l) - 300 330 317

BOD (mg/l) 52-106 - - 189

TS (mg/l) - - 1585 -

TSS (mg/l) 23-77 200 - -

TN (mg/l) 30-59 - - -

NH4-N (mg/l) - 0,5-10 - 10

NO3- (mg/l) - - 1,9 -

TP (mg/l) 0-1.3 - - -

PO4-P (mg/l) - - 2,1 6,7

MBAS (mg/l) 2,8-3,9 - - 2,7

Oil & Grease (mg/l) 71-123 - - <0,05

aData diolah dari Arkendita & Soewondo (2004) untuk penelitian di 4 lokasi IPAL komunal Tangerang

bPonda & Yulianto (2007) dilakukan di IPAL Komunal Muja-Muju Jogjakarta cJanuarti & Dwirianti (2005)

dBalai Lingkungan Pemukiman (2004) tidak disebutkan dari kota mana sampel ini diambil

11 

II.2 Biofilm dalam pengolahan air limbah

II.2.1 Umum

Penggunaan reaktor dengan pertumbuhan mikroorganisme melekat pada suatu

media (attached growth) untuk mengolah air limbah adalah salah satu tipe

pengolahan air limbah yang paling awal digunakan. Salah satu desain dan aplikasi

biofilter paling awal tercatat tahun 1882 di Inggris oleh Warington, dan

mengalami puncak penggunaan antara 1895-1920 di Inggris dan AS (Cooper,

2001). Sampai saat ini rektor biofilm memegang peranan yang sangat penting di

dalam pengolahan dan penggunaan air buangan. Pada pengembangannya, tidak

hanya digunakan untuk mengolah air limbah tetapi air baku untuk air minum.

Lekatan ini biasa disebut sebagai biofilm.

Biofilm didefinisikan sebagai material organik terdiri dari mikroorganisme

terlekat pada matriks polimer (materi polimer ekstraselular) yang dibuat oleh

mikroorganisme itu sendiri (Bishop, 2007), dengan ketebalan lapisan biofilm

berkisar antara antara 100 μm-10 mm (von Munch, 2004), yang secara fisik dan

mikrobiologis sangat kompleks (Grady & Lim, 1999). Keberadaan

mikroorganisme yang melekat pada suatu media (substratum) menyebabkan

elektron akseptor, elektron donor, dan nutrien yang dibutuhkan harus dibawa

kepada mikroorganisme melalui mekanisme difusi atau proses transpot massa

yang lain. Kombinasi antara efek transport massa yang terjadi dibarengi dengan

reaksi (biologis) membuat pemodelan pada sistem biofilm berbeda dan lebih rumit

dibandingkan dengan pemodelan pada sistem pertumbuhan tersuspensi (Grady &

Lim, 1999).

Secara konvensional lapisan biofilm ini digambarkan dengan model rata paralel

dengan media (Gambar II.2).

Proses degradasi bahan organik secara aerobik pada biofilm tidak jauh berbeda

dengan mikroorganisme tersuspensi. Degradasi substrat terjadi akibat konsumsi

substrat dan nutrien oleh mikroorganisme pada biofilm, dengan menggunakan

oksigen sebagai elektron akseptor apabila proses berjalan secara aerobik. Oleh

karena melalui lapisan biofilm, maka konsentrasi substrat terbesar akan berada

12 

Media Filter

Lapisan Biomassa

Stagnant liquid film

z

z + dz

Lapisan air

pada permukaan biofilm dan menurun dengan penambahan kedalaman biofilm.

Hal ini disebut sebagai diffusion limited (difusi terbatas). Adanya difusi terbatas

dapat menjadi salah satu kekurangan biomass biofilm di dalam penyisihan limbah

cair (Henze et al, 2007).

,

, ∆∆

Gambar II.2. Mekanisme metabolisme di dalam sistem Biofilter dan representasi biofilm untuk keperluan pemodelan (Metcalf & Eddy, 2003)

Meskipun telah dipahami bahwa proses difusi terbatas adalah proses yang

mengendalikan penyisihan bahan organik di dalam biofilm, tetapi untuk membuat

suatu generalisasi yang dapat digunakan untuk desain reaktor tidak mudah. Hal ini

disebabkan kenyataannya kondisi yang terjadi di dalam biofilm sangat kompleks

(Gambar II.3), dan juga model-model awal yang ada cenderung untuk terlalu

menyederhanakan kondisi yang ada. Misalnya saja, walaupun aliran air dominan

pada permukaan biofilm, tetapi pada bagian bawah dari struktur biofilm juga

terdapat alur-alur aliran (channel) yang menyebabkan adanya aliran juga pada

bagian bawah struktur biofilm. Hal ini membawa konsekuensi pada beberapa

model yang menyebutkan kondisi pada bagian bawah struktur biofilm adalah

anaerobik menjadi kurang tepat.

media Lapisan Biofilm Lapisan air

Organik,

NH4-N

P,

CO2,

H2O,

NO2, NO3,

O2

13 

Dengan meninjau keseluruhan bagian per bagian biofilm untuk desain reaktor

menjadi sangat tidak praktis. Penyederhanaan tetap harus dilakukan untuk

memudahkan analisa. Penyederhanaan-penyederhanaan ini membawa

konsekuensi perbedaan kondisi yang besar antara model dan hasil observasi yang

teramati (Noguera et. al, 1999). Untuk penjelasan hal ini lebih lanjut dibahas di

dalam sub-bab pemodelan biofilm.

 

 

Gambar II.3. Gambaran kondisi biofim pada permukaan media (www.erc.montana.edu)

II.2.2 Pertumbuhan dan Pelepasan Biofilm

Pertumbuhan biofilm sangat tergantung pada jenis mikroorganisme yang tumbuh

pada permukaan media, dan jenis media yang digunakan (Harendranath et. al.,

1996). Secara umum ada 3 fase didalam daur hidup biofilm (Gambar II.4). Fase

tersebut adalah pelekatan biofim pada media, fase pertumbuhan dan fase

pelepasan/detachment. Fase pertumbuhan biofilm terdiri atas fase induksi, log

akumulasi dan plateu (Gambar II.5)

14 

Gambar II.4. Daur Hidup biofilm (www.erc.montana.edu)

Gambar II.5. Fase pertumbuhan biofilm (Wingender & Flemming, 2001)

Pertumbuhan (dan pelepasan) biofilm tidak hanya dipengaruhi oleh biofilm itu

sendiri, tetapi juga kondisi lingkungan yang ada disekitarnya, terutama kondisi

aliran air. Gambar II.6 menunjukkan interaksi antara komponen partikulat

(biofilm), komponen terlarut, dan aliran air.

Reaksi yang terjadi pada komponen terlarut menyebabkan pertumbuhan

mikroorganisme, produksi polymer dan kematian mikroorganisme. Ketiga faktor

ini berhubungan dengan proses pelepasan dan pelekatan biofilm. Tetapi pelepasan

dan pelekatan biofilm dipengaruhi pula oleh aliran air di dalam reaktor. Aliran

didalam reaktor ini mempengaruhi proses konveksi, yang merupakan bagian dari

perpindahan massa untuk komponen terlarut.

Proses perpindahan massa (konveksi dan difusi) akan menyebabkan reaksi,

sehingga terjadi proses saling mempengaruhi. Di dalam istilah yang lebih umum,

Induksi Log Akumulasi Plateu Waktu

15 

proses perpindahan massa berlangsung bersamaan dengan proses reaksi mikrobial

di dalam biofilm (Metcalf &Eddy, 2003, Rittman & McCarty, 2001).

