BIO-Energy

Bioalkohol

            Bioalkohol, terutama bioethanol, merupakan bioenergi yang saat ini banyak diproduksi. Saat ini bioethanol sudah banyak yang memproduksi dengan skala home industry. Penggunaannya pun sudah beragam, mulai keperluan memasak yang dibuktikan dengan dikembangkannya kompor khusus bioethanol dan juga sudah banyak inovasi mengenai penggunaan bioethanol sebagai campuran bahan bakar kendaraan bermotor.

            Produksi bioethanol yang saat ini kebanyakan menggunakan bahan dasar berupa pati, menimbulkan permasalahan tertentu. Pati yang merupakan cadangan makanan tumbuhan, merupakan bagian yang digunakan oleh manusia maupaun hewan sebagai sumber makanan. Dengan penggunaan pati sebagai bahan dasar produksi bioethanol, dikhawatirkan akan mengganggu stabilitas pangan, terutama jika dilakukan produksi bioethanol secara besar-besaran yang otomatis penggunaan pati untuk produksi bioethanol juga semakin besar. Jika hal ini dilakukan maka akan mengakibatkan stabilitas pangan karena adanya pembagian fungsi lahan pertanian, yaitu memproduksi bahan pangan dan memproduksi bahan dasar bioethanol.

            Permasalahan mengenai stabilitas pangan mungkin saja tidak terjadi jika dilakukan perluasan lahan pertanian. Perluasan lahan pertanian ini bertujuan agar tidak terbaginya lahan pertanian penghasil bahan pangan. Akan tetapi perluasan lahan pertanian otomatis akan meningkatkan kebutuhan lahan. Pembukaan lahan pertanian tidak mungkin menggusur pemukiman, yang paling mungkin dilakukan adalah dengan membuka lahan baru dengan membabat hutan. Pembabatan hutan ini akan berdampak buruk bagi ekosistem dan juga menjadi faktor penyebab global warming.

            Permasalahan mengenai stabilitas pangan dan lahan mungkin tidak berlaku untuk bioethanol generasi kedua. Bioethanol generasi kedua ini memanfaatkan limbah lignoselulosa yang bukan merupakan bahan pangan, misalnya jerami padi. Pemanfaatan limbah lignoselulosa juga tidak menimbulkan permasalahan lahan karena tidak perlu perluasan lahan untuk produksi lignoselulosa karena hanya memanfaatkan limbah pertanian yang tidak digunakan.

Permasalahan untuk bioethanol generasi kedua terletak pada produksinya. Pengolahan lignoselulosa agar menjadi ethanol jauh lebih rumit daripada pengolahan pati. Proses pengolahan limbah jerami menjadi ethanol lebih panjang daripada pengolahan bahan baku yang mengandung pati ( amilum ). Hal ini dikarenakan pada biomassa selulosa terdapat lignin dan hemiselulosa yang melapisi selulosa. Produksi bioethanol yang berasal dari biomassa lignoselulosa disebut sebagai bioethanol generasi kedua ( Tan et all, 2008 ). Sebelum proses fermentasi yang mengubah glukosa menjadi ethanol, limbah jerami harus melewati dua tahap tambahan yang memecah lapisan lignin dan selulosa serta tahap yang memecah ikatan selulosa sehingga menjadi glukosa. Tahapan tambahan tersebut disebut tahap pretreatment dan tahap hidrolisis. Di Indonesia, produksi bioethanol generasi kedua ini masih sangat jarang.

            Pada proses produksi bioethanol, baik generasi pertama maupun kedua, terdapat tahap destilasi dan evaporasi. Tahap ini bertujuan untuk memurnikan ethanol menjadi lebih dari 95%. Agar dapat digunakan sebagi bahan bakar maka hasil fermentasi yang menghasilkan 40% harus melewati proses destilasi untuk memisahkan alkohol dengan air kemudian diembunkan sekali (evaporasi) (Nurdyastuti, tanpa tahun). Pada tahap ini diperlukan suhu yang tinggi untuk menguapkan dan meisahkan alkohol dengan bahan lainnya. Untuk memanaskan otomatis diperlukan energi dalam jumlah yang tidak sedikit. Penggunaan energi juga menjadi masalah. Jika pemanasan dilakukan secara manual menggunakan api maka akan turut menyumbang gas rumah kaca.

            Penggunaan bioethanol sebagai sumber energi juga menjadi sedikit masalah. Karena hasil pembakaran ethanol akan menghasilkan gas CO₂ yang merupakan salah satu gas rumah kaca penyebab global warming.

            Saat ini di Indonesia penggunaan dan produksi bioethanol yang umum adalah bioethanol generasi pertama. Jika dilakukan pengembangan produksi bioethanol generasi pertama maka akan berdampak buruk pada stabilitas pangan dan pengurangan lahan hutan. Sedangkan produksi bioethanol generasi kedua masih belum banyak dilakukan karena proses yang lebih rumit. Tahap destilasi dari produksi bioethanol dan hasil pembakaran bioethanol yang menghasilkan CO₂ juga menjadi masalah tersendiri. 

Biodiesel

            Biodiesel merupakan bahan bakar yang berasal dari minyak nabati. Minyak nabati ini bisa berasal dari minyak jarak, minyak kelapa sawit, atau minyak lainnya. Biodiesel yang sekarang sudah banyak diproduksi adalah yang berasal dari minyak jarak. Penggunaan biodiesel ini bisa digunakan sebagai bahan bakar mesin diesel.

            Produksi biodiesel yang berasal dari minyak nabati ini melalui proses yang cukup rumit. Proses tersebut mencakup ekstraksi, esterifikasi dan destilasi. Dengan proses produksi yang rumit ini menjadi kekurangan dari biodiesel sebagai bioenergi. Selain itu, karena ekstraksi bertujuan mengambil minyak atau asam lemak dari bahan nabati, maka ototmatis bagian yang bisa dimanfaatkan untuk diolah menjadi biodiesel sangat sedikit. Tidak semua bagian bahan nabati digunakan. Hal ini dikarenakan kandungan metabolit sekunder berupa minyak kandungannya sangat sedikit dalam buah. Sehingga diperlukan sangat banyak bahan baku untuk mendapatkan sejumlah minyak untuk diolah menjadi biodiesel. Untuk menyediakan bahan baku dalam jumlah banyak otomatis diperlukan lahan yang luas untuk memproduksi bahan bakunya sehingga akan menimbulkan masalah baru di bidang pembukaan lahan pertanian baru.

            Pemanfaatan biodiesel yang terbatas pada mesin diesel, merupakan salah satu kekurangan dari biodiesel. Hal ini dikarenakan biodiesel tida bisa digunakan sebagai sumber energi lain selain transportasi atau mesin diesel. Sedangkan seperti yang kita ketahui, kebutuhan akan bioenergi tidak hanya digunakan untuk faktor transportasi saja.

            Biodiesel yang merupakan metil ester jika mengalami pembakaran akan menghasilkan CO₂. Seperti yang kita ketahui CO₂ merupakan salah satu gas rumah kaca yang berkontribusi dalam global warming. Sehingga dengan semakin banyaknya pemakaian biodiesel sebagai bahan bakar ototmatis juga menyumbangkan gas rumah kaca yang berakibat pada global warming. 

Biogas

            Biogas merupakan gas yang dihasilkan pada pemecahan biomassa secara anaeorbik oleh bakteri-bakteri. Proses produksinya diperlukan instalasi tertentu yang mampu menampung biomassa dan tertutpup sehingga dapat dipecah secara anaerob oleh bakteri. Proses pemecahan menghasilkan gas metan (CH₄) sebesar 55-65% dan kemudian diikuti oleh Karbondioksida (CO₂) sebesar 35-45%, selain itu juga mengandung Nitrogen (N₂) sebesar   0-3%, Hidrogen (H₂) sebesar 0-1%, Hidrogen Sulfida (H₂S) sebesar 0-1% (El Haq dan Soedjono, 2011). Gas metan inilah yang diharapkan pada produksi biogas.

            Beberapa kelemahan dari biogas yaitu berwujud gas sehingga memiliki sifat mobilitas yang kurang. Sehingga jika produksi yang dilakukan oleh suatu kampung, proses distribusinya tidak bisa terlalu jauh. Atau distribusi dilakukan dengan menggunakan saluran pipa dimana semakin jauh jangkauan distribusi maka diperlukan infrastruktur yang lebih memadai pula. Diperlukan pengubahan wujud menjadi cair terlebih dahulu agar mobilitas menjadi lebih mudah.

            Kandungan gas yang kompleks menjadi kekurangan tersendiri dari bagi pemanfaatan biogas. Kandungan dari biogas yang mengalami pembakaran yaitu metan dan hidrogen sedangkan gas lainnya menjadi faktor pengganggu dalam pembakaran. Hasil pembakaran metan yang berupa CO₂ merupakan salah satu gas rumah kaca penyebab pemanasan global sehingga secara tidak langsung pemakaian biogas juga berkontribusi pada pemanasan global. Sedangkan pembakaran hidrogen akan menghasilkan uap air yang bukan gas rumah kaca.

            Pemanfaatan biogas juga masih belum terdiferensiasi. Penggunaan biogas terutama untuk memenuhi kebutuhan energi untuk dapur. Sedangkan kebutuhan manusia tidak hanya meliputi energi untuk dapu tetapi juga transportasi dan lainnya. Pengolahan lebih lanjut diperlukan untuk memanfaatkan biogas sebagai sumber listrik. Akan tetapi kelemahan yang paling utama yaitu teknologi transportasi yang sekarang tidak dikembangkan ke arah dimana biogas dijadikan sebagai bahan bakarnya.

