Prinsip Produksi Metana

1. INTRODUKSI

Metana (CH4) diproduksi di alam melalui dekomposisi anaerobik bahan organik. Karena bakteri adalah spesies dominan yang terlibat dalam metanogenesis, diskusi tentang prinsip-prinsip produksi CH4 ini membahas bakteri yang terlibat dalam metanogenesis dan faktor-faktor yang mempengaruhi laju produksi CH4 dan jumlah bahan organik yang dapat diubah menjadi CH4'.

 

2 MIKROBIOLOGI

Metanogenesis secara tradisional dipandang sebagai proses dua tahap - tahap pembentukan asam dan pembentukan CH4 (Kirsch dan Sykes, 1971; Torien dan Hattingh, 1969). Pada tahap pertama, bakteri pembentuk asam diduga memfermentasi bahan organik, seperti karbohidrat, lipid, dan protein menjadi format, asetat, propionat, butirat, etanol, hidrogen (H2) dan karbon dioksida (C02). Bryant (1976, 1979) dan t•1cI nerny dan Bryant (1978) mengusulkan skema tiga tahap yang mencoba untuk mensintesis lebih banyak informasi terkini tentang metanogenesis dari bahan organik. Secara umum, tahap pertama melibatkan spesies bakteri fermentatif yang, sebagai kelompok metabolisme, menghidrolisis karbohidrat kompleks, protein, dan lipid dan memfermentasi produk-produk ini menjadi asam lemak, H2, dan C02. Kelompok metabolisme kedua, yang disebut "penghasil H2". bakteri acetogenic a II menghasilkan asetat, C02 dan H2 dari asam lemak yang dihasilkan pada tahap pertama.Tahap ketiga melibatkan bakteri metanogenik yang memanfaatkan produk dari dua tahap pertama - terutama asetat, C02, dan H2 untuk menghasilkan CH4 dan C02' Baru-baru ini, tahap tambahan ditambahkan ke skema ini, seperti yang ditunjukkan pada Gambar 2.1. Kelompok metabolisme ini disebut bakteri homoacetogenic yang dilaporkan mensintesis asetat menggunakan H2, C02, dan format (Zeikus, 1979; Wolfe, 1979). dalam saluran pencernaan hewan hanya melibatkan kelompok metabolisme pertama dan pemanfaatan H2 oleh metanogen (Hungate, 1966).Bakteri asetogenik tidak terlibat secara signifikan karena waktu retensi yang singkat di ekosistem ini.Aceta te dan asam volatil lainnya terakumulasi dalam fermentasi rumen, tinja, dan usus besar dan digunakan sebagai sumber energi utama oleh hewan herbivora.

 

Sebagian besar informasi mengenai intermediet ekstraseluler penting dalam metanogenesis berasal dari studi rumen dan fermentasi lumpur limbah (Hobson et al., 1974; Hungate, 1966, Torien dan Hattingh, 1969; Wolin, 1974). Asetat merupakan prekursor penting di alam karena sekitar 70% CH4 yang dihasilkan dalam lumpur diproduksi melalui gugus metil asetat (Kugelman dan McCarty, 1965; Smith dan Mah, 1966). Mountfort dan Asher (1978) menemukan bahwa selama beberapa jam pertama setelah fermentor kotoran sapi diberi makan, hingga 90% dari CH4 yang dihasilkan berasal dari asetat. Reduksi C02 oleh H2, dan sampai batas tertentu oleh donor elektron perantara lainnya, menyumbang sisa produksi CH4. Winfrey dkk. (1977) menunjukkan bahwa H2 merupakan perantara penting dan faktor pembatas laju dalam metanogenesis sedimen danau. Format dengan cepat diubah menjadi H2 dan C02 oleh nonmetanogen atau langsung dimanfaatkan oleh metanogen (Hungate, 1966).

 

Gambar 2.1. Empat kelompok bakteri yang terlibat dalam degradasi anaerobik lengkap bahan organik.

 

Suksinat adalah zat antara ekstraseluler utama dalam rumen, yang dengan cepat didekarboksil menjadi propionat (Hungate, 1966; Scheifi nger et al., 1973). Selain asetat dan H2, propionat mungkin merupakan zat antara yang paling penting dalam metanogen pada tahun 1964c; Smith dan Mah, 1966). Kaspar dan Wuhrman (1978) menghitung bahwa 15% dari total produksi CH4 kondisi tunak berasal dari propionat. Studi kinetik definitif, seperti yang dilakukan Smith dan Mah (1966) pada asetat, belum pernah dilaporkan pada butirat atau asam rantai karbon yang lebih panjang.