Gambar II.6. Interaksi antar proses utama dalam pembentukan struktur biofilm (Picioreanu et al, 2000)

Apabila diringkas, maka faktor yang mengontrol perkembangan, komposisi dan

struktur biofilm adalah (Wingender & Flemming, 2001):

1. Kondisi permukaan substratum (misal kekasaran dan kondisi hidrofobik)

2. Kondisi permukaan mikroorganisme

3. Kondisi fisika-kimia sebagian besar air (temperatur, pH, salinitas, ion, bahan

organik)

4. Konsentrasi bahan organik yang tersedia sebagai substrat, biasa terukur

sebagai Assimilable Organic Carbon (AOC), Biodegradable Dissolved

Organic Carbon (BDOC), atau Biochemical Oxygen Demand (BOD)

5. Morfologi mikroorganisme (misal filamen)

6. Aktivitas fisiologikal mikroorganisme

7. Lysis organisme biofilm

8. Konsumsi oleh protozoa

9. Aktivitas invertebrata

10. Formasi gelembung gas pada zone anoksik dan anaerobik (N2 dan CH4)

11. Erosi dan sloughing

12. Usia biofilm

16 

13. Kondisi hidrolis (laju aliran, gaya geser)

14. Keberadaan zat antimikroorganisme

Fase detachment dapat disebabkan oleh satu/lebih faktor, yaitu: erosi, abrasi.

sloughing, dan mekanisme predator (Rittmann, 1989 di dalam Liu, 2001). Erosi

adalah penghilangan materi kecil biofilm secara kontinyu, yang merupakan

mekanisme detachment yang paling umum di dalam proses biofilm. Erosi ini

dapat disebabkan oleh berbagai macam faktor, tapi faktor gesekan dari aliran air

adalah faktor yang paling utama, oleh karena itu erosi biofilm sering disebut

sebagai shear loss.

Abrasi terjadi apabila partikel bertumbukan dengan biofilm dan melepaskannya

dari media. Hal ini terjadi terutama pada saat backwashing. Mekanisme yang lain,

sloughing, adalah proses dimana sebagian besar biofilm hilang. Mekanisme

predator terjadi apabila biofilm dikonsumsi oleh organisme yang lebih besar,

seperti ptotozoa, cacing, siput atau serangga. Pengamatan yang mendalam

mengenai proses-proses yang terjadi di dalam detachment di dalam biofilm

dilakukan oleh Ohashi & Harada (1994) dan menyimpulkan ada tiga tipe

karakteristik detachment.

Gambar II.7. Tiga tipe detachment pada biofilm (Ohashi & Harada, 1994)

Gambar II.7 (a) menunjukkan fraksi biomassa besar yang lepas (sloughed) dari

permukaan substratum, sedangkan gambar (b) menunjukkan lepasan bagian kecil

17 

dari biofilm ke air. Dan Gambar (c) menunjukkan kombinasi tipe I dan II, yaitu

lepasan mulai dari bagian yang melekat di substratum, tetapi berupa bagian saja

(fragmen).

II.2.3 Nitrifikasi di dalam biofilm

Sebagaimana pada proses pada reaktor tersuspensi, maka di dalam reaktor biofilm

juga memungkinkan terjadinya nitrifikasi. Nitrifikasi adalah istilah yang

digunakan untuk dua langkah proses biologis, dimana amonium (NH4-N)

dioksidasikan menjadi nitrit (NO2-N) dan nitrit dioksidasikan menjadi nitrat

(NO3-N). Secara teoritis keberadaan oksigen di dalam reaktor akan menyebabkan

nitrifikasi amonium (Metcalf & Eddy, 2003):

2 2 …………Pers. 1

Pada reaksi ini dibutuhkan sejumlah alkalinitas, sehingga reaksi umum menjadi:

2 2 2 3 ………..Pers. 2

Proses nitrifikasi dilakukan oleh bakteri aerobik autotrof, terutama dari kelompok

Nitrosomonas dan Nitrobacter. Untuk proses nitrifikasi di dalam biofilm harus

diperhatikan laju pertumbuhan spesifik yang lambat untuk bakteri nitrifikasi dan

kompetisi antara bakteri nitrifikasi dan heterotrof utuk oksigen dan ruang. Ada

hubungan antara bakteri nitrifikasi dan heterotrof yang oleh Rittman (2001)

disebut sebagai “Complex System”. Inti dari “Complex System” adalah:

1. Bakteri nitrifikasi secara normal tumbuh bersama bakteri heterotrof

2. Bakteri nitrifikasi cenderung untuk terakumulasi di bagian lekatan biofilm,

sedangkan bakteri heterotorf cenderung untuk terakumulasi pada bagian luar

dari biofilm

3. Karena terdapat pada bagian yang lebih luar, maka bakteri heterotrof lebih

tinggi untuk laju detachment dan predasi, sedangkan bakteri nitrifikasi lebih

aman dari detachment dan predasi

18 

4. Karena berada pada bagian yang lebih dalam, maka terjadi keterbatasan DO

yang diterima oleh bakteri nitrifikasi, akibat difusi terbatas untuk oksigen dan

konsumsi oleh bakteri heterotrof

5. Nilai KO bakteri nitrifikasi < bakteri heterotrof yang berarti bakteri nitrifikasi

lebih peka terhadap perubahan oksigen.

Konsep ini ditunjukkan pada Gambar II.8 (Furumai & Rittman, 1994). Terdapat

tiga lapisan dimana lapisan pertama didominasi oleh bakteri heterotrof, lapisan

kedua didominasi oeh bakteri nitrifikasi dan lapisan ke 3 adalah lapisan inert.

Gambar II.8. Konsep dasar “Complex System” (Furumai & Rittman, 1994)

Selain proses nitrifikasi, kemungkinan di dalam reaktor biofilm juga bisa terjadi

proses denitrifikasi. Proses denitrifikasi adalah proses reduksi nitrat menjadi

oksida nitrit atau gas nitrogen. Bakteri yang dapat melakukan proses denitrifikasi

berasal dari bakteri heterotrof dan autotrof. Proses ini terjadi pada kondisi tanpa

oksigen terlarut atau kondisi oksigen terlarut terbatas. Oleh karena tanpa oksigen,

maka nitrat dan nitrit yang menjadi elektron akseptor. Persamaan reaksi umum

untuk denitrifikasi adalah sebagai berikut, dengan C10H19O3N mewakili bahan

organik di dalam air limbah (US EPA, 1993 di dalam Metcalf & Eddy, 2003).

10 5 10 3 10 . Pers. 3

19 

II.3 Reaktor Pertumbuhan Melekat

II.3.1 Tipe-tipe Reaktor pertumbuhan melekat

Secara umum berdasarkan metode pertumbuhan mikroorganisme, pengolahan air

buangan dapat dibagi menjadi tiga tipe. Tiga tipe tersebut adalah tipe

pertumbuhan tersuspensi (suspended growth), tipe pertumbuhan melekat

(attached growth), dan tipe hybrid yang merupakan perpaduan antara model

reaktor tersuspensi dan reaktor pertumbuhan melekat. Tidak ada perbedaan di

dalam klasifikasi ini dari beberapa referensi (Goncalves, 2007a; Metcalf & Eddy,

2003). Contoh skema klasifikasi ditunjukkan pada Gambar II.9.

Gambar II.9. Klasifikasi reaktor biologis pengolahan air buangan (Gray, 2004)

Sedangkan untuk klasifikasi reaktor pertumbuhan melekat, terdapat

pengklasifikasian yang berbeda-beda dari beberapa referensi. Perbedaan ini terjadi

oleh karena adanya perbedaan dasar klasifikasi. Klasifikasi ini didasarkan antara

lain pada kondisi media biofilm di dalam reaktor, kondisi pengudaraan reaktor

(aerobik atau anaerobik), atau kondisi reaktor (terendam atau tidak terendam).

Beberapa pengklasifikasian (termasuk didalamnya reaktor hybrid) dijelaskan

sebagai berikut.