            Dengan keterbatasan dan kekurangan dari biogas maka biogas kurang sesuai jika dikembangkan menjadi advance biofuel yang bisa memenuhi kebutuhan sumber energi manusia di segala bidang dan aman terhadap kesehatan manusia dan lingkungan. Pengembangan lebih lanjut mengnai biogas lebih menjanjikan daripada bentuk bioenergi lain.

Advance Biofuel

            Dari uraian mengenai biogas diungkapkan bahwa terdapat salah satu penyusun dari biogas yaitu unsur hidrogen (H₂). H₂ merupakan salah satu biogas yang efektif dan efisien sebagai sumber energi alternatif karena menghasilkan energi yang besar pada saat pembakaran (Miyamoto, 1997) dan tidak menyisakan gas rumah kaca seperti CO ataupun CO₂ (Hansel, 1998).

            Salah satu kelebihan dari biohidrogen ini yaitu energi yang dihasilkan pada proses pembakarannya sangat besar, yaitu sebesar 118,7 kJ/g. Energi yang dihasilkan tersebut empat kali lebih besar daripada etanol dan dua kali lebih besar daripada metan (Waites et a.,2001). Dengan energi besar yang dihasilkan maka biohidrogen ini sangat berpotensi untuk dikembangkan lebih lanjut dan diproduksi dengan skala besar.

            Selain energi yang dhasilkan dari pembakaran yang sangat besar, kelebihan lainnya dari biohidrogen yaitu sisa hasil pembakarannya berupa uap air (H₂O) (Waites  et al., 2001). Sisa pembakaran yang tidak menghasilkan gas rumah kaca sehingga tidak berkontribusi dalam pemanas dian global.

            Teknologi pemanfaatan biohidrogen sebagai sumber energi juga lebih banyak dikembangkan. Baik sektor transportasi maupun sektor rumah tangga. Sehingga pemanfaatan dan pemakaian biohidrogen bisa mencakup segala kebutuhan manusia.

            Biohidrogen memeliki banyak kelebihan yaitu tidak menghasilkan gas rumah kaca sebagai sisa pembakaran, mengahasilkan energi yang lebih besar daripada etanol dan metan, serta pemakaian yang luas sebagai sumber energi. Dengan melihat kelebihan tersebut maka biohidrogen seharusnya dikembangkan dan diproduksi besar-besaran. Biohidrogen sudah memenuhi kriteria advance biofuel yang ramah lingkunngan dan tidak membahayakan kesehatan manusia.

Solidifikasi Limbah

Pembuangan limbah padat menjadi isu utama  dikarenakan potensinya untuk mengkontaminasi air permukaan dan air tanah dengan kontaminan berupa arsenik, boron, logam berat, anion sulfat, dsb. Pengolahan yang aman terhadap limbah padat dengan mengutamakan perlindungan terhadap pencemaran air permukaan dan air tanah merupakan hal penting (Marinkovic et al., 2003).

Solidifikasi/stabilisasi merupakan teknik yang secara luas diterapkan untu remediasi limbah yang mengandung konstituen berbahaya. Pengolahan ini mencegah migrasi/penyebaran konstituen berbahaya ke lingkungan. Solidifikasi (transformasi lumpur semi-liquid menjadi bentuk solid/padat) mengarah pada perubahan karakteristik fisik limbah. Pengolahan ini mencakup peningkatan kekuatan kompresi, penurunan permeabilitas, dan enkapsulasi konstituen berbahaya (Marinkovic et al., 2003). Pengolahan limbah secara solidifikasi dapat diterapkan pada berbagai bentuk limbah, yaitu lumpur, solid, liquid, drainase tambang, dan pupuk. Solidifikasi digunakan untuk mengubah limbah menjadi bentuk fisik yang sesuai dan tahan yang lebih kompatibel untuk penyimpanan, landfill, atau reuse yaitu bentuk padat yang memiliki interitas tinggi. Bentuk ini dapat diperoleh dengan atau tanpa fiksasi kimiawi (Goni et al., 2009; Meegoda et al., 2003; Mater et al., 2006; Mijno et al., 2007, Jun et al., 2005). Solidifikasi menciptakan barrier antara komponen limbah dan lingkungan dengan mereduksi permeabilitas limbah danatau mengurangi luas area permukaan yang efektif untuk difusi (Meegoda et al., 2003). Penelitian dari Andres et al. (2009) menyebutkan bahwa anhydrite dapat mengimobilisasi logam berat pada sludge yang mengandung logam berat sebanyak 90% sehingga aman untuk landfill.

Salah satu bahan yang digunakan dalam solidifikasi limbah adalah fly ash. Penambahan fly ash dapat meningkatkan kekuatan ikatan pada limbah, workability, buffering capacity, dan heavy metal leachability. Penambahan fly ash secara efektif mengimobilisasi tiga jenis logam berat Pb, Cr³⁺, dan Cr⁶⁺. Imobilisasi tetap terjadi secara efektif walaupun pH pada saat penambahan bersifat asam atau basa (Dermatas dan Meng, 2003). Pada penelitian yang dilakukan oleh Marinkovic et al. (2003), solidifikasi dapat dilakukan dengan menggunakan fly ash-FGD gypsum-lime-water  dan fly ash-calcined FGD gypsum dapat digunakan sebagai proses solidifikasi. Sistem ini meningkatkan kekuatan kompresi (0.34 MPa). Pada limbah yang mengandung kromium dibawah batas yang ditentukan EPA, rasio komposisi limbah dengan fly ash tidak berpengaruh secara signifikan (Parsal et al.,  1996). Teknik ini menghasilkan limbah yang tersolidifikasi sehingga menghindarkan penyebaran konstituen pada air permukaan atau air tanah. Karbonasi dengan menggunakan fly ash dan kapur juga efektif dalam solidifikasi limbah organik dan inorganik (Swarnalatha et al., 2006). Penelitian yang dilakukan oleh Arce et al. (2010) membuktikan bahwa karbonasi menggunakan fly ash menghasilkan stabilisasi Ba yang efektif, sedangkan untuk Cl^-, SO₄^2-, dan F^- karbonasi dengan fly ash dapat mensolidifikasi setengah dari kandungannya pada limbah, dan untuk DOC (dissolved organic carbon) memerlukan waktu retensi yang lama untuk mengoptimalkan solidifikasi. Selain itu fly ash juga dapat digunakan pada solidifikasi dengan teknik geopolimer. Penelitian solidifikasi dengan menggunakan fly ash dengan teknik geoplimerisasi telah dilakukan oleh Galiano et al. (2011) dengan menggunakan reagen yaitu sodiumhydroxide, potassiumhydroxide, sodiumsilicate, potassium silicate, kaolin, metakaolin dan ground blast furnace slag. Penelitian ini dilakukan pada limbah yang mengandung logam berat yaitu Pb, Cd, Cr, Zn, dan Ba dengan hasilnya solidifikasi yaitu kekuatan kompresi mencapai 1-9 MPa sehingga imobilisasi logam berat sangan efektif.

Cement based technology merupakan salah satu taknik dari solidifikasi yang menggunakan batu kapur, tanah liat, atau materi silika  yang dicampur pada suhu tinggi (Meegoda et al., 2003). Salah satu contoh penerapan teknik ini yaitu dalam pengolahan limbah yang mengandung logam berat seperti penelitian yang telah dilakukan oleh Anastasiadou et al. (2012) yang menggunakan fly ash kemudian dilakukan sementasi. Limbah yang diolah mengandung logam berat Cr, Fe, Ni, Cu, Cd dan Ba. Dengan menggunakan teknik sementasi ini hasilnya aman untuk landfill atau digunakan sebagai material konstruksi karena pengikatan logam berat yang cukup kuat sehingga tidak mudah terlepas ke lingkungan. Penelitian lain yang dilakukan oleh Coz et al. (2009) menunjukkan bahwa pencampuran sodium silicate pada materi semen dapat meningkatkan leachabilitas logam berat terutama Zn, dengan konsentrasi silikat 5-25% menghasilkan leachabilitas yang optimum pada materi semen. Voglar dan Lestan (2010) menyatakan bahwa sementasi dapat diterapkan untuk solidifikasi berbagai jenis logam berat yaitu Cd,  Pb, Zn, Cu, Ni dan As . pada penelitian mereka selanjutnya, Voglar dan Lestan (2011) menyatakan dalam jurnalnya bahwa formula solidifikasi paling efisien yaitu semen kalsium aluminat ditambah dengan acrylic polymer akrimal menghasilkan materi yang dapat mengikat sangat kuat terhadap logam berat antara lain Cd,  Pb, Zn, Cu, Ni dan As sehingga materi tersebut dapat digunakan untuk landfill atau landcover.