 

Etanol dan laktat mungkin bukan zat antara yang penting. Organisme menghasilkan produk ini untuk membuang elektron yang dihasilkan dalam glikolisis, tetapi mereka juga menghasilkan H2' Dalam sistem alami, bakteri metanogenik yang menggunakan H2 dengan cepat menggunakan H2' yang memungkinkan bakteri fermentatif menghasilkan lebih banyak H2 dan asetat dan lebih sedikit laktat dan etanol. Jadi, dalam rumen, etanol tidak diproduksi atau digunakan, meskipun banyak spesies bakteri menghasilkan etanol dalam kultur murni (Hungate, 1966). Hanya di bawah tekanan makan tingkat substrat yang tinggi, laktat menjadi perantara penting dalam rumen. Wolin (1974, 1976) dan Bryant (1976, 1979) membahas secara rinci penelitian yang berhubungan dengan perubahan aliran elektron dalam arah produksi H2 yang disebabkan oleh interaksi metabolik metanogen dan nonmetanogen.

 

3 PERTIMBANGAN LINGKUNGAN

Faktor lingkungan mempengaruhi laju dan jumlah CH4 yang dihasilkan selama metanogenesis. Beberapa faktor lingkungan utama adalah pH, ​​alkalinitas, asam volatil, suhu, nutrisi, dan bahan beracun. Beberapa penulis telah meninjau pengaruh faktor-faktor ini pada metanogenesis (Mah et al., 1977; Wolfe, 1971; Zeikus, 1977; Hobson et al., 1974; Torien dan Hattingh, 1969; Speece dan McCarty, 1964; Kirsch dan Sykes, 1971).

 

3.1 pH

Bakteri metanogenik dan asetogenik tampaknya sensitif terhadap pH. PH, pada gilirannya, adalah fungsi dari alkalinitas bikarbonat, tekanan parsial CO2, dan konsentrasi vol ati 1 e asam. (1964a). melaporkan bahwa produksi CH4 berlangsung cukup baik selama pH dipertahankan antara 6,6 dan 7,6, dengan kisaran optimum antara 7,0 dan 7,2. Pada nilai pH di bawah 6,2, toksisitas bersifat akut. Alkali harus ditambahkan untuk menjaga pH di atas 6,6. PH yang tinggi dapat menjadi masalah dengan produksi CH4 dari kotoran hewan karena tingginya tingkat amonia yang dihasilkan pada tingkat pemuatan organik yang tinggi (Jewell et al., 1976).

 

3.2 ALKALINITAS

Alkalinitas adalah ukuran kapasitas buffer isi fermentor dan terdiri dari komponen bikarbonat, karbonat, amonia, dan hidroksida. Asam organik dan garam asam juga dapat berkontribusi pada kapasitas penyangga (Am. Public Health Assoc., 1975). (1964a) menunjukkan bahwa alkalinitas bikarbonat dalam kisaran 2,5 hingga 5,0 g CaC03/L memberikan kapasitas penyangga yang aman untuk pengolahan limbah secara anaerobik. Sievers dan Brune (1978) dan Kroeker et al. (1979) melaporkan pentingnya amonia dalam buffering fermentasi kotoran hewan. Rasio karbon: nitrogen yang relatif rendah dari kotoran hewan dilaporkan sebagai faktor utama dalam stabilitas fermentasi kotoran hewan. Amonia dilaporkan berkontribusi pada stabilitas proses dengan meningkatkan kapasitas buffer bikarbonat dan meningkatkan pH.

 

3.3 ASAM VOLATIL

McCarty dan (1961) menemukan bahwa kadar asam volatil harus tetap di bawah 2,0 g asetatelL untuk fermentasi yang efisien. Di atas tingkat ini, asam bersifat racun. Hal ini tampaknya berlaku untuk suhu termofilik juga, seperti Varel et al. (1977) melaporkan produksi CH4 yang kurang efisien dari kotoran ternak ketika tingkat asam organik naik di atas 2,0 giL. Kroeker dkk. (1979) menunjukkan toksisitas metanogenik akut pada konsentrasi asam volatil terionisasi antara 30 sampai 60 mglL sebagai asam asetat. Ini sesuai dengan konsentrasi asam volatil total antara 1,65 hingga 2,6 gil sebagai asam asetat.