Rittmann & McCarty (2001) mengklasifikasikan reaktor dengan proses

pertumbuhan melekat berdasarkan kondisi media di dalam reaktor tipe yaitu tipe

diam (packed bed reactor), tipe tefluidisasi (fluidized bed reactor), dan tipe

berputar (Rotating Biological Contactor (RBC)). Mirip dengan klasifikasi

Reaktor Suspended Biomass

- Activated Sludge dengan variannya

- SBR - MBR

Reaktor Attached Biomass

- TF - RBC - SAB

Reaktor Hibrid

- Mechanically Mixed beds

- Structured Support Medium

20 

tersebut, dalam bentuk yang lebih detail, Schulz (2005) mengklasifikasikan

reaktor dengan pertumbuhan melekat menjadi:

1. Fixed Bed Reaktor, yang terdiri dari:

a. Trickling Filter

b. Submerged Fixed Bed Reactor

c. Biofilter

2. Rotating Biological Contactor, yang terdiri dari:

a. Rotating Disc Contactor

b. Rotating Cage Reactor

3. Fluidized Bed, yang terdiri dari:

a. Moving Bed

b. Fluidized Bed

4. Combined Processes, yang terdiri dari:

a. Media tenggelam-diam (Fixed Submerged Substrates) di dalam kolam

Lumpur Aktif

b. Media bergerak (Movable Substrates) di dalam kolam Lumpur Aktif

Klasifikasi yang lain berasal dari Metcalf & Eddy (2003) dan von Munch (2004),

yang mengklasifikasikan reaktor pertumbuhan melekat berdasarkan letak media

terhadap permukaan air. Klasifikasi tersebut adalah:

1. Reaktor yang tidak termasuk di dalam reaktor pertumbuhan melekat terendam

(Non-submerged attached growth)

2. Reaktor pertumbuhan tersuspensi dengan fixed film packing (reaktor

kombinasi)

3. Reaktor pertumbuhan melekat tenggelam (Submerged attached growth)

Klasifikasi reaktor fixed film yang lain berasal dari Wagener (2003). Klasifikasi

ini tidak jauh berbeda dengan pengklasifikasian yang lain, hanya saja di sini

terdapat tipe yang lain, yaitu tipe Static Low Density Media Filter. Klasifikasi ini

ditunjukkan pada Gambar II.10.

Submerged Aerated Filter adalah filter (biologis) dimana media filter terletak di

bawah permukaan air. Reaktor ini mengganti mode pengudaraan alami pada

21 

reaktor, seperti pada RBC, dengan pengudaraan buatan (Siebel, 1992).

Perkembangan teknologi Submerged Aerated Filter tidak dapat dilepaskan dari

perkembangan teknologi proses pertumbuhan melekat.

Gambar II.10. Klasifikasi reaktor fixed-film aerobik yang digunakan di dalam pengolahan air limbah (Wagener, 2003)

Trickling Filter (TF) adalah tipe pengolahan dengan biofilter awal yang

digunakan. Salah satu pengolahan terpusat paling awal di Indonesia, Jogjakarta,

juga menggunakan unit TF ini sebagai unit utamanya (Yulianto, 2004). Gambar

II.11 adalah unit TF yang digunakan di Jogjakarta, digunakan sejak 1935-2000.

Konsep TF muncul seiring dengan pertumbuhan kontak filter di Inggris diakhir

tahun 1890-an. Kontak filter di desain sebagai reaktor dengan diameter media

kecil dan dioperasikan dengan mode recycle (Metcalf & Eddy, 2003). Tetapi

akibat seringnya reaktor ini tersumbat, ukuran media yang lebih besar digunakan.

22 

Tahun 1950-an media plastik mulai digunakan di AS, yang menyebabkan tinggi

filter bisa ditambah dan laju pengolahan bisa diperbesar, dan mengurangi luas

lahan yang diperlukan. Tahun 1960, Rotating Biological Contactors (RBC) mulai

didesain. Dibandingkan dengan proses lumpur aktif, kedua model pengolahan

proses pengolahan dengan pertumbuhan melekat secara aerob ini memiliki banyak

kekurangan. Kekurangan tersebut antara lain adalah rendahnya kualitas effluen

dari pengolahan, sensitif pada perubahan temperatur, dan adanya produksi bau.

Gambar II.11. Unit Trickling Filter di Jogjakarta, dipakai 1935-2000 (Dok. Pribadi)

Tipe kedua dari reaktor pertumbuhan melekat aerobik adalah kombinasi antara

reaktor tersuspensi dengan menggunakan fixed-film packing. Proses ini digunakan

sejak tahun 1940 yang disebut sebagai proses Hays & Griffith (WEF, 2000 di

dalam Metcalf & Eddy, 2003).

Tipe ketiga dari evolusi reaktor pertumbuhan melekat adalah reaktor submerged

aerated filter. Reaktor tipe ini dikembangkan mulai tahun 1970 dan lebih

berkembang pada tahun 1980-an. Reaktor ini dapat dioperasikan dengan mode

aliran upflow atau dowflow, media diam atau terfluidisasi. Selain digunakan

23 

untuk penyisihan materi organik, reaktor ini juga digunakan untuk proses

nitrifikasi dan denitrifikasi.

Ada beberapa penamaan yang diberikan untuk reaktor biofilm terendam dengan

berbagai tipe media tetap. Penamaan yang ada antara lain adalah Biological

Aerated Filter (BAF) (Farabegoli, et. al, 2004; von Munch, 2004), Submerged

Biological Aerated Filter (SBAF) (Osorio & Hontoria, 2002), aerobic submerged

biofilter (ASB) (Hu, et al, 1998), Submerged fixed bed reactor (Carrión, et al,

2003; Lorda, et. al, 2002; Schulz, 2005) dan aerated submerged fixed-film reactor

(ASFFR) (Park, et al, 1996).

Adanya berbagai macam penamaan ini menyebabkan adanya reaktor yang sama

secara operasional dengan nama berbeda, atau sebaliknya. Dua tipe reaktor yang

sering tertukar adalah Biological Aerated Filter (BAF)2 dan Submerged Aerated

Filter (SAF) (Gray, 2004). Untuk konsisitensi, di dalam Penelitian ini akan

digunakan istilah yang lebih umum yang mencakup beberapa pengertian yaitu

Submerged Aerated Biofilter (SAB), karena fenomena yang ada pada reaktor

adalah reaktor terendam dimana terdapat biofilm di permukaan media yang

terdapat di dalam reaktor, dan mode operasi secara aerobik, yaitu dengan adanya

pengudaraan.

II.3.2 Perbandingan Reaktor pertumbuhan melekat dengan reaktor

tersuspensi

Secara umum perbandingan antara reaktor pertumbuhan melekat dan reaktor

tersuspensi dapat dilihat pada Tabel II.3.

Secara kontras dibandingkan dengan proses tersuspensi, proses dengan media

terlekat sangat tergantung pada faktor pembatas difusi. Penyisihan substrat dan

penggunaan elektron donor terjadi di dalam biofilm, sehingga laju reaksi secara

keseluruhan adalah fungsi dari laju difusi dan konsentrasi elektron donor serta

akseptor di dalam biofilm (Henze et al, 1997). Pengaruh konsentrasi elektron

                                                            2 Nama yang tepat sebenarnya adalah Biological Aerated Flooded Filters (BAFF)

24 

donor dan akseptor sebagai faktor pembatas di dijelaskan lebih lanjut pada sub

bab kinetika biofilm. Sebagai perbandingan, kinetika proses lumpur aktif secara

umum dikarakterkan dengan konsentrasi pada bagian utama air (bulk liquid).

Konsep difusi-terbatas, sangat penting terutama berkaitan dengan pengukuran

konsentrasi oksigen terlarut (DO) pada pengukuran laju reaksi di dalam reaktor

biofilm. Misalnya saja untuk proses tersuspensi aerob, konsentrasi DO antara 2-3

mg/l dirasakan cukup, tetapi untuk proses biofilm pada konsentrasi DO yang sama

ini dapat menjadi faktor pembatas, apalagi apabila DO diperlukan untuk proses

nitrifikasi (Metcalf & Eddy, 2003).