Kalsium sangat berperan dalam teknik sementasi, jenis kalsium yang sering digunakan antara lain  Calcium Silicate Hydrate, Calcium Hydroxide, Calcium Sulfoaluminate (Meegoda et al., 2003). Kalsium berperan penting dalam teknik sementasi. Sementasi baik yang menggunakan Portlan cement (PC) atau cement kiln dust (CDK) memanfaatkan ikatan yang terbentuk antara Ca dengan As(III) dan As(V) untuk mengimobilisasi logam arsenit tersebut (Yoon et al., 2010). Penelitian dari Qian et al., (2008)  membuktikan bahwa teknik sementasi dapat mengimobilisasi logam berat, terutama logam berat Zn dan Pb. Pada penelitian ini proses solidifikasi dilakukan dengan menggunakan fly ash dan calcium sulfoaluminate cement matrix sehingga imobilisasi logam berat yang efektif matrix semen. Ketidakadaan kalsium dalam materi dapat menurunkan pengikatan logam berat pada semen, atau yang disebut dengan dekalsifikasi materi semen, dapat menurunkan luasan area pengikatan logam berat (Laforest dan Duchesne, 2007).

Komponen organik pada limbah berpengaruh pada containment dan karakteristik kekuatan pada limbah hasil solidifikasi. Kandungan minyak dan fenol dalam limbah mengganggu kekuatan dan durabilitas sistem pengikatan pada solidifikasi (Minocha et al., 2003). Kandungan bahan organik juga berpengaruh pada lama waktu hidrasi pada semen. Penelitian Zhang et al. (2008) menunjukkan bahwa keberadaan sukrosa dan sorbitol pada limbah yaitu semakin mempercepat hidrasi semen, keberadaan sukrosa atau sorbitol juga mengurangi leachabilitas semen terhadap Pb. Semakin besar kandungan bahan organik (fenol) pada limbah maka dibutuhkan konsentrasi materi semen yang tinggi untuk mendapatkan hasil solidifikasi yang cukup (Vipulanandan dan Krishnan, 1990). Komponen organik ini dapat dihilangkan dengan cara pembakaran pada suhu 800^oC (Swranalatha et al., 2006). Cara lain yaitu dengan menggunakan reactivated carbon yang memiliki daya serap tinggi terhadap fenol (Arafat et al., 1999).

           Tingkat kekerasan materi semen juga berpengaruh pada kemampuan mengimobilisasi logam berat. Sala satu usaha yang dilakukan untuk meningkatkan tingkat kekerasan semen adalh dengan menambahkan 2-chloroaniline yang berfungsi untuk mempermudah penghilangan air dari tanah liat yang merupakan materi semen (Botta et al., 2004). Selain itu materi semen juga harus diperhatikan dalam teknik solidifikasi. Pada penelitian Mohamed dan Gamal (2011) disebutkan bahwa cement kiln dust kurang direkomendasikan untuk solidifikasi karena tidak stabil secara kimiawi yang kemampuan mengikat logam beratnya kurang. Permeabilitas terhadap oksigen juga penting karena menggambarkan kualitas fisik material limbah hasil solidifikasi (Poon et al., 1986).

REFERENSI

Anastasiadou, Kalliopi, Konstantinos Christopoulos, Epameinontas Mousios, Evangelos Gidarakos. 2012. Solidification/stabilization of fly and bottom ash from medical waste incineration facility. Journal of Hazardous Materials 207–208 (2012) 165–170

Andres, A.,  R.  Ibfifiez,  I.  Ortiz,  J.A.  Irabien. 1998. Experimental  study  of the waste binder anhydrite  in the  solidification/stabilization process of heavy metal sludges. Journal  of Hazardous Materials  57 (1998) 155-168

Arafat, Hassan A., Vikram M. Hebatpuria, Hong Sang Rho, Neville G. Pinto, Paul L. Bishop, Relva C. Buchanan. Immobilization of phenol in cement-based solidified/stabilized hazardous wastes using regenerated activated carbon: role of carbon. Journal of Hazardous Materials B70 1999 139–156

Arce, R., B. Galán, A. Coz, A. Andrés, J.R. Viguri. 2010. Stabilization/solidification of an alkyd paint waste by carbonation of waste-lime based formulations. Journal of Hazardous Materials 177 (2010) 428–436

Coz, A., A. Andrés, S. Soriano, J.R. Viguri, M.C. Ruiz, J.A. Irabien. 2009. Influence of commercial and residual sorbents and silicates as additives on the stabilisation/solidification of organic and inorganic industrial waste. Journal of Hazardous Materials 164 (2009) 755–761

Dermatas, Dimitris, Xiaoguang Meng. Utilization of fly ash for stabilization/solidification of heavy metal contaminated soils. Engineering Geology 70 (2003) 377–394

Galiano, Y. Luna, C. Fernández Pereira∗, J. Vale. 2011. Stabilization/solidification of a municipal solid waste incineration residue using fly ash-based geopolymers. Journal of Hazardous Materials 185 (2011) 373–381

Goñi, S., A. Guerrero and  A. Macías. 2009. Stabilization/Solidification Of Municipal Solid Waste In Cemented Matrices. 1st  Spanish National Conference on Advances in Materials Recycling and Eco – Energy Madrid, 12-13  November 2009 S05-5

Jun, Zhang, Wang Jianjun, Yuan Hai and Luo Jiansheng. 2005. Solidification Treatment Of Drilling Waste Water And Mud In West Sichuan Oil/Gas Fields. CNKI:SUN:TRQG.0.2005-11-032

Laforest, Guylaine, Josée Duchesne. 2008. Investigation of stabilization/solidification for treatment of electric arc furnace dust: Dynamic leaching of monolithic specimens. Cement and Concrete Research 37 (2007) 1639–1646

Marinković, Slobodanka, Aleksandra Kostić-Pulek, Svetlana Popov. 2003. Solidification/Stabilization of Power Plants Wastes- Potential Water Pollutants. Faculty of Mining and Geology, the University of Belgrade, Belgrade, Serbia and Montenegro

Mater, L., R.M. Sperb, L.A.S. Madureira, A.P. Rosin, A.X.R. Correa, C.M. Radetski. 2006. Proposal of a sequential treatment methodology for the safe reuse of oil sludge-contaminated soil. Journal of Hazardous Materials B136 (2006) 967–971

Meegoda, Jay N.; A. S. Ezeldin; Hsai-Yang Fang; and Hilary I. Inyang.  2003. Waste Immobilization Technologies. Practice Periodical Of Hazardous, Toxic, And Radioactive Waste Management / January 2003

Mijno, V., F. Martin, J.-C. Bollinger, and L. J. J. Catalan. 2007. Stabilization›Solidification Process Comparison of Synthetic Sludge and Volcanogenic Massive Sulphide Tailings. Trans IChemE, Part B, May 2007

Minocha, A.K., Neeraj Jain, C.L. Verma. 2003. Effect of organic materials on the solidification of heavy metal sludge. Construction and Building Materials 17 (2003) 77–81

Mohamed, Abdel-Mohsen  O., Maisa  M.  El  Gamal. 2011. Solidification of cement kiln dust using sulfur binder. Journal of Hazardous Materials 192 (2011) 576–584

Parsal, Jafar, Stuart H. Munson-McGee, and Robert Steiner. 1996. Stabilization∕Solidification of Hazardous Wastes Using Fly Ash. J. Environ. Eng. 122, 935 (1996); http://dx.doi.org/10.1061/(ASCE)0733-9372(1996)122:10(935)

Poon, C.S.,  A.I.  Clark,  R.  Perry, A.P.  Barker  &  P.  Barnes. 1986. Permeability  study  on  the  cement  based  solidification  process for  the  disposal  of  hazardous  wastes. Cement  and  Concrete  Research.  Vol.  16,  pp.  161-172,  1986

Qian G.R., J.Shi, Y.L. Cao,Y.F.Xu, P.C. Chui. 2008. Properties of MSW fly ash–calcium sulfoaluminate cement matrix and stabilization/solidification on heavy metals. Journal of Hazardous Materials 152 (2008) 196–203

Swarnalatha S., K. Ramani, A. Geetha Karthi, G. Sekaran. 2006. Starved air combustion–solidification/stabilization of primary chemical sludge from a tannery. Journal of Hazardous Materials B137 (2006) 304–313

Vipulanandan, C. and S . Krishnan. 1990. Solidification/stabilization of phenolic waste with cementitious and polymeric materials. Journal of Hazardous Materials, 24 (1990) 123-136

Voglar, Grega E., Domen Lestan. 2010. olidification/stabilisation of metals contaminated industrial soil from former Zn smelter in Celje, Slovenia, using cement as a hydraulic binder. Journal of Hazardous Materials 178 (2010) 926–933

Voglar, Grega  E.,  Domen  Lestan. 2011. Efficiency modeling of solidification/stabilization of multi-metal contaminated industrial soil using cement and additives. Journal of Hazardous Materials 192 (2011) 753–762

Yoon, In-Ho, Deok Hyun Moon, Kyoung-Woong Kim, Keun-Young Lee, Ji-Hoon Lee, Min Gyu Kim. 2010. Mechanism for the stabilization/solidification of arsenic-contaminated soils with Portland cement and cement kiln dust. Journal of Environmental Management 91 (2010) 2322-2328

Zhang, Linghong, Lionel J.J. Catalan, Andrew C. Larsen, Stephen D. Kinrade. 2008. Effects of sucrose and sorbitol on cement-based stabilization/solidification of toxic metal waste. Journal of Hazardous Materials 151 (2008) 490–498

Keuntungan & Kerugian Tumbuhan Transgenik

Keuntungan Tumbuhan Transgenik

            Tumbuhan transgenik memiliki banyak keuntungan terutama di bidang agrikultur. Keuntungan di bidang agrikultur misalnya resistensi terhadap hama, ketahanan terhadap kondisi lingkungan, baik faktor biotik maupun abiotik, dan hasil yang lebih banyak. Selain keuntungan bidang agrikultur, tumbuhan transgenik juga digunakan utnuk memproduksi zat-zat tertentu, misalnya yang berguna di dunia farmasi.