 

3.4 SUHU

Suhu merupakan parameter lingkungan yang penting dalam proses fermentasi anaerobik. Laju fermentasi yang lebih cepat, pemisahan padat-cair yang lebih cepat dan minimalisasi bakteri dan virus patogen adalah beberapa manfaat yang dikaitkan dengan fermentasi termofilik (Pfeffer, 1974; Cooney dan Wise, 1975). Pfeffer (1974) menggunakan parutan sampah kota untuk menentukan suhu optimum. Optimal dalam kisaran mesofilik dan termofilik adalah 42 dan 60 ° C, masing-masing. Dia juga menyimpulkan bahwa memproduksi CH4 lebih murah pada suhu yang lebih tinggi. Sebuah periode aklimatisasi yang pasti diperlukan untuk memulai fermentasi termofilik. Buhr dan Andrews (1977) menyatakan bahwa meskipun literatur bertentangan, fluktuasi kecil pada suhu dapat menyebabkan masalah bagi fermentor termofilik. Golueke (1958) menemukan bahwa total asam volatil meningkat dengan meningkatnya suhu antara 35 dan 65 °C.

 

Meskipun laju reaksi dalam kisaran termofilik jauh lebih cepat daripada di kisaran mesofilik, sebagian besar sistem fermentasi lumpur limbah telah beroperasi di bawah kondisi mesofilik (McCarty, 1964a). Di masa lalu, kebutuhan energi untuk mempertahankan suhu termofilik dianggap berlebihan karena kandungan air yang tinggi dari lumpur limbah. Studi tentang sampah perkotaan menunjukkan bahwa suhu termofilik lebih ekonomis dan efisien untuk produksi CH4 (Pfeffer dan Liebman, 1976; Pfeffer, 1974). Hasil yang dipublikasikan dalam laporan ini menunjukkan bahwa fermentasi termofilik kotoran sapi potong lebih ekonomis daripada fermentasi mesofilik.

 

3.5 NUTRISI

Kondisi lingkungan penting lainnya adalah adanya nutrisi, seperti nitrogen, fosfor, belerang, dan nutrisi yang dibutuhkan oleh bakteri (Bryant, 1974; Bryant et al., 1971; 1964a). Kotoran hewan dan lumpur limbah kota biasanya mengandung semua nutrisi yang dibutuhkan dalam jumlah yang cukup, tetapi substrat lain mungkin tidak. Pfeffer dan Liebman (1976) menemukan bahwa sampah kota kekurangan nitrogen dan fosfor. McCarty (1964b) melaporkan bahwa unsur-unsur lain yang memiliki efek stimulasi pada konsentrasi rendah termasuk natrium, kalium, kalsium, magnesium, dan besi. Semua elemen ini dapat menunjukkan efek penghambatan pada konsentrasi yang lebih tinggi. Secara umum, bakteri yang terlibat dalam metanogenesis memiliki kebutuhan nutrisi yang sederhana dan, meskipun berbagai spesies individu mungkin memerlukan faktor pertumbuhan (misalnya, vitamin B, asam lemak, asam amino), ini dipasok oleh spesies bakteri lain (Bryant, 1974; Bryant et al., 1971).

 

Proporsi relatif nutrisi juga penting dalam metanogenesis. Hills (1979) melaporkan peningkatan 60-70% dalam hasil CH4 ketika rasio karbon:nitrogen ditingkatkan dari 8 menjadi 25 dengan menambahkan glukosa atau selulosa. Karena sebagian besar kotoran hewan memiliki rasio karbon:nitrogen antara 6 hingga 10, potensi untuk meningkatkan hasil CH4 dengan menambahkan karbon bahan aceous untuk pupuk kandang terlihat jelas. Keterbatasan praktis dari konsep ini, bagaimanapun, adalah bahwa sebagian besar sisa tanaman bahkan kurang biodegradable daripada kotoran hewan. Dengan demikian, pretreatment residu tanaman diperlukan untuk meningkatkan biodegradabilitasnya.

 

3.6 BAHAN BERACUN

Faktor lingkungan lainnya melibatkan toksisitas yang dihasilkan dari zat organik atau anorganik dalam jumlah berlebihan. Ambang batas kadar racun zat anorganik bervariasi tergantung pada apakah substrat bekerja secara tunggal atau dalam kombinasi. Kombinasi tertentu memiliki efek sinergis, sedangkan yang lain menampilkan efek antagonis 1946b; Kugelman dan 1965). Beberapa peneliti telah mengimplikasikan konsentrasi sulfat yang tinggi dalam memperlambat produksi CH4. Namun baru-baru ini, Bryant dkk. (1977) dan Winfrey dan Zeikus (1977) secara independen mengusulkan bahwa kompetisi untuk H2 yang tersedia adalah mekanisme yang menghambat sulfat dalam ekosistem alami. Bakteri pereduksi sulfat tampaknya mengais H2 yang tersedia lebih cepat daripada metanogen.