Tabel II.3 Perbandingan reaktor pertumbuhan melekat dan tersuspensi (von Munch, 2004)

Parameter Reaktor Pertumbuhan Tersuspensi

Reaktor Pertumbuhan Melekat

Kebutuhan lahan Biasanya tinggi Rendah

Tinggi Reaktor Dibuat tidak terlalu tinggi (hanya beberapa meter di

atas tanah)

Dapat dibuat sangat tinggi (menggunakan Tower)

Ketahanan pada beban kejut bahan toksik

Rendah sampai sedang tinggi

Laju transfer oksigen dan substrat

Tidak dibatasi laju difusi Dibatasi laju difusi

Permasalahan operasional yang umum Bulking, foaming Clogging, bau, lalat

Produksi lumpur pada pengendap II

Tinggi Rendah

Pengendap I Perlu/tidak perlu Perlu

Metode Desain Model matematis, simulasi Desain empiris

II.3.3 Reaktor Submerged Aerated Biofilter

Beberapa penelitian yang telah dilakukan berkaitan dengan reaktor tipe SAB

terutama berkaitan dengan pemilihan media (Farabegoli, et. al., 2004; Osorio &

Hontoria, 2002). Penelitian yang lain berkaitan dengan kombinasi reaktor

25 

terendam aerobik dengan reaktor biofilm terendam anaerobik (Moosavi et al,

2005; Osorio & Hontoria, 2002), dan penggunaan reaktor BAF untuk limbah

dengan beban berat atau limbah organik yang susah diuraikan (Hu, et. al, 1998;

Park, et. al, 1996).

Secara diagram, reaktor terendam aerobik ditunjukkan pada Gambar II.12.

Gambar II.12. Tipikal reaktor terendam aerobik (Schulz, 2005)

Reaktor terendam aerobik terdiri dari dua bagian utama, yaitu aerator untuk

menyediakan udara dan media diam. Media diam ini dapat berupa media

tenggelam atau media terapung. Apabila menggunakan media diam, maka

diperlukan strutur penahan pada bagian atas reaktor. Kedua bagian utama ini

terdapat di dalam reaktor.

II.3.4 Kriteria Desain dan Mode Operasi Reaktor Terendam Aerobik

Di dalam operasional reaktor terendam aerobik, bagian yang paling penting adalah

kontrol ketebalan biofilm pada media dan suplai oksigen pada air (Henze, et. al.

Udara bertekanan Aerator

Struktur Penahan

Media Filter

26 

1997). Kontrol ketebalan pada biofilm biasanya dilakukan dengan melakukan

pencucian balik (backwashing) pada media.

Sebenarnya tidak ada rekomendasi desain secara umum yang dapat digunakan

untuk reaktor terendam aerobik (Henze, 2006). Kriteria desain yang ada, misalnya

seperti ditunjukkan pada Tabel II.4, berasal dari beberapa lokasi yang

mengaplikasikan model reaktor terendam aerobik. Beban terbesar yang pernah

dicobakan untuk reaktor terndam aerobik adalah 10 kg BOD/m3.hari (Henze,

2007).

Tabel II.4 Kriteria Desain Reaktor Terendam Aerobik

Parameter Tipikal Satuan Referensi

Tinggi reaktor < 4 m Schulz, 2001 Hidraulic Loading Rate (HLR)

2-8 m3/m2.jam Gray, 2004

5-6 m3/m2.jam Metcalf & Eddy, 2003

2-3 m/jam Grady & Lim, 1999 Organik Loading Rate (OLR)

<3 kg BOD/m3.hari Gray, 2004

4-6 g BOD5/m2.hari Schulz, 2001

5-6 kg COD/m2.hari Metcalf & Eddy, 2003 Beban amonium 18 mg/L Schulz, 2001

1.5 g NH4-N/m2.hari Schulz, 2001

Stage 4-6 Schulz, 2001

II.3.5 Pengudaraan di dalam Reaktor terendam aerobik

II.3.5.1 Konsep Umum Pengudaraan

Padanan kata pengudaraan adalah aerasi. Untuk konsistensi, di dalam Penelitian

ini digunakan istilah pengudaraan. Pengudaraan pada reaktor biologis adalah

faktor utama yang membedakan antara reaktor aerob dan anaerob. Karena tujuan

dari pengudaraan adalah menyediakan oksigen dalam jumlah cukup di dalam

reaktor, sehingga proses aerob dapat berlangsung. Keberadaan oksigen adalah

27 

syarat mutlak agar proses aerob dapat berlangsung, sebab oksigen berfungsi

sebagai elektron akseptor proses metabolisme. Apabila oksigen tidak terdapat

dalam jumlah yang cukup, maka unsur lain yang akan berfungsi sebagai elektron

akseptor, sehingga proses yang ada di dalam reaktor berubah menjadi anoksik

atau anaerobik.

Desain pengudaraan untuk pengolahan air limbah didasarkan atas berbagai

parameter. Parameter tersebut adalah kuantitas dan komposisi limbah, kondisi

limbah, sistem pengudaraan, mode operasional, dan lokasi reaktor.

Ada beberapa teori yang menjelaskan fenomena transfer gas. Teori-teori ini dapat

dibaca lebih lanjut pada Poppel (1986), sedangkan perbandingan singkat teori-

teori tersebut dapat dilihat pada Tabel II.5.

Tabel II.5. Perbandingan beberapa teori Transfer gas (Poppel, 1986)

Teori Kondisi permukaan cairan Tipe difusi Kl=

Film stagnan steady D/dl Penetrasi berubah pada permukaan,

waktu paparan konstan elemen cair pada permukaan

unsteady 2 /

Surface renewal berubah pada permukaan, distribusi frekuensi waktu paparan fase gas

unsteady sD.

film-surface-renewal

stagnan dan perubahan pada permukaan tergantung pada derajat turbulensi

steady dan unsteady

DdssD l

2.coth.

Diantara beberapa teori di atas, teori penetrasi sebenarnya yang paling sesuai

dalam kondisi nyata (Poppel, 1986), tetapi teori film yang paling mudah untuk

diaplikasikan dan pada 95% situasi memberikan hasil yang sama dengan teori

yang lebih kompleks (Metcalf & Eddy, 2003).

Konsep two-film untuk transfer massa gas ditunjukkan pada Gambar II.13.

Gambar II

Konsep in

melalui ga

gambar II

yang terlar

1. Transf

2. Transf

3. Transf

Untuk gas

liquid film

mudah lar

massa (E

pengolaha

liquid aka

transfer g

antarmuka

Faktor-fak

1. Tempe

Koefi

tempe

perub

I.13. Teori T

ni menyebu

as-film haru

.13 dapat d

rut harus m

fer dari bulk

fer melewat

fer dari lapi

s-gas yang

m akan men

rut, seperti

Eckenfelder,

an air buang

an meningk

as) dan kL

a, maka seca

ktor lain yan

eratur

isien film-

eratur. Keti

bahan tempe

Two-film pa

utkan, pada

us sama de

dilihat, untu

melalui langk

k fluid ke la

ti lapisan an

san antarmu

memiliki k

nentukan laj

amonia, t

, 1990). S

gan dikontro

katkan kL.

(koefisien

ara umum d

ng berpenga

-cairan ak

ika gelemb

eratur pada

28

ada transfer

kondisi tun

engan laju

uk dapat me

kah-langkah

apisan antarm

ntarmuka

uka ke fase

kelarutan m

ju transfer

ahanan gas

Sebagian b

ol oleh liqui

Oleh karen

transfer Li

digunakan k

aruh pada tr

an mening

bung-gelemb

a cairan jug

gas (Metca

nak, laju m

perpindahan

elewati satu

h (Motgome

muka

baru

enengah, se

massa, seda

s-film, akan

besar aplik

id-film, sehi

na penentu

iquid) sulit

koefisien ov

ransfer gas a

gkat seirin

bung udara

ga mempen

alf & Eddy,

massa gas ya

n melalui l

u fase ke fas

ery, 1985):

eperti O2 da

angkan untu

n menentuk

kasi transf

ingga kond

uan koefisie

untuk diuk

verall KL.

adalah seba

ng dengan

a bertamba

ngaruhi uku

2003)

ang dipinda

liquid film.

se yang lain

an CO2, tah

uk gas-gas

kan laju tra

fer massa

isi turbulen

en kG (koe

kur pada b

agai berikut.

n meningk

ah banyak

uran gelemb

ahkan

Dari

n, gas

hanan

yang

ansfer

pada

n pada

fisien

idang

.

katnya

maka

bung-

29 

gelembung udara yang dihasilkan pada sistem. Efek temperatur pada

koefisien transfer dirumuskan dengan (Eckenfelder, 1990):

20 .......................II. 1

dengan

θ = konstanta (1,02: difussion aeration; 1,012: surface aerator)

2. Turbulensi pengadukan

Peningkatan derajat pengadukan akan meningkatkan koefisien overall.