            Salah satu keuntungan tumbuhan transgenik yang jelas bagi petani adalah tumbuhan menjadi tahan terhadap hama tertentu. Contohnya, pepaya resisten papaya-ringspot-virus telah dikomersialisasikan dan tumbuah di Hawaii sejak 1996 (Gonsalves, 1998). Keuntungan bagi lingkungan dari tumbuhan tahan hama yaitu menurunnya penggunaan pestisida. Tumbuhan transgenik mengandung gen resisten hama dari Bacillus thuringiensis menjadikan kemungkinan penurunan pemakaian insektisida secara signifikan di tumbuhan kapas di Amerika. Akan tetapi populasi hama dan penyebab penyakit mampu segera beradaptasi dan menjadi resisten pada pestisida, dan kemungkinan juga kan terjadi hal yang sama pada tumbuhan transgenik. Selain itu, gen resisten hama yang dikembangkan di Amerika belum tentu sesuai dengan lokasi lain, misalnya untuk daerah tropis, diperlukan penelitian lebih lanjut mengenai aplikasinya.

            Keuntungan lainnya dari tumbuhan transgenik adalah hasil yang lebih melimpah. Salah satu contohnya yaitu dikembangkannya varietas gandum semi kerdil dengan hasil melimpah. Gen yang bertanggungjawab untuk reduksi tinggi tumbuhan yaitu Japanese NORIN 10 (gen kerdil, gibberelin insensitif), gen ini diintroduksikan pada gandum. Gen ini memiliki dua keuntungan, yaitu mengkode tumbuhan yang lebih pendek, lebih kuat, dan merespon pupuk lebih banyak tanpa terjadi collaps dan meningkatkan hasil secara langsung dengan cara mereduksi elongasi sel pada bagian vegetatif tumbuhan, sehingga memungkinkan tumbuhan untuk lebih menumbuhkan bagian reproduktif tumbuhan yang dimakan. Gen ini telah diisolasi dan didemonstrasikan untuk berperan sama saat digunakan pada tumbuhan jenis lain (Peng et al 1999, Worland et al 1999). Teknik pengerdilan ini berpotensi untuk digunakan untuk meningkatkan produktivitas pada berbagai tumbuhan dimana hasil ekonomisnya lebih pada bagian reproduktif bukan vegetatif.

            Ketahanan terhadap faktor biotik dan abiotik juga menjadi kelebihan dari tanaman transgneik. Contohnya pada kasus penyebaran Rice Yellow Mottle Virus (RYMV) yang menginfeksi dan mengahancurkan lahan padi secara langsung. Efek sekundernya yaitu, tumbuhan padi yang bertahan hidup akan mudah terkena infeksi fungi. Sehingga menyebabkan produksi padi di Afrika terancam. Kemudian ilmuwan membuat padi transgenik yang memiliki sifat resisten terhadap RYMV, dengan begitu masalah mengenai ketahanan / resistensi terhadap virus terselesaikan dengan tumbuhan transgenik (Pinto et al., 1999). Untuk contoh ketahanan teradap faktor abiotik yaitu tumbuhan yang dimodofikasi untuk menghasilkan asam sitrat dalam jumlah banyak di akarnya sehingga bisa lebih toleran terhadap kandungan alumunium yang tinggi di tanah yang asam (de la Fuente et al, 1997). Selian itu, gen gutD pada E. coli yang mengkode sifat ketahanan pada salinitas diintroduksi pada tanaman jagung sehingga menghasilkan jagung transgenik yang tahan terhadap salinitas dan bisa ditanam di lahan marginal (Liu et al, 1999).

            Selain untuk menghasilkan tumbuhan yang toleran terhadap faktor tertentu, tumbuhan transgenik juga sering dibuat untuk menghasilkan suatu zat tertentu. Contohnya yaitu padi yang mampu memproduksi beta karoten dalam jumlah besar, sehingga memiliki biji yang berwarna kuning keemasan dan dinamakan gold rice. Gold rice ini berhasil mengatatasi masalah defisiensi vitamin A di anak-anak daerah tropis karena mengandung beta karoten yang merupakan prekursor vitamin A (Ye et al., 2000).

Ilmuwan saat ini sedang menginvestigasi potensi tumbuhan transgenik untuk memproduksi vaksin dan produk farmasi. Ini akan menjadikan produksi lebih mudah dan lebih murah serta lebih menguntungkan. Vaksin untuk penyakit infeksi saluran gastrointestinal telah diproduksi di tumbuhan , misalnya kentang dan pisang (Thanavala et al 1995). Antibodi antikanker saat ini telah diekspresi pada biji padi dan gandum yang mengenali kanker paru-paru, payudara, dan kolon dan akan sangat berguna untuk diagnosis dan terapi kanker di masa depan (Stoger et al., 2000). 

Kerugian Tumbuhan Transgenik

Potensi resiko yang bisa ditimbulkan oleh tumbuhan transgenik bisa berupa gangguan terhadap ekosistem atau gangguan kesehatan terhadap manusia. Adanya gen marker pada tumbuhan transgenik telah menjadi perhatian publik bahwa gen tersebut akan ditransfer ke organisme lain. Pada kasus merker resisten antibiotik, ada ketakutan bahwa hal tersebut akan menyebabkan resistensi antibiotik pada bakteri. Pada kasus marker resisten herbisida, dikawatirkan hal tersebut menyebabkan pembentukan rumput (gulma) yang agresif.

Tanaman transgenik Bt merupakan tanaman transgenik pertama yang dilepas di alam untuk tujuan komersial dan menempati urutan pertama dalam daftar tanaman transgenik tahan hama. Tanaman transgenik Bt merupakan hasil rekayasa genetik dengan mengintroduksi gen cry1A yang diisolasi dari bakteri gram positif B. thuringiensis. Bakteri B. thuringiensis adalah bakteri yang pada proses sporulasinya menghasilkan kristal protein yang bersifat toksik dan dapat membunuh serangga (insektisidal) (Hofte dan Whiteley 1989). Kristal protein Bt yang bersifat insektisidal sering disebut dengan δ-endotoksin. Kristal ini di alam merupakan protoksin yang jika larut dalam usus serangga karena proses proteolisis akan diubah menjadi polipeptida yang lebih pendek (27-149 kilo Dalton) serta mempunyai sifat insektisidal. Toksin aktif ini ber-interaksi dengan sel-sel epitel dari usus (midgut) serangga. Toksin Bt mengakibatkan terbentuknya pori-pori pada membran sel saluran pencernaan, sehingga mengganggu keseimbangan osmotik sel tersebut. Sel yang terganggu tekanan osmosisnya menjadi bengkak dan pecah, sehingga serangga mati (Hofte dan Whiteley 1989).

Efek negatif dari tanaman transgenik Bt ini telah diteliti oleh beberpa peneliti antara lain pada pengaruh pemberian dengan daun milkweed yang diambil disekitar ladang jagung Bt. Milkweed (Asdepias sp.) merupakan tumbuhan yang umum ditemukan di sekitar ladang jagung di AS. Milkweed merupakan satu-satunya makanan lawa kupu-kupu monarch. Studi laboratorium membuktikan bahwa dosis tinggi serbuk sari jagung Bt yang disebarkan di atas daun milkweed membunuh larva kupu-kupu monarch (Losey et al., 1999).

Penelitian lain yang dilakukan oleh Hansen dan Obrycki (1999) menghasilkan hasil yang sama. Mereka memberi makan larva kupu-kupu tersebut dengan daun milkweed yang diambil disekitar ladang jagung Bt. Studi tersebut memperlihatkan akibat negatif Bt jagung terhadap kehidupan kupu-kupu monarch yang hidup disekitar ladang tersebut. Uji lapang dilakukan oleh peneliti lain (Kendall, 1999). Mereka menemukan bahwa paling sedikit 500 serbuk sari per cm untuk menyebabkan larva kupu-kupu monarch sakit. Tumbuhan milkweed yang langsung berdekatan dengan ladang jagung Bt terkontaminasi rata-rata 78 serbuk sari per cm². Delapan puluh delapan persen milkweed dalam jarak satu meter dari tanaman jagung Bt tercemar serbuk sari dalam jumlah lebih rendah dari dari ambang batas toksisitas terhadap larva kupu-kupu monarch.

Gangguan ekologis lain yang timbul karena tumbuhan transgenik yaitu hilangnya spesies asli non transgenik. Hal ini dikarenakan tumbuhan transgenik biasanya memiliki keunggulan lebih kompetitif terhadap kondisi lingkungan ekstrem. Dengan begitu maka spesies asli non transgenik akan kalah dalam kompetisi dan bisa mengalami kepunahan. Dengan hilangnya spesies asli dari suatu ekosistem maka akan mengganggu keseimbangan ekosistem tersebut.