 

Penghambatan oleh amonia merupakan masalah yang signifikan dengan beberapa proses fermentasi tingkat tinggi, terutama ketika pupuk kandang yang kaya amonia dari babi dan unggas difermentasi, dan periode aklimatisasi yang tepat tidak diizinkan (Lapp et al., 1975; Stevens dan Schulte, 1979; Sievers). dan Brune, 1978; Kroeker et al., 1979; Converse et al., 1977a). fvlcCarty (1964b) melaporkan bahwa pada konsentrasi antara 1,5 dan 3,0 giL nitrogen amonia total dan pada pH lebih besar dari 7,4, amonia yang tidak terionisasi dapat menghambat metanogenesis. Pada konsentrasi di atas 3,0 giL, amonia menjadi racun terlepas dari pH. Namun, Lapp et al. (1975), Converse dkk. (1977a) dan Fischer dkk. (1979) telah melaporkan produksi CH4 stabil dengan konsentrasi amonia lebih dari 3,0 giL (2,2-8,0 giL). Kroeker dkk. (1979) menggunakan urea dan substrat asam asetat untuk menyelidiki pengaruh penghambatan amonia pada produksi CH4. Mereka menyimpulkan bahwa CH4 dihambat secara progresif karena konsentrasi nitrogen amonia meningkat di atas 2 gil; namun, toksisitas (yaitu, penghentian total produksi CH4) tidak terjadi bahkan pada konsentrasi nitrogen amonia 7,0 giL.

 

Antibiotik dan promotor pertumbuhan yang digunakan dalam ransum ternak dapat menghambat atau bahkan menghentikan metanogenesis. Turnocliff dan Custer (1978) melaporkan bahwa mengoperasikan sistem fermentasi anaerobik di mana antibiotik linkomisin digunakan mungkin sia-sia. Fischer dkk. (1978) juga melaporkan ketidakstabilan fermentor yang parah. Linkomisin digunakan dalam ransum babi untuk mengendalikan disentri. Hashimoto dkk. (1979) melaporkan bahwa chlortetracycline tidak memiliki efek merugikan pada metanogenesis, tetapi monensin hampir menggandakan waktu (dari 20 menjadi 40 hari) untuk memulai produksi CH4 dalam fermentasi batch. Namun, setelah bakteri beradaptasi dengan monensin, fermentasi berlangsung dengan kecepatan yang sebanding dengan fermentasi batch tanpa monensin.

 

Tiga mekanisme yang mungkin dapat menjelaskan adaptasi bakteri terhadap monensin atau antibiotik lainnya: a) strain bakteri mutan mengembangkan resistensi terhadap antibiotik; b) pergeseran populasi mikroba sebagai akibat dari penghambatan beberapa bakteri dan peningkatan yang lain; dan/atau c) antibiotik dinonaktifkan selama periode jeda. Chen dan Wolin (1979) memiliki bukti yang menunjukkan bahwa dua mekanisme pertama yang tercantum di atas menjelaskan peran monensin dalam rumen. Manual Teknis Rumensin (Eli Lilly Co., 1975) menunjukkan bahwa satu bagian per juta monensin dalam sampel tanah dinonaktifkan dalam 14 hari ketika diinkubasi dengan kotoran hewan, dan dalam 25 hari ketika diinkubasi tanpa kotoran. Eksperimen pemberian pupuk kandang yang mengandung monensin ke fermentor setiap hari menunjukkan fermentasi yang tidak stabil kecuali pada waktu retensi hidrolik yang sangat lama (30 sampai 40 hari) (Yarel dan Hashimoto, 1981). Penelitian lebih lanjut tentang efek antibiotik pada metanogenesis diperlukan karena antibiotik banyak digunakan dalam produksi ternak.