3. Kedalaman air

Pengaruh kedalaman fluida terhadap koefisien overall tergantung pada

pengukuran dan metode pengudaraan.

4. Karakteristik limbah

Dalam hal ini, keberadaan unsur-unsur beberapa unsur, dapat mengganggu

transfer gas, seperti adanya surfaktan dan TDS.

Sedangkan efisiensi perpindahan oksigen per unit difuser, dapat dihitung dengan

persamaan II. (Eckenfelder, 1990):

%

100% … … … II. 2

0,232 100% … … … … II. 3

dengan

KLa = koefisien transfer overall udara

GS = konstanta efisiensi alat

Pengudaraan pada reaktor terendam aerobik mempunyai dua tujuan utama

(Schulz, 2001):

1. Pengudaraan memberikan oksigen yang diperlukan untuk metabolisme

biologis. Pada reaktor dengan beban yang besar, pengudaraan tambahan

dengan input oksigen yang besar dapat dilakukan secara periodik untuk

menstabilkan proses.

30 

2. Pengudaraan membentuk aliran yang menghalangi media tersumbat. Semakin

kasar permukaan media, maka semakin besar laju aliran yang harus diberikan.

Untuk media yang berbeda antara 5Nm3h-1m-2 sampai 15 Nm3h-1m-2.

Pada reaktor terendam aerobik, pengudaraan dapat dilakukan dengan beberapa

metode. Metode tersebut adalah (Henze, et. al. 1997):

1. Pengudaraan dilakukan secara terpisah dengan reaktor biological filter

Pengudaraan yang dilakukan tidak berbeda dengan pengudaraan pada reaktor

lumpur aktif

2. Pengudaraan dilakukan pada reaktor biological filter

Secara teoritis, pengudaraan tipe ini juga tidak berbeda dengan pengudaraan

pada reaktor lumpur aktif. Pengudaraan dapat dilakukan di samping reaktor, di

tengah, atau secara merata (Said, 2006)

3. Pengudaraan dilakukan pada biofilm

Pengudaraan tipe ini lebih condong pada pengudaraan yang dilakukan pada

reaktor RBC.

Beberapa penelitian yang telah dilakukan berkaitan dengan keberadaan oksigen

pada biofilm antara lain adalah:

1. Lewandowski et al, 1994

Dengan menggunakan teknik NMRI (Nuclear Magnetic Resonance Imaging)

dan CLM (Confocal Laser Microscopy) Lewandowski et al menganalisa

hidrodinamika, kinetika dan struktur internal di dalam sistem biofilm. Analisa

sistem biofilm menunjukkan bahwa difusifitas cenderung terjadi pada struktur

biofilm yang berpori dan dan mempunyai saluran daripada pada kelompok

mikroorganisme. Tetapi tidak jelas apa pengaruh pori ini pada transport larutan

ke biofilm

2. Lu, 2007

Lu at al (2007) menginvestigasi distribusi oksigen pada RBC menggunakan

mikrosensor. Tinjauan dilakukan dengan metode 1D dan 3D secara insitu.

Hasil penelitian menunjukkan adanya penurunan oksigen di dalam biofilm

RBC. Hasil pengukuran secara 3D menunjukkan adanya tempat-tempat

(pocket) dimana konsentrasi oksigen lebih tinggi di lokasi yang lebih dalam

31 

daripada yang ditunjukkan oleh pengukuran 1D. Pengukuran secara 3D juga

menunjukkan heterogenitas pada konsentrasi oksigen menurut kedalaman.

3. Zhang & Bishop, 1994

Zhang dan Bishop, 1994 menginvestigasi ketebalan lapisan batas konsentrasi

DO pada biofilm menggunakan teknik mikroelektroda. Hasil eksperimen

menunjukkan bahwa (a) penambahan laju beban substrat (b) penambahan

kecepatan laju aliran dan (c) penambahan kekasaran permukaan biofilm akan

mengurangi tahanan laju transfer massa pada permukaan biofilm. Pengukuran

ketebalan lapisan batas konsentrasi DO menunjukkan pula heterogenitas pada

permukaan biofilm

Perbandingan kondisi ini dapat diamati pada Gambar II.14 berikut ini.

Gambar II.14. (a) Profil konsentrasi oksigen hanya dengan proses difusi (b) efek

penambahan glukosa pada profil DO dengan Re=102 (c) Profil konsentrasi O2 pada kecepatan aliran yang berbeda (d) ketebalan lapisan batas O2 pada jenis permukaan biofilm yang berbeda (Zhang & Bishop, 1994)

32 

II.3.5.2 Konsumsi Oksigen oleh Mikroorganisme pada Proses Aerob

Pada bagian awal sub-Bab II.3.5.1 bahwa fungsi oksigen di dalam proses aerob

adalah sebagai elektron akseptor pada proses metabolisme mikroorganisme aerob,

sehingga keberadaannya menjadi mutlak ada.

Jumlah oksigen yang dibutuhkan untuk proses aerob dapat didekati dengan

beberapa metode. Metode paling mudah sekaligus paling sulit adalah dengan

menggunakan persamaan kesetimbangan reaksi (stoikiometri). Kemudahannya

adalah dengan mengetahui rumus kimia bahan organik yang diolah dengan asumsi

proses oksidasi berjalan sempurna, maka akan didapatkan kebutuhan oksigen

untuk proses tersebut. Tetapi ada beberapa kesulitan di dalam penggunaan metode

ini. Kesulitan yang pertama adalah sebagian besar limbah dalam bentuk

tercampur, sehingga sulit untuk menentukan rumus kimianya. Kesulitan yang

kedua adalah reaksi ini melibatkan mikroorganisme, sedangkan energi dari hasil

reaksi yang melibatkan mikroorganisme juga akan digunakan kembali oleh

mikroorganisme, sehingga muncuk kesulitan untuk membuat suatu reaksi

kesetimbangan (Rittmann & McCarty, 2001). Secara teoritis oksigen yang

dikonsumsi dihitung dengan (Metcalf & Eddy, 2003):

Oksigen yang dikonsumsi = CODutilized - CODsel ………. II.4

Metode lain yang cukup populer adalah dengan menggunakan konsep kebutuhan

oksigen untuk metabolisme mikroorganisme aerob. Secara umum konsep ini

dikenal sebagai tes Biochemical Oxygen Demand (BOD). Hasil pengukuran BOD

dapat dipemahami sebagai jumlah oksigen yang diperlukan oleh bakteri pada saat

menstabilkan bahan organik yang dapat didekomposisikan pada kondisi aerob

(Sawyer et al, 2003). Meskipun ada beberapa keberatan terhadap tes ini baik dari

segi asal-usul, akurasinya, dan pengukuran laju reaksinya, yang tidak tepat

mengikuti reaksi orde-1, tetapi secara luas konsep BOD ini telah diterima sebagai

salah satu parameter penting karakteristik air limbah (Sawyer et al, 2003).

Dalam kondisi nyata di dalam reaktor laju penggunaan oksigen oleh reaksi

metabolisme mikroorganisme dilakukan dengan pengukuran Oxygen Uptake Rate

33 

(OUR). Secara teoritis oksigen yang digunakan pada proses biologis akan

sebanding dengan laju penggunaan bahan organik dan laju pertumbuhan

mikroorganisme. Sehingga OUR dapat dihitung dengan (Metcalf & Eddy, 2003):

1,42 … … … … … … … … … II. 5

… … … … … … … … . II. 6

dengan:

rO = oksigen uptake rate, g O2/m3.hari

rSU = laju penggunaan substrat, gCOD/m3.hari

rg = laju pertumbuhan biomassa, g VSS/m3.hari

k = laju maksimum pemanfaatan substrat spesifik, g substrat/g mo.hari

X = konsentrasi biomassa, g/m3

S = konsentrasi substrat pembatas pertumbuhan di dalam larutan, g/m3

Ks = half velocity constant, g/m3

II.3.6 Media dan Mikroorganisme di Dalam reaktor terendam aerobik

Tidak ada persyaratan khusus untuk media filter secara umum, persyaratan umum

adalah (von Munch, 2004):

1. Mempunyai luas area yang besar untuk pertumbuhan biofilm

2. Ada area kosong untuk menghindari clogging dan untuk ventilasi

3. Ada tekstur pada permukaan (kasar) untuk menghindari biofilm dengan

mudah lepas

4. Rasio Berat per Volume seringan mungkin untuk kemudahan konstruksi

5. Tersedia secara lokal dengan harga yang terjangkau

6. Kuat, untuk menahan akumulasi beban biofilm

7. Tahan lama

8. Kemungkinan kecil digunakan untuk pertumbuhan lalat

Contoh media yang digunakan diadalam reaktor terendam aerobik tipe Submerged

Aerobic Fixed-Film (SAF) dan tipe Static Low Density Media ditunjukkan pada

Gambar II.15.