Transfer gen horizontal juga menjadi resiko yang timbul dari tumbuhan transgenik. Penggunaan selectable marker gen resisten antibiotik pada tumbuhan transgenik telah meningkatkan perhatian pada potensi transfer dari gen-gen tersbebut pada bakteri di saluran pencernaan dan bakteri tanah atau pada sel hewan yang memakannya. Kesimpulan dari review yang telah dilakukan oleh banyak ilmuwan yaitu transfer DNA dari tumbuhan transgenik pada organisme lain sangat jarang terjadi. Ada sejumlah barrier yang harus dilewati agar transfer gen horizontal terjadi: gen harus bertahan terhadap pencernaan di saluran pencernaan atau tanah, sel bakteri atau sel mamalia harus memiliki kemampuan untuk mengambil exogenous DNA, DNA harus bertahan terhadap enzim restriksi yang dimiliki oleh host untuk manggabungkan diri pada genom pada proses rekombinasi atau perbaikan DNA. Lebih jauh lagi, jika transfer gen terjadi, tekanan selektif yang besar akan dibutuhkan untu terjadinya transfer sehingga menjadi stabil. Data terbaru meningkatkan kemungkinan transfer gen horizontal mungkin terjadi di bawah kondisi optimal alami dari transplatomik tumbuhan ketika genom bakteri mengandung sekuens homolog dengan transgen tumbuhan (Miki dan McHugh, 2004).

Transfer gen secara horizontal ini secara tidak langsung akan berakibat pada kesehatan manusia. Hal ini dikarenakan kemungkinan transfer gen terjadi pada mikroorganisme patogen yang terdapat pada saluran gastrointestinal manusia. Jika transfer gen horizontal terjadi maka mikroorganisame patogen tersebut akan menjadi eresisten terhadap antibiotik tertentu dan akan sulit untuk diobati jika sudah menginfeksi manusia.

Alian gen horizontal juga mungkin terjadi antara tumbuhan trasngenik dengan tumbuhan lair. Tumbuhan budidaya telah tumbuh berdekatan dengan gulma dalam waktu yang relatif lama. Aliran gen dari tumbuhan budidaya ke gulma tergantung pada apakah hibridaisasi dan introgresi mungkin terjadi. Sebagian besar tumbuhan budidaya di dunia relatif dapat berhibridisasi dengan tumbuhan liar jika tumbuh di tempat yang sama. Aliran gen dari tumbuhan budidaya ke tumbuhan liar mungkin dapat menyebabkan perubahan signifikan pada populasi resipien, dan telah menjadi perhatian tersendiri dimana area kultivasi tumbuhan budidaya tepat berada di tengah, selain itu hibridisasi juga memungkinkan menjadi penyebab punahnya tumbuhan asli.

Potensi menyebarnya sifat resisten herbisida pada spesies liar dan tumbuhan budidaya non transgenik telah menjadi perhatian. Aliran pollen antar kultivar canola yang memiliki sifat resisten herbisida yang berbeda diketahui menghasilkan penumpukan gen.  Penelitian menunjukkan bahwa hal tersebut tergantung dari lingkungan, varietas, dan faktor agronomi dalam kondisi alami lapangan, derajat persilangan antara tumbuhan transgenik dengan tumbuhan tetangga yang berhubungan varietasnya dapat memberi hasil yang berbeda. Peneltitian menunjukkan bahwa aliran gen akan terjadi antara Brassica rapa dan B. napus ketika keduanya tumbuh berdekatan tetapi tidak ditemukan adanya aliran gen dengan varietas lainnya yang relatif dekat. Penanaman tumbuhan barrier yang berfungsi sebagai ‘absorber´dar ipollen tumbuhan transgenik atau mengubah jarak isolasi untuk mencegah polinasi silang dari tumbuhan transgenik kemungkinan bisa dilakukan.

Sejumlah pendekatan molekuler sedang dikembangkan untuk mencegah aliran gen dari tumbuhan transgenik ke populasi tumbuhan lainnya dan tumbuhan liar. Perkembangan transplastomic tumbuhan dimana transgen dimasukkan ke dalam genom kloroplas merupakan teknologi yang menjanjikan  untuk dikembangkan untuk mengurangi nkemungkinan terjadinya transfer transgen melalui persebaran pollen. Satu keistimewaan unik dari plastid yaitu diturunkan secara maternal, membatasi potensi persebaran transgen melalui polen. Penelitian untuk menilai kemungkinan masa depan transplastomic B. napus untuk berhibridisasi dengan B. rapa mendemonstrasikan penurunan sifat secara maternal dari kloroplas pada hibrida B. napus dan B. rapa dan disimpulkan bahwa ada persebaran dimediasi pollen pada kloroplas dari minyak rapa. Walaupun ilmuwan merasa bahwa aliran gen akan jarang terjadi jika tumbuhan diubah genetiknya pada genom kloroplas, tidak dapat memutuskan secara keseluruhan kemungkinan introgresi B. rapa pada B. napus sebagai induk betina. Sejuah ini tidak ada laporan transformasi kloroplas B. napus. Transformasi kloroplas tumbuhan atau transplatomic telah dilakukan dimana transplastomik yang stabil diidentifikasi hanya pada tembakau, tomat, dan kentang.  Penelitian pada tumbuhan lain diperlukan sebelum teknologi ini diaplikasikan secara luas.

Potensi persebaran karakter transgenik pada tumbuhan liar telah menjadi perdebatan untuk mengenai perlu tidaknya selectable marker genes di tumbuhan. Meskipun jika aliran gen pada tumbuhan lain dan populasi tumbuhan non transgenik tidak menjadi resiko lingkungan atau agrikultur, kemungkinan akan mengurangi akseptansi publik secara serius pada tumbuhan transgenik. Selectabel marker hanya akan berkontribusi pada tumbuhan liar jika ada keuntungan selektif dari marker bagi tumbuhan liar. Di masa depan perkembangan selectable marker tumbuhan dipilih yang tidak memberikan potensi keuntungan kompetitif. Pada kasus gen resisten antibiotik, tidak ada bukti yang menyatakan bahwa gen ini memberikan keuntungan. Bagaimanapun, sulit untuk memprediksi pengaruh individual selectable marker yang mengubah metabolisme tumbuhan jika selectable marker terintrogresi pada spesies liar.

Jadi, letak masalah terbesar dari tumbuhan transgenik adalah pada selectable markernya. Sebaiknya untuk menghindari persebaran gen pada selectable marker pada mikroorganisme patogen yang secara tidak langsung akan merugikan manusia karena menghasilkan mikroorganisme patogen yang resisten antibiotik dilakukan meinimalisir konsumsi bagian tumbuhan transgenik oleh manusia. Jadi tumbuhan transgenik hanya digunakan untuk memproduksi zat-zat tertentu yang berguna dalam bidang farmasi, pertanian, atau bidang lainnya asaa tidak dikonsumsi langsung oleh manusia. Kemudian untuk masalah transfer gen horizontal pada spesies tumbuhan liar, diperlukan metode transformasi lain. Metode tersebut yaitu dengan transformasi genetik pada genom plastida tumbuhan. Jadi transfer gen yang biasanya dimediasi oleh pollen dapat dihinadri. Atau untuk pencegahan lainnya dilakukan pemisahan tanaman transgenik dari lingkungan luar. Kultivasi tumbuhan transgenik dilakukan di lokasi yang terisolasi. Untuk pencegahan yang lebih jauh, maka dilakukan penggantian selectable marker yang digunakan. Selectable marker yang umumnya menggunakan gen resisten herbisida atau antibiotik diganti dengan gen yang dapat di amati secara kasat mata karena diekspresikan secara kasat mata, misalnya gen yang mengkode green fluorescens protein.

PENCEMARAN RADIONUKLIDA DI CHERNOBYL DAN USAHA DEKONTAMINASINYA

Pada tanggal 26 April 1986 terjadi kecelakaan di pembangkit energi nuklir unit 4 di Chernobyl menghasilkan pelepasan substansi radionuklida ke atmosfer selama 10 hari dan menyebabkan kontaminasi extensif pada lingkungan. Terjadi pergerakan radionuklida di lingkungan  sehingga memperluas kontaminasi. Pergerakan tersebut meliputi atmosfer, akuatik, terestrial, dan urban (IAEA, 2006)

Total substansi radionuklida yang terlepas yaitu sebesar 14 Ebq¹ (pada tanggal 26 pril 1986),  yang terdiri dari 1.8 Ebq ¹³¹I, 0.085 Ebq ¹³⁷Cs dan radioisotop lainnya, 0.01 Ebq ⁹⁰Sr dan 0.003 Ebq radioisotop plutonium serta radionuklida lainnya. Gas noble menyumbang sekitar 50% dari total radioaktif yang terlepas. Sejumlah area di Eropa terpengaruh terhadap kecelakaan di Chernobyl. Lebih dari 200.000 km2 di Eropa telah terkontaminasi dengan radiocaesium (lebih dari 0.04 MBq ¹³⁷Cs/m²), dengan tiga negara yang paling terkena dampaknya yaitu Belarus, Rusia, dan Ukraina. Deposisi radionuklida sangat heterogen, ini dipengaruhi oleh hujan saat massa udara melewati suatu wilayah. Pada pemetaan deposisi, ¹³⁷Cs digunakan karena mudah untuk diukur dan memiliki signifikansi radiologis. Selain CS, iodine juga sangat diperhitungkan karena efek radiologisnya yang dapat menyebabkan kanker tiroid (IAEA, 2006). 

Total area dengan deposisi ¹³⁷Cs 0.6 MBq/m² dan di atasnya sekitar 10.300 km², terdiri dari 64000 km² di Belarus, 2400 km² di Federasi Rusia, dan 1500 km² di Ukraina. Dengan total 640 pemukiman dengan sekitar 230.000 penduduk berada di teritori terkontaminasi tersebut (IAEA, 2006).

Kontaminasi radioaktif dapat terjadi pada lingkungan yaitu mencakup air, tanah, udara, dan organisme. Kontaminasi radioaktif di perairan akan mengakibatkan rusaknya ekosistem air secara tidak langsung dikarenakan radiasi dari radioaktif yang mengenai organisme air yang bisa mengakibatkan kematian organisme. Kontaminasi radioaktif pada tanah juga dapat menyebabkan kematian organisme-organisme tanah dan berpengaruh pada hewan serta tumbuhan yang ada di terestrial Kontaminasi radioaktif di tanah juga menyebabkan tercemarnya air tanah oleh radioaktif. Kontaminasi radioaktif di udara akan semakin mempercepat persebaran pertikel radioaktif ke wilayah yang lebih luas sehingga meningkatkan radius kontaminasi radioaktif. Sedangkan efek kontaminasi radioaktif terhadap organisme bisa menimbulkan berbagai efek misalnya kanker atau bahkan kematian (Forster et al., 2002; Rettner, 2011). Kontaminasi radioaktif yang terjadi pada air, udara, tanah, dan organisme saling berhubungan dan berakibat buruk yaitu kontaminasi terbesar terjadi pada manusia karena terjadi akumulasi kontaminan radioaktif (Gambar 2).

Usaha Dekontaminasi Radionuklida di Lingkungan

Usaha dekontaminasi zat radioaktif sangat diperlukan baik dekontaminasi pada lingkungan atau dekontaminasi pada manusia yang menjadi korban radiasi radioaktif. Dekontaminasi lingkungan terhadap zat radioaktif bisa dilakukan dengan berbagai cara tetapi metode yang paling baik biasanya menggunakan proses bioremediasi oleh mikroba dan fungi. Akan tetapi bioremediasi radioaktif dengan menggunakan tumbuhan skarang sudah mulai dikembangkan. Sedangkan dekontaminasi pada manusia dilakukan sesuai dengan gejala dan tingkat kontaminasinya.

Dekontaminasi lingkungan terhadap radioaktif dilakukan dengan melakukan imobilisasi terhadap substansi radioaktif. Hal ini dikarenakan belum ditemukan metode bioremediasi yang dapat mengurangi radiasi dari radioaktif. Imobilisasi substansi radioaktif dilakukan dengan mereduksi unsur radioaktif yang soluble menjadi insoluble sehingga bisa dikurangi penyebarannya di lingkungan. Atau bisa juga dilakukan dengan mengakumulasi substansi radioaktif sehingga dapat diambil dari lingkungan dan lingkungan menjadi tidak lagi mengandung substansi radioaktif yang berbahaya. Akan tetapi substansi radioaktif yang telah diimobilisasi atau diakumulasi masih berbahaya bagi lingkungan dan manusia. Oleh karena itu setelah dilakukan usaha dekontaminasi dilakukan relokasi substansi radioaktif yang kemudian dilakukan penyimpanan dalam waktu yang lama (conserved storage) untuk meluruhkan substansi radioaktif tersebut secara alami (Harjanto dkk., 2007).

            Bioremediasi radioaktif oleh mikroba saat ini sedang dipelajari dan dikembangkan, salah satu agen bioremediatornya yaitu Deinococcus radiodurans (Gambar 3). Sebenarnya banyak  jenis bakteri yang memiliki kemampuan mereduksi senyawa radioaktif tetapi D. radiodurans paling berpotensi karena memiliki sistem perbaikan DNA yang rusak oleh radiasi radioaktif secara enzimatis dengan sangat kuat sehingga bakteri ini benar-benar resisten terhadap radiasi (Travis, 1998; Daly, 2000; Lloyd dan Renshaw, 2005). Dengan kemampuan berupa resisten terhadap radiasi dan kondisi ekstrem lainnya, maka D. radiodurans sangat berpotensi untuk diterapkan dalam usaha meremediasi lingkungan tercemar radionuklida berat, misalnya Chernobyl secara in situ. Selain itu tidak perlu dilakukan kontroling lebih lanjut mengenai hidupnya bakteri karena bersifat anaerob maka tidak perlu dilakukan aerasi

Bakteri D. radiodurans ini terutama digunakan untuk remediasi uranium. Selain uranium, bakteri ini juga mampu merediasi logam-logam berat lainnya. Bakteri ini pada kultur anaerob mampu mereduksi U(VI) yang bersifat soluble menjadi U(IV) yang bersifat insoluble dengan bantuan enzim reduktase. Enzim reduktase mereduksi U(VI) dengan elektron dari NADH sehingga menjadi U(IV) (Gambar 3). Selain itu dengan sifat termofil maka bakteri ini dapat hidup pada suhu tinggi dimana kondisi tersebut sangat berperan dalam pengurangan sifat radioaktif (Daly, 2000; Wall dan Krumholz, 2006). Dengan mengimobilisasi radionuklida maka penyebarannya dapat dikurangi dan pengambilan serta penyimpanan radionuklida dari lingkungan untuk peluruhan secara alami lebih mudah dilakukan.

          Sedangkan untuk fungi, pada penelitian yang dilakukan oleh Rashmi et a., 2004 didapatkan bahwa fungi jenis Neurospora crassa mampu mengakumulasi zat radioaktif ⁶⁰Co dari lingkungan pada miseliumnya. Mekanisme pengambilannya yaitu dengan transport aktif (Venkateswerlu dan Sastry, 1970). Pengalikasian N. crassa  sebagai agen bioremediasi radioaktif berperan sebagai akumulator substansi radioaktif dari lingkungan sehingga perluasan kontaminasi radioaktif di lingkungan daat dikurangi. Akumulasi radioaktif khususnya ⁶⁰Co pada miselium N. crassa menjadikan substansi radioaktif imobil, dan dapat dilakukan pemanenan miselium yang nantinya dilakukan penyimpanan lestari sehingga substansi radioaktif dapat meluruh secara alamiah.

            Upaya fitoremediasi juga dilakukan terhadap kontaminan radioaktif. Tumbuhan yang dapat digunakan untuk meremediasi radioaktif misalnya Brassica juncea dan Pistia stratiotes. Berdasarkan penelitian yang dilakukan oleh Haidir dkk (2010) tumbuhan Brassica juncea mengakumulasi ¹³⁴Cs paling banyak pada daunnya dengan persentase penyerapan sebesar 0.0035%. Sedangkan berdasarkan penelitian Abadi dkk (2010) tumbuhan Pistia stratiotes melakukan rhizofiltrasi yaitu dengan menyerap cesium dan melokalisasinya pada bagian akar dengan persentase penyisihan maksimum 48%. Dengan melihat presentase penyerapan maka Pistia stratiotes lebih berpotensi untuk digunakan sebagai akumulator radioaktif. Hal ini dikarenakan P. stratiotes memiliki lebih banyak serabut akar sehingga akumulasi pada akar lebih dapat dilakukan. Menurut Ehlken dan Kirchner (2002), bahwa akumulasi radionuklida lebih banyak terdapat di akar karena penyerapan pertama kali radionuklida dilakukan di akar. Selain itu, menurut Ehlken dan Kirchner (2002), semakin dalam serabut akar terendam oleh tanah ataupun air maka konsentrasi radionuklida semakin kecil.

            Setelah dilakukan fitoremediasi terhadap lingkungan tercemar radionuklida, maka dilakukan pemanenan parsial jika yang digunakan untuk fitoremediasi berupa tumbuhan yang dapat mengakumulasi radionuklida di daun. Untuk yang mengakumulasi radionuklida di bagian akar maka dilakukan pemanenan akar dan untuk melanjutkan proses fitoremediasi segera ditanam individu baru lagi. Hasil pemanenan dari upaya fitoremediasi masih berbahaya karena sifat radioaktif dari radionuklida belum hilang, hanya dilakukan imobilisasi saja. Oleh karena itu dilakukan penyimpanan hasil pemanenan dalam jangka waktu yang lama sampai radionuklida meluruh secara alami dan sifat radioaktifnya hilang.

Referensi :

Abadi, M. Irfan, Dwina Roosmini, dan Poppy Intan Tjahja. 2010. Penyisihan ¹³⁴Cs  pada Perairan Tercemar Menggunakan Tanaman Kiapu (Pistia stratiotes L)  secara Rhizofiltrasi. Pusat Teknologi Bahan dan Radiometri (PTNBR). ITB. Bandung

Daly, Michael J. 2000. Engineering radiation-resistant bacteria for environmental biotechnology. Current Opinion in Biotechnology 2000, 11:280–285

Ehlken, Sabine dan Gerald Kirchner. 2002. Environmental processes affectingplant rootuptake of radioactive trace elements and variability of transfer factor data: a review. Journal of Environmental Radioactivity 58 (2002) 97–112

Forster, Lucy, Peter Forster, Sabine Lutz-Bonengel, Horst Willkomm, dan Bernd Brinkmann. 2002. Natural radioactivity and human mitochondrial DNA mutations. PNAS 13950–13954 vol. 99 no.21

Frissel, M. J., R. O Blaauboer, H. W. Koster, H. P. Leenhouts, J. F. Stoutjesdijk, L. H. Vaas. 1989. Radioactive  Contamination of  Food  and  The Intake  by Man. Radiat.  Phys.  Chem. Vol. 34, No. 2, pp. 321-336,  198

Haidir, Muhammad, Dwina Roosmini, dan Poppy Intan Tjahja. 2010. Penyisihan Radionuklida Cesium-134 dari Tanah Andosol Menggunakan Tanaman Sawi (Brassica Juncea). PTNBR BATAN. ITB. Bandung