Beberapa

macam rea

1. Media

al., 19

didapa

2. Pengar

3. Interak

diperm

4. Optim

ukuran

5. Pertum

(phosp

Gambar II

Berdasark

mikroorga

(TF) tidak

karakterist

                    3 Different DIndex kemir

penelitian y

aktor terend

a terapung d

999). Dari h

atkan untuk

ruh ukuran

ksi kondi

mukaannya s

masi ketingg

n media opt

mbuhan fun

por & nutrie

I.15. (a) Me(www

kan analisa

anisme nitri

k jauh ber

tik mikroor

                      Design Treatinripan berdasar

yang berkait

dam aerobik

dan tenggel

hasil penelit

media yang

media pada

isi permu

secara ultra

gian media

timum untuk

ngi pada per

en) (Hendric

edia Reaktor.envicon.ne

DGGE3 (

ifikasi antar

rbeda. Kara

rganisme y

                  ng Identical Wr kemungkinan

34

tan dengan

k) adalah:

lam untuk B

tian ini did

g terapung.

a efisiensi B

ukaan me

astruktural (

(Osorio &

k reaktor BA

rmukaan m

ckx et. al., 2

r ASFF (BIet) (b) Medi

(Rowan et

ra reaktor t

akteristik b

yang ada d

Wastewater, pen dari Raup &

penggunaan

BAF pada k

dapatkan nil

BAF (Moore

edia deng

Harendrana

& Hontoria,

AF antara 0

edia akibat

2002)

OPAC®) daa untuk SLD

al, 2003)

terendam (B

biofilm ten

di dalamnya

erbandingan p& Crick.

n media (un

kondisi uns

lai kinetika

e, et. al., 20

gan akum

ath et. al., 19

2001), yan

0,8 – 1,8 m.

ketidakseim

ari Envicon DM (Wagen

) menunjuk

BAF) denga

ntu sangat

a. Tetapi t

pada penelitian

ntuk berbag

steady (Man

yang lebih

01)

mulasi bio

996)

ng mendap

mbangan nu

ner, 2003)

kkan kerag

an non tere

ditentukan

tidak ada m

n ini menggun

ai

nn et.

h baik

omasa

patkan

utrien

gaman

ndam

oleh

model

nakan

35 

pemeriksaan tersedia untuk mencari hubungan antara spesies mikroorganisme

dengan karakteristik biofilm. Hanya dapat disimpulkan ada dua tipe biofilm, yaitu

dense film dan filamentous film (Henze et al, 1997). Contoh Citra permukaan

biofilm ditunjukkan pada Gambar II.16.

Gambar II.16. Beberapa tipe mikroorganisme yang tumbuh di permukaan reaktor (www.socialfiction.org)

Kesulitan utama di dalam karakterisasi organsime biofilm adalah secara umum

organisme ini tidak dapat dikulturkan dengan metode konvensional (Wagner et

al., 1993 di dalam Wingender & Flemming, 2001). Problem ini dapat diatasi

dengan penggunaan fluorescently labeled gene probes yang dikombinasikan

dengan CSLM (Confocal Laser Scanning Microscopy), membentuk struktur

fungsional tiga dimensi dari organisme (Wagner et al., 1994 di dalam Wingender

& Flemming, 2001).

II.3.7 Aplikasi Reaktor terendam aerobik

Aplikasi reaktor terendam aerobik di dalam pengolahan air buangan cukup luas.

Beberapa aplikasi utama reaktor ini di dalam pengolahan air limbah adalah:

36 

1. Sebagai pengolahan biologis pada sistem pengolahan limbah terdesentralisasi

untuk limbah domestik dengan beban 4-8000 PE (Schulz, 2001; Wang et. al,

2006) atau kurang dari 5000 PE (Gray, 2004). Pengolahan ini terutama

bertujuan untuk menurunkan bahan organik (Pedros, et. al., 2007; Hamoda &

Al-Ghusain, 1998; Mann & Stephenson, 1997).

2. Sebagai pengolahan pendahuluan untuk limbah industri (Schulz, 2001),

khususnya di industri pemrosesan makanan, pewarnaan karpet, dan farmasi

(Gray, 2004)

3. Sebagai nutrien untuk nitrifikasi-dentrifikasi (Farabegoli et. al., 2004a; Galvez

et. al., 2003; Rother et. al., 2002; Villaverde et. al., 2000; Gilmore, et. al.,

1999) menyangkut mikrobiologi yang berperan di dalam nitrifikasi-

denitrifikasi (Rowan, et. al., 2003; FDZ-Polanco, 2000; Rahmani, et. al.,

1995), penyisihan fosfat (Clark et. al., 1997), dan penyisihan fosfor biologis-

denitrifikasi (Lee et. al., 2005, Tay et. al., 2003)

Beberapa produsen atau pabrikan pengolahan air buangan memproduksi reaktor

terendam aerobik dalam bentuk paket. Beberapa produsen tersebut adalah

Degremont, OTV, dan Stereau. Perbandingan yang cukup lengkap teknologi

pengolahan dengan prinsip BAF ini, terutama dalam aplikasinya di Perancis,

dapat dibaca lebih lanjut pada Constance (2003). Sedangkan dua contoh reaktor

terendam aerobik (BAF) dalam bentuk paket akan dijelasakan pada sub bab

berikut ini.

II.3.7.1 Biofor®

Reaktor biofor dikembangkan oleh Degreemont, Perancis, dan telah dipasang di

lebih dari 100 tempat di Eropa dan Amerika utara (Ninassi, 1998 di dalam Metcalf

& Eddy, 2003). Aliran di dalam reaktor ini adalah aliran ke atas, dengan ketebalan

media 2-4 m. Media yang digunakan adalah Biolite®, yang merupakan media clay

dengan densitas >1g/cm3 dan ukuran 2-4 mm. Pencucian dilakukan minimal

sekali dalam sehari dengan laju 10-30 m/jam.

Skema rea

direkomen

Gambar II

Tabel II.6

PPenyisNitrifiDenitrPenyis

II.3.7.2 B

Proses Bi

OTV, me

permukaan

mempuny

m.

Reaktor B

nitrifikasi,

aktor Biofo

ndasikan da

I.17. Biofor

6. Beban ope

Pengolahansihan karboikasi rifikasi sihan Fosfo

Biostyr®

ostyr® men

enggunakan

n spesifik

yai densitas

Biostyr® da

, nitrifikasi

or® dapat di

apat dilihat p

r® (www.de

erasional B

n on

or

nggunakan

n media po

sampai 10

lebih kecil

apat diguna

tingkat ket

37

ilihat pada

pada Tabel

epweb.state

iofor® yang

Beban (/m10 kg C

1.5 kg N>4 kg N

0.4 kg

proses alira

olistirene d

000 m2/m3

daripada air

akan untuk

tiga, dan po

Gambar II

II.6.