Harjanto, Nur Tri, Endang S., dan Nudia B. 2007. Kajian Teknologi Pengelolaan Limbah Radioaktif Pabrik Bahan Bakar Nuklir. Hasil-hasil Penelitian EBN Tahun 2007 ISSN 0854 – 5561

International Atomic Enerby Agency. 2006. Environmental Consequences of the Chernobyl Accident and their Remediation: Twenty Years of Experience. Radiological Assessment Reports Series

Lloyd, Jonathan R. dan Joanna C Renshaw. 2005. Bioremediation of radioactive waste: radionuclide–microbe interactions in laboratory and field-scale studies. Current Opinion in Biotechnology 2005, 16:254–260

Rettner, Rachael. 2011. How Does Nuclear Radiation Harm the Body?. Dikases dari http://www.myhealthnewsdaily.com/radiation-health-effects-japan-nuclear-reactorcancer-1270/ pada tanggal 3 September 2011 pukul 20.00 WIB

Travis, John. 1998. Meet the Superbug, Radiation-resistant bacteria may clean up the nation’s worst waste sites. Science News. December 12, 1998 Vol. 154 No. 24 p. 376

Venkateswerlu, G. dan K. Sivarama Sastry. 1970. The Mechanism of Uptake of Cobalt Ions by Neurospora crassa. Biochem. J. (1970) 118 497-503

Wall, Judy D. dan Lee R. Krumholz. 2006. Uranium Reduction. Annu. Rev. Microbiol. 2006. 60:149–66

Fitostabilisasi Logam Berat

Logam berat dikenal sebagai salah satu bahan beracun. Substansi beracun ini lepas ke lingkungan dan menyebabkan berbagai efek racun pada organisme melalui rantai makanan. Logam berat, misalnya cadmium, tembaga, timbal, kromium, seng, dan nikel merupakan polutan lingkungan yang penting, terutama wilayah dengan tekanan antropogenik. Berdasarkan sifat kimiawi dan fungsi biologisnya, logam berat membentuk gugus heterogen dengan toksisitas yang bervariasi tergantung jenis logam dan konsentrasinya. Kebanyakan dari logam berat (Hg, Cd, Ni, Pb, Cu, Zn, Cr, Co) bersifat sangat toksik baik dalam bentuk elemental ataupun garam terlarut. Keberadaan logam berat di atmosfer, tanah, dan air, walaupun dalam jumlah sedikit dapat menyebabkan masalah yang serius pada organisme. Bioakumulasi logam berat pada rantai makanan sangat berbahaya bagi kesehatan manusia (Jadia dan Fulekar, 2009).

Semua tumbuhan memiliki kemampuan untuk mengakumulasi logam esensial (Ca, Co, Cu, Fe, K, Mg, Mn, Mo, Na, Ni, Se, V dan Zn) dari tanah. Kemampuan ini juga memungkinkan tumbuhan untuk mengakumulasi logam lain yang non esensial (Al, As, Au, Cd, Cr, Hg, Pb, Pd, Pt, Sb, Te, Tl dan U) yang diketahui tidak memiliki fungsi biologi. Logam tidak bisa diurai dan ketika konsentrasi dalam sel tumbuhan melebihi batas atau level optimal dapat menyebabkan toksisitas langsung dengan merusak struktur sel dan menghambat kinerja enzimatis. Logam berat juga dapat menyebabkan efek toksik tidak lakngsung dengan menggantikan nutrien esensial pada pertukaran kation pada tumbuhan. Beberapa tumbuhan telah mengembangkan toleransi terhadap adanya sejumlah besar logam di lingkungan, yaitu :

1. exclusion, dimana transpor logam dibatasi dan konsentrasi logam dijaga di bagian akar.

2. inclution, dimana konsentrasi logam di tumbuhan merefleksikan konsentrasi logam di tanah (hubungan linier)

3. bioakumulasi, dimana logam diakumulasi di bagian akar dan bagian atas tumbuhan baik pada kondisi konsentrasi logam di tanah tinggi atau rendah.

(Jadia dan Fulekar, 2009).

Tumbuhan telah banyak digunakan untuk meremediasi tanah, air ataupun udara. Salah satu pemanfaatan tumbuhan untuk remediasi adalah fitostabilisasi. Fitostabilisasi adalah penggunaan tumbuhan untuk terutama bagian akarnya untuk membatasi mobilitas dan bioavailabilitas kontaminan di tanah. Penggunaan tumbuhan bertujuan  untuk (1) mengurangi jumlah pelarutan oleh air melewati matriks tanah yang mungkin akan menghasilkan pembentukan substansi berbahaya, (2) berperan sebagai penghalang untuk mencegah kontak langsung dengan tanah yang terkontaminasi, dan (3) mencegah erosi tanah dan distribusi logam toksik ke area lain. (Raskin  and Ensley,  2000 dalam Jadia dan Fulekar, 2009; Bashan et al., 2011). Seperti tumbuhan yang umum digunakan untuk remediasi, pada fitostabilisasi tumbuhan yang banyak digunakan yaitu yang memiliki jumlah akar yang banyak dimana akar tersebut memiliki luasan area tutupan yang besar sehingga efektif dalam pengikatan polutan (Gan et al., 2009), dapat menghasilkan biomassa yang tinggi walaupun terdapat polutan (logam berat) dalam konsentrasi yang tinggi di tanah dan mampu mencegah translokasi polutan dari akar ke bagian aerail tumbuhan (Santibanez et al., 2008).

Contoh tumbuhan yang banyak digunakan untuk fitostabilisasi karena memiliki kriteria yang sesuai yaitu Quercus ilex yang mampu mengikat 7g/kg logam berat Cd di bagian akarnya dan memiliki koefisien transfer yang kecil yaitu hanya 0.03 (Dominguez et al., 2009). Jenis tumbuhan lainnya antara lain Lolium perenne (Santibanez et al., 2008; Chen et al., 2008; Pitchel dan Bradway, 2008), Medicago trunculata (Chen et al., 2008), Vetiver zizanioides(Lai dan Chen , 2004), Silphium perfoliatum (Zhang et al., 2010), Atriplex sp. (Grandlic et al., 2009; Nedjimi dan Daoud, 2009)

Dasar dari fitostabilisasi adalah logam yang tidak dapat didegradasi maka cara mengatasinya adalah dengan mencegah persebarannya meluas ke area lain merupakan alternatif terbaik (Bashan et al., 2011). Fitostabilisasi dapat terjadi dengan cara pengikatan, presipitasi, kompleksasi, atau reduksi valensi logam. Fitostabilisasi sangat berguna untuk pengolahan timbal, arsenik, cadmium, kromium, tembaga, dan seng. Beberapa keuntungan dari teknologi ini yaitu pembuangan material berbahaya/biomassa tidak perlu dilakukan dan efektif saat imobilisasi cepat dibutuhkan untuk melindungi air tanah dan air permukaan (Jadia dan Fulekar, 2009). Fitostabilisasi tidak memindahkan logam ke jaringan tumbuhan, melainkan mengikat logam pada tanah sekitar akar sehingga bioavailabilitasnya berkurang dan mereduksi kemungkinan kontak dengan organisme terutama manusia (Bashan et al., 2011). Menurut penelitian dari Perez-de-Mora et al. (2011) teknologi fitostabilisasi memiliki resiko lingkungan yang lebih kecil daripada teknologi fitoremediasi lainnya karena logam berat yang tidak ditransfer ke jaringan tumbuhan sehingga kemungkinan terjadi transfer polutan melalui rantai makanan sangat kecil.

Faktor yang mendukung optimalisasi fitostabilisasi adalah konsorsium bakteri yang terdapat pada rhizosphere akar tumbuhan. Bakteri ini disebut sebagai PGPB (Plant Grwoth Promoting Bacteria) dimana bakteri ini berperan banyak dalam proses fitostabilisasi. PGPB mendorong peningkatan pertumbuhan vegetatif tumbuhan dengan cara : (1) PGPB menghasilkan ACC-deaminase yang memicu elongasi akar dan pertumbuhan tumbuhan secara umum pada tanah yang terkontaminasi logam berat (terutama Cd) tetapi tanpa terjadi ekstraksi, (2) PGPB mengurangi tingkat toksisitas logam berat dengan mengurangi sensitivitas tumbuhan pada konsentrasi logam berat yang lebih tinggi (Bashan et al., 2011). Penggunaan PGPB ini bisa dilakukan secara alami maupun secara buatan. Secara alami jika pada tanah yang terkontaminasi sudah terdapat mikrorrganisme yang tahan terhadap logam berat yang berasosiasi dengan tumbuhan pada bagian rhizospherenya. Atau dengan menginokulasi mikroorganisme yang diisolasi dari tanah yang terkontaminasi logam berat pada tanah yang akan diolah dengan fitostabilisasi (Bashan et al., 2011). Jenis bakteri yang digunakan juga bermacam-macam misalnya Azospirilum, Bacillus (Bashan et al., 2011), Burkholderia, Arthrobacter (Grandlic et al., 2009), etc.

Selain PPGB, organisme lain yang terdapat pada bagian rhizosphere tumbuhan juga berperan dalam fitostabilisasi. Salah satu organisme tersebut adalah mikorhiza atau biasa disebut sebagai Arbuscular Mikorhiza (AM). Arbuscular mikorhiza berperan dalam melindungi akar terhadap konsentrasi logam berat yang tinggi di tanah. AM meningkatkan retensi akar tumbuhan pada logam berat dan menyediakan nutrisi untuk pertumbuhan tumbuhan sehingga tumbuhan dapat tetap tumbuh dengan baik. Salah satu penelitian menyebutkan bahwa aplikasi Glomus intraradices  pada tumbuhan Medicago truncatula dan Lolium perenne dapat meningkatkan kemampuan fitostabilisasi dai kedua tumbuhan tersebut pada logam berat Uranium (Chen et al., 2007).

Selain faktor organisme lain, tumbuhan juga memiliki mekanisme sendiri terkait dengan kemampuan mengimmobilisasi logam. Mekanisme tersebut yaitu sekresi fitochelatin dan kompartementalisasi logam (polutan). Fitochelatin merupakan senyawa organik yang disekresi oleh tumbuhan untuk mengimmobilisasi logam danatau meeduksi toksisitas logam yang ada di tanah sehingga dapat diikat di daerah rhizosphere oleh tumbuhan. Penelitian menunjukkan bahwa pada Oenothera odorata yang terekspos logam berat Cd dalam konsentrasi tinggi, tumbuhan tersebut menghasilkan fitochelatin dengan gugus thiol yang dapat mengikat logam berat Cd. Peningkatan konsentrasi logam berat Cd pada tanah mengakibatkan peningkatan produksi fitochelatin oleh tumbuhan pula (Son et al., 2012). Selain fitochelatin alami yang diproduksi oleh tumbuah itu sendiri, fitostabilisasi dapat dioptimalisasi dengan menambahkan senyawa kimia organik yang dapat berfungsi sebagai chelator, yaitu mengikat logam berat, misalnya EDTA. EDTA dapat digunakan sebagai chelator karena senyawa organik merupakan ligan dari loga, berat sehingga logam akan sangat mudah berikatan dengan EDTA membentuk kompleks. Penelitian dari Lai dan Chen tahun 2004 menunjukkan bahwa dengan penambahan EDTA dengan konsengtrasi yang tepat dapat meningkatkan kemampuan dari tumbuhan rumput Vetiver zizanioides dalam mengimobilisasi logam berat Cd dan Pb.

Seperti yang telah disebutkan di atas bahwa mekanisme fitostabilisasi merupakan mekanisme pengikatan (kompartementalisasi), presipitasi, kompleksasi, dan reduksi logam valensi logam berat (Jadia dan Fulekar, 2009; Son et al., 2012). Faktor eksternal yang membantu optimalisasi fitostabilisasi yaitu dengan adanya organisme yang berasosiasi dengan tumbuhan di bagian rhizosphere, misalnya bakteri yang berperan sebagai PGPB dan mikrohiza atau yang disebut sebagai arbuscular mikorhiza. PGPB dan arbuscular mikorhiza berpran dalam mekanisme kompartementalisasi logam berat yaitu dengan memicu pengikatan polutan berupa logam berat yang ada di tanah diimobilisasi oleh tumbuhan di bagian akar serta mendorong pertumbuhan vegetatif akar untuk meningkatkan kemampuan tumbuhan dalam mengikat logam berat dengan jumlah yang lebih banyak (Bashan et al., 2011; Chen et al.,  2012). Selain itu ada juga bakteri yang berasosiasi dengan tumbuhan tetapi tidak berperan sebagai PGPB, bakteri ini memicu proses fitostabilisasi logam dengan cara mereduksi logam berat sehingga valensi logam berat berkurang dan imobilitasnya berkurang, kemudain dapat diikat oleh tumbuhan pada bagian akarnya (Bashan et al., 2009). Sedangkan fitochelatin yang dihasilkan oleh tumbuhan berpean dalam mekanisme kompleksasi da presipitasi logam berat. Presipitasi terjadi dengan pengikatan logam berat terlarut oleh fitochelatin sehingga terjadi suspensi logam berat tidak terlarut sehingga logam menjadi imobil. Selain itu fitochelatin juga dapat membentuk kompleks dengan logam berat (kompleksasi) sehingga toksisitas logam beratberkurang dan dapat diikat oleh tumbuhan di bagian akarnya (Son et al., 2012).

            Tujuan akhir dari fitostabilisasi tidak hanya sebagai vegetative cap untuk menstabilisasi logaam berat di zona akar tetapi juga untuk mengolah tanah sehingga memicu suksesi tumbuhan yang mendukung diversitas tumbuhan indigenous pada tanah yang tercemar logam berat. Pengolahan tanah yang terkontaminasi logam berat dengan menggunakan teknologi fitostabilisasi tidak mengurangi konsentrasi logam berat dalam tanah, hanya mengurang mobilitas logam berat tersebut sehingga tumbuhan indigenous yang tidak toleran dapat tumbuh kembali pada area tersebut, peristiwa ini disebut sebagai revegetasi. Dengan terjadinya revegetasi maka fungsi ekologis lahan juga akan kembali (Bashan et al.,  2009). Selain itu fitostabilisiasi juga bertujuan untuk menstabilkan tanah yang terkontaminasi sehingga meminimalisasi erosi oleh air maupun angin dengan begitu perluasan penyebaran polutan dapat dicegah (Santibanez et al., 2008)

            Kekurangan dari aplikasi teknologi fitostabilisasi ini adalah tanah yang terkontaminasi tidak boleh digunakan untuk aktivitas lain selain untuk lahan terbuka hijau. Hal ini bertujuan untuk meminimalisasi adanya kontak antara manusia dengan tanah yang terkontaminasi mengingat kontaminan berupa logam berat tidak tergedradasi melainkan hanya terstabilisasi dan tetap berada dalam tanah. Selain itu lahan juga harus dihindarkan dari hewan herbivor pemakan tumbuhan karena beberapa jenis tumbuhan tidak hanya melakukan melakukan mekanisme stabilisasi logam berat di akar melainkan juga di bagian aerial sehingga beresiko terjadi transfer logam berat melalui rantai makanan walaupun kemungkinannya kecil. Monitoring yang kontinyu harus dilakukan terus menerus di lahan untuk memastikan kondisi stabil masih terus berlangsung. Monitoring dilakukan dengan mengontrol aliran air di lahan tersebut karena jika lairan air terlalu besar maka akan menurukan kemampuan fitostabilisasi tumbuhan (Bashan et al., 2009).

Referensi :

Bashan, Luz  E.,  Juan-Pablo  Hernandez,  Yoav  Bashan. 2011. The  potential  contribution  of  plant  growth-promoting  bacteria  to  reduce environmental degradation –A comprehensive evaluation. Applied Soil Ecology xxx (2011) xxx– xxx

Chen, Baodong, Per Roos, Yong-Guan Zhu, Iver Jakobsen. 2008. Arbuscular mycorrhizas contribute to phytostabilization of uranium in uranium mining tailings. Journal of Environmental Radioactivity 99 (2008) 801e810

Domínguez, María T., Fernando Madrid, Teodoro Marañón, José M. Murillo. 2009. Cadmium availability in soil and retention in oak roots: Potential for phytostabilization. Chemosphere 76 (2009) 480–486

Gan, S., E.V. Lau, H.K. Ng. 2009. Remediation of soils contaminated with polycyclic aromatic hydrocarbons (PAHs). Journal of Hazardous Materials 172 (2009) 532–549

Grandlic, Christopher J., Michael W. Palmer, Raina M. Maier. Optimization of plant growth-promoting bacteria-assisted phytostabilization of mine tailings. Soil Biology & Biochemistry 41 (2009) 1734–1740

Jadia, Chhotu D. and M. H. Fulekar. 2009. Phytoremediation of heavy metals: Recent techniques. African Journal of Biotechnology Vol. 8 (6), pp. 921-928, 20 March, 2009

Lai, Hung-Yu, Zueng-Sang Chen. 2004. Effects of EDTA on solubility of cadmium, zinc, and lead and their uptake by rainbow pink and vetiver grass. Chemosphere 55 (2004) 421–430

Nedjimi, Bouzid, Youcef Daoud. 2009. Cadmium accumulation in Atriplex halimus subsp. Schweinfurthii and its influence on growth, proline, root hydraulic conductivity and nutrient uptake. Flora 204 (2009) 316–324

Pérez-de-Mora, Alfredo, Paula Madejón, Pilar Burgos, Francisco Cabrera, Nicholas W. Lepp, Engracia Madejón. 2011. Phytostabilization of semiarid soils residually contaminated with trace elements using by-products: Sustainability and risks. Environmental Pollution 159 (2011) 3018e3027

Pichtel, J., D.J. Bradway. 2008. Conventional crops and organic amendments for Pb, Cd and Zn treatment at a severely contaminated site. Bioresource Technology 99 (2008) 1242–1251

Santibáñez, Claudia, Cesar Verdugo, Rosanna Ginocchio. 2008. Phytostabilization of copper mine tailings with biosolids: Implications formetal uptake and productivity of Lolium perenne. Science of The Total Environment 395 (2008) 1 – 10

Son, Kyung-Ho, Dae-Yeon Kim, Namin Koo, Kwon-Rae Kim, Jeong-Gyu Kim, Gary Owens. 2012. Detoxification through phytochelatin synthesis in Oenothera odorata exposed to Cd  solutions. Environmental and Experimental Botany 75 (2012) 9–  15

Zhang, Xingfeng, Hanping Xia, Zhian Li, Ping Zhuang, Bo Gao. 2010. Potential of four forage grasses in remediation of Cd and Zn contaminated soils. Bioresource Technology 101 (2010) 2063–2066