.pa.us)

g direkomen

m3.hari) COD

N-NH4+

N-NO3 g TP

an naik (up

dengan dia

(Metcalf &

r. Ketebalan

k penyisiha

osdenitrifika

.17, sedang

ndasikan (Pu

Laju (m

pflow), dike

ameter 2-4

& Eddy, 20

n lapisan m

n BOD, k

asi. Skema

gkan beban

ujol et al., 1

m3/m2/jam6

10 14 11

embangkan

mm, dan

003). Medi

edia antara

kombinasi B

reaktor Bio

yang

1994)

)

n oleh

luas

ia ini

1.5-3

BOD-

ostyr®

38 

dapat dilihat pada Gambar II.18, dan tipikal desain beban untuk proses Biostyr®

ditunjukkan pada Tabel II.7.

Gambar II.18 Biostyr® (www.stowa-selectedtechnologies.nl)

Tabel II.7. Tipikal desain beban untuk proses Biostyr® (Metcalf & Eddy, 2003)

Aplikasi Unit Nilai BOD saja kg COD/m3.hari 8-10 Penyisihan BOD dan Nitrifikasi kg COD/m3.hari 4-5 Nitrifikasi tahap ketiga kg N/m3.hari 1.0-1.7

II.4 Kinetika di dalam reaktor Biofilm

Tinjauan kinetika di dalam reaktor biofilm dapat didasarkan pada:

1. Tipe aliran reaktor yang digunakan: batch atau kontinyu. Sedangkan untuk

reaktor kontinyu dapat berupa plug flow reactor (PFR) atau complete mixed

biofilm reactor (CMBR) (Rittman & McCarty, 2001; Benefield & Randall,

1980)

2. Kondisi biofilm yang ada di dalam reaktor, apakah dalam kondisi steady state

biofilm atau non steady state biofilm (Rittman & McCarty, 2001)

3. Orde reaksi yang terjadi. Secara umum orde reaksi yang terjadi di dalam

reaktor biofilm adalah kinetika orde reaksi ke-0, 1, atau ½ (Henze, et. al., 1997;

Benefield & Randall, 1980)

39 

xx + dx

z

z + dz

Sb

Ss

L 0

x

4. Tinjauan reaksi-reaksi yang terjadi di dalam reaktor biofilm: tinjauan makro

(empiris) atau mikro (mekanistik) (Metcalf & Eddy, 2003; Mann &

Stephenson, 1997).

Berdasarkan tinjauan di atas, maka secara umum pendekatan No. 1 dan 3

termasuk dalam pendekatan empiris, sedangkan pendekatan No. 2 termasuk di

dalam pendekatan mekanistik.Penjelasan untuk tinjauan mekanistik dan empiris

berikut ini diambil dari Mann & Stephenson (1997).

Pendekatan mekanistik adalah pendekatan yang kompleks, karena banyaknya

variabel yang terlibat di dalam tinjauan tersebut. Sebagaimana ditunjukkan pada

Gambar II.6 komponen yang saling berinteraksi adalah komponen terlarut

(soluble berupa substrat dan nutrien yang terdapat di dalam air yang akan diolah),

komponen tidak terlarut (biofilm) serta komponen aliran fluida.

Gambar II.19 menunjukkan analisis yang umum secara mekanistik penurunan

substrat di dalam biofilm, meskipun bidang planar yang ditunjukkan pada gambar

tersebut tidak tepat berdasarkan obsevasi yang ada (Metcalf & Eddy, 2003).

Gambar II.19. Analisis konsentrasi Substrat di dalam biofilm (Metcalf & Eddy, 2003)

40 

Variabel-variabel pada Gambar II.7 saling terkait, sehingga untuk mendapatkan

gambaran yang utuh tentang fenomena kinetika yang terjadi. Parameter yang

paling sulit diperhitungkan adalah ketebalan biofilm dan distribusinya. Adanya

berbagai kesulitan-kesulitan ini menyebabkan beberapa asumsi-asumsi

penyederhanaan harus dibuat. Adanya kesulitan-kesulitan ini, menyebabkan

model mekanistik lebih cocok hal-hal yang bersifat toritis dibandingkan dengan

keperluan praktis. Pendekatan mekanistik akan dijelaskan lebih lanjut pada sub

bab pemodelan biofilm.

Kontras dengan pendekatan mekanistik, pendekatan empiris menitikberatkan

tinjauan pada perbandingan variabel input dan output reaktor. Variabel ini antara

lain adalah beban hidrolis dan organik terhadap laju penyisihan bahan organik dan

nutrien. Dengan hanya membandingkan kondisi input dan output maka asumsi-

asumsi penyederhanaan tidak perlu digunakan. Sehingga secara praktis

pendekatan empiris dapat digunakan sebagai alat desain untuk reaktor bofilm.

Contoh persamaan empiris untuk mencari konstanta laju reaksi pada reaktor BAF

ditunjukkan pada persamaan II.1. (Mann dan Stephenson, 1997). Penurunan dan

pencarian konstanta pada persamaan ini dapat dilihat pada Lampiran 1.

ln … … … … … … … . II. 7

dengan:

S/S0 = fraksi penyisihan SCOD

H = ketinggian reaktor, L

k* = konstanta laju reaksi

Q = debit pengolahan, L3.T-1

A = luas permukaan raktor, L2

n = konstanta spesifik reaktor

Persamaan II.4 menggunakan pendekatan orde ke-1 untuk reaktor biofilm yang

mirip dengan pendekatan yang digunakan Eckenfelder untuk Trickling Filter

41 

(Benefield & Randall, 1980). Beberapa nilai konstanta kinetika untuk reaktor

biological aerated filter, ditunjukkan pada Tabel II.8.

Model lain yang serupa adalah model semi-empiris (Kincannon dan Stover, 1982

di dalam Hamoda dan Al-Ghusain, 1998; Siebel, 1992). Model ini memadukan

pendekatan empiris dengan koefisien biokinetik yang ada, seperti pada kinetika

Monod. Persamaan dari Kincannon dan Stover (1982) di dalam Hamoda dan Al

Ghusain (1998) ditunjukkan pada persamaan II.2, sedangkan beberapa nilai

konstanta untuk reaktor ASFFR ditunjukkan pada Tabel II.9.

1

.. .

1 … … … … … … . II. 8

dengan,

μmax = laju penyisihan substrat maksimum, g.hari-1.m2

Kp = konstanta proporsional, g.hari-1.m2

Tabel II.8 Kinetika untuk Reaktor BAF dengan pendekatan persamaan empiris

No. Sumber Jenis Limbah Parameter

Parameter Keterangan

k* n media q (m3.m2.hari-1)

1. Wang et al., 2006

Buatan (sukrosa)

SCOD 44 0,7103 Lava 9.17 38 0,6668 Expanded

Clay 41,7 0,3984 Lava

15.59 35,6 0,3940

Expanded Clay

36,5 0,2134 Lava 22.01

31,5 0,2117 Expanded Clay

2 Mann & Stephenson, 1997

Limbah domestik

SCOD 33 0.92

Sunken media

9.24 - 18.47 55 1.13

Floating media

42 

Tabel II.9 Kinetika untuk Reaktor ASFFR dengan pendekatan semi empiris

No. Sumber Jenis Limbah

Parameter

Parameter Jenis media μmax

g/d.m2 Kp

1 g/d.m2

1 Hamoda & Al-Ghusain, 1998

Domestik Organik (COD)

188 185 Keramik

Organik (BOD)

787 808 Keramik

2. Hamoda, 1995 di dalam Hamoda & Al-Ghusain, 1998

Buatan (Sukrosa)

Organik (COD)

522 676

1 Kp = konstanta proporsionalitas

Pendekatan model semi empiris yang lain adalah dari Henze et al (1997) yang

mendasarkan modelnya pada faktor-faktor pembatas yang terlibat. Untuk media

biofilter yang diketahui, analisa pada kinetika filter proses dapat dijabarkan di

dalam dua tahap, seperti yang ditunjukkan pada Gambar II.20 (Henze, et. al.,

1997).

Gambar II.20. Kinetika Biofilm (Henze, et. al., 1997)

Penyisihan pada biofilm sendiri diasumsikan pada orde ke- 0

Faktor pembatas yang potensial

Oksigen sebagai faktor pembatas

Bahan organik sebagai faktor pembatas

Penggunaan Biofilm Penggunaan Biofilm

Proses dengan orde setengah untuk oksigen

Proses dengan

orde ke-0

Proses dengan orde setengah untuk materi

organik

Proses dengan

orde ke-0

43 

Skema ini berdasarkan pada penyisihan biologis hampir selalu merupakan proses

reduksi-oksidasi (redoks). Di dalam proses aerobik, oksigen berperan sebagai

oksidan (elektron akseptor, penerima elektron) dan bahan organik berperan

sebagai reduktan (elektron donor, pemberi elektron). Sehingga oksigen atau bahan

organik dapat berperan sebagai faktor pembatas.

Penyisihan reduktan dikontrol oleh penetrasi oksidan. Reduktan dapat saja ada di

biofilm, tetapi tidak dapat disisihkan untuk x>x1 oleh karena ketiadaan oksidan.

II.5 Pemodelan Biofilm

Model matematik bertujuan untuk simplifikasi proses di alam, alat untuk

memecahkan masalah dengan kondisi-kondisi yang dapat dibayangkan, serta

sebagai suatu prediksi. Ada beberapa tahapan di dalam pemodelan, tetapi dua

pokok adalah pembangunan model dan verifikasi dan kalibrasi model yang telah

dibuat. Pemodelan untuk biofilm digunakan untuk memahami prinsip-prinsip

dasar untuk menentukan pembentukan biofilm, komposisi, struktur, dan fungsi

biofilm (Noguera, et. al., 1999; Wanner, et. al., 2006).

Selama hampir 30 tahun model matematika telah digunakan untuk memahami

proses yang ada di dalam mikrobial biofilm. Perkembangan tersebut secara

singkat adalah sebagai berikut (Noguera, et. al, 1999; Xavier, et. al, 2005):

1. Model 1 Dimensi (1D) transport massa dan transformasi biokimia, dimana

proses di dalam biofilm dianggap sebagai uniform-steady state film yang berisi

satu tipe mikroorganisme. Model ini dikembangkan sekitar tahun 70-an

2. Model 1D transport massa dan transformasi biokimia dengan mengunakan

model dinamik multisubstrat dan multispesies biofilm. Kekurangan model ini

adalah ketidakmampuan untuk menunjukkan karakteristik heterogenitas

struktural yang ditunjukkan dari hasil observasi

3. Model 2D dan 3D, yang tidak hanya menunjukkan tidak hanya transport

massa dan transformasi, tetapi juga hidrodinamik dan dinamika populasi

44 

Contoh perbandingan model 1D steady-state, model 1D dinamik, dan model 2D

ditunjukkan pada Gambar II.21.

Gambar II.21. Perbandingan model biofilm (a) 1D steady-state (b) model 1D dinamik (b) dan (c) model 2D

Sebagian besar pemodelan di dalam biofilm digunakan untuk keperluan penelitian

saja. Sedangkan untuk aplikasi desain pada skala operasi penuh masih jauh dari

level penerimaan seperti pada model yang lain, misalnya saja Model lumpur aktif

dari IAWQ (Noguera, et. al., 1999).

Keterbatasan pada desain berkaitan dengan biofilm merupakan kombinasi dari

faktor-faktor sebagai berikut:

1. Model biofilm diterima sebagai sesuatu yang rumit secara matematika

2. Simplifikasi dan asumsi yang digunakan di dalam Model 1D tidak didukung

oleh hasil observasi eksperimen.

3. Terlalu banyak fenomena yang tidak diperhitungkan, seperti keberadaan

substrat partikulat, aktivitas organisme dengan level lebih tinggi, serta peran

produksi dari EPS (Eksopolymeric Substance)

45 

4. Ada kekurangpercayaan secara umum tentang kapabilitas model untuk

menghasilkan prediksi yang akurat

5. Parameter yang digunakan di dalam model biofilm seringkali sulit untuk

diperkirakan

Oleh karena di dalam Penelitian ini pemodelan biofilm bukan merupakan bagian

utama, penjelasan hanya menyinggung salah satu contoh pendekatan model tunak

1D dari Rittman. Sedangkan penjelasan lebih komprehensif perkembangan model

matematika untuk biofilm dapat dibaca pada Wanner et al (2006).

Pendekatan mekanistik paling awal untuk menjelaskan fenomena yang terjadi di

dalam biofilm adalah model tunak 1D dari Rittman dan McCarty (Rittman &

McCarty, 2001). Pada kondisi tunak, ini maka tiga kondisi yang diasumsikan

dalam kondisi tunak adalah:

1. Kesetimbangan Massa substrat di dalam biofilm

0 … … … … … … … … … … … II. 9

kondisi batas yang diperlukan adalah

a. Tidak ada flux ke dalam lapisan substratum

0 … … … … … … … … . . II. 10

b. Antarmuka (interface) biofilm dan air

dengan:

Df = Koefisien difusi molekuler substrat di dalam biofilm

Sf = Konsentrasi substrat pada titik tinjauan di dalam biofilm

Xf = Densitas biomassa aktif di dalam biofilm

z = Ketebalan biofilm

= laju maksimum penggunaan substrat spesifik

46 

2. Transport massa eksternal dari bulk liquid ke lapisan terluar biofilm. Transport

eksternal ini dapat dijelaskan dengan

………. II.11

dengan:

J = Fluks substrat ke dalam biofilm

S,Ss = Konsentrasi substrat di fase cair dan bidang antarmuka biofilm/liquid

3. Kondisi Biofilm

Kondisi tunak biofilm adalah kondisi dimana laju pertumbuhan biomasa per

unit area (YJ) sama dengan laju kehilangan biomasa per unit area (b’, XfLf),

atau dirumuskan dengan persamaan

0 ′ ……………. II.12

Penyelesaian ketiga persamaan di atas dapat dilakukan dengan pendekatan

analitis, pseudo analitis dan teknik faktor keefektifan (Grady & Lim, 1998).

Penyelesaian secara analitis hanya dapat dilakukan dengan metode numerik,

terutama berkaitan dengan persamaan II.1. Penyelesaian lebih lanjut dengan

metode pseudo analitis dan teknik faktor keefektifan dapat dibaca pada Grady &

Lim (1998).

Pada bagian awal (sub bab perbandingan biofilm dan media tersuspensi dan sub

bab kinetika biofilm) telah disebutkan bahwa adanya faktor difusi terbatas akan

menyebabkan substrat menjadi faktor pembatas di dalam reaksi. Metode

sederhana untuk mengkaji ini berasal dari Williamson & McCarty (1976) (Metcalf

& Eddy, 2003), menggunakan apa yang disebut sebagai surface flux substrate

limitation dan dirumuskan dengan persamaan berikut ini.

… … … … . . II. 13

… … … … … … II. 14

47 

dengan:

vd = koefisien molar reaksi stoikiometri untuk elektron donor, mol

va = koefisien molar reaksi stoikiometri untuk elektron akseptor, mol

Sba = konsentrasi substrat elektron akseptor pada bulk liquid, mg/l

Sbd = konsentrasi substrat elektron donor pada bulk liquid, mg/l

Dwd = koefisien difusivitas elektron donor di dalam air, cm2/d

Dwa = koefisien difusivitas elektron akseptor di dalam air, cm2/d

mwa = berat molekul elektron akseptor, g

mwd = berat molekul elektron donor, g

II.6 Resume Tinjauan Literatur

Dari tinjauan literatur di atas, maka beberapa hal yang penting apabila dikaitkan

dengan permasalahan di Bab I adalah:

1. Karakteristik greywater berbeda dari tempat ke tempat dan berfluktuasi

menurut waktu. Pada kondisi di Indonesia konsentrasi COD greywater

berkisar 300 mg/l

2. Penggunaan pengudaraan artifisial pada reaktor biofilm aerobik berpotensi

untuk memperbaiki kinerja reaktor

3. Penggunaan model kinetika secara empiris lebih praktis dan sederhana di

dalam mengevaluasi kinerja reaktor biofilm

4. Pengaruh pengudaraan yang tidak dilakukan secara menerus terhadap kinerja

reaktor belum tergambarkan dengan jelas

Oleh karena itu menjadi penting untuk meninjau lebih lanjut dampak pengudaraan

tidak menerus pada kinerja reaktor terendam aerobik.