 

4 KINETIKA FERMENTASI

 

4.1 MODEL KINETIK

Penting untuk memahami kinetika fermentasi CH4 untuk merancang dan mengoperasikan sistem yang optimal. Beberapa model kinetik telah digunakan untuk menggambarkan proses fermentasi anaerobik. Model kinetika Monod (1950) telah diadaptasi untuk menggambarkan kinetika pencernaan anaerobik dari lumpur limbah (OIRourke, 1968; Lawrence dan McCarty, 1969; Andrews dan Pearson, 1965) dan kotoran hewan (Morris, 1976; Hill dan Barth, 1977). Keuntungan dari model tipe Monod adalah bahwa parameter kinetik (laju pertumbuhan spesifik maksimum mikroorganisme dan konstanta setengah kecepatan) memiliki konotasi deterministik yang menggambarkan proses mikroba, dan model dapat memprediksi kondisi ketika aktivitas biologis maksimum terjadi. dan ketika aktivitas berhenti (yaitu, wash-out). Kekurangan dari model Monod adalah bahwa satu set parameter kinetik tidak dapat menggambarkan proses biologis pada waktu retensi pendek dan panjang (Garrett dan Sawyer, 1952; Chiu et al., 1972a,b), dan parameter kinetik tidak dapat diperoleh untuk substrat kompleks tertentu (Pfeffer, 1974).

 

Untuk mengatasi kelemahan model Monad, berbagai bentuk model kinetik orde pertama telah digunakan (McKinney, 1962; Eckenfelder, 1963; Grau et al., 1975; Grady .et al., 1972; Pfeffer, 1974; Morris, 1976; ). Keuntungan dari model orde pertama adalah mudah digunakan dan memberikan data eksperimen yang sesuai. Kekurangannya adalah mereka tidak memprediksi kondisi untuk aktivitas biologis maksimum dan kegagalan sistem.

 

Model kinetik Contois (1959) memiliki kelebihan dan umumnya menghindari kekurangan yang melekat pada model Monod. Model Contoi diadaptasi untuk menggambarkan kinetika fermentasi CH4 sebagai berikut (Chen dan Hashimoto, 1978):

Persamaan 2.1 menyatakan bahwa untuk laju pembebanan tertentu (So/e), volume harian CH4 per volume fermentor bergantung pada biodegradabilitas bahan (Bo) dan parameter kinetik dan K.

 

4.2 HASIL METANA ULTIMATE (BO)

 

Persamaan 2.1 menunjukkan bahwa jumlah CH4 yang dihasilkan berbanding lurus dengan hasil akhir CH4 (B o)' Bo dapat ditentukan dengan dua metode: 1) memplot hasil CH4 kondisi tunak (L CH4/9 VS diumpankan) versus kebalikan dari waktu retensi dan mengekstrapolasi ke waktu retensi hidrolik tak terbatas (yaitu, l/e = 0); atau 2) menginkubasi sejumlah substrat yang diketahui sampai jumlah CH4 yang dihasilkan dapat diabaikan (fermentasi batch jangka panjang). Kedua metode ini memberikan perkiraan Bo yang serupa untuk kotoran sapi potong yang difermentasi pada suhu berkisar antara 30 hingga 65 °C pada interval 5 °C (Hashimoto et al., 1979). Tidak ada pengaruh suhu pada Bo' dan 80 rata-rata 0,32 ± 0,01 L CH4/9 VS diumpankan untuk metode kondisi tunak dan 0,328 ± 0,022 L CH4/9 VS diumpankan untuk metode batch. Untuk kotoran ternak, Bo tergantung pada spesies, ransum, umur kotoran, metode pengumpulan dan penyimpanan, dan jumlah bahan asing (seperti kotoran dan alas) yang dimasukkan ke dalam kotoran. Tabel 2.1 menunjukkan beberapa nilai Bo yang ditentukan untuk kotoran sapi potong (Hashimoto et al., 1979) .. Tabel 2.1 menunjukkan bahwa kotoran sapi yang diberi ransum biji-bijian lebih tinggi memiliki nilai Bo yang lebih besar daripada kotoran hewan yang diberi pakan serat tinggi. rasio. Ini adalah hasil yang diharapkan karena ransum yang mengandung kadar serat yang lebih tinggi akan mengandung jumlah lignin yang lebih banyak yang dikomplekskan dengan selulosa. Tabel 2.1 juga menunjukkan bahwa chlortetracycline dan monensin tidak mempengaruhi Bo' tetapi 6 sampai 8 minggu 01 d manU.re dari feedlot kotoran memiliki 80 lebih rendah dari kotoran segar. Berdasarkan tren yang disebutkan di atas, kami telah memperkirakan Bo (L CH4/9 VS makan) untuk daging sapi yang dikurung menjadi 0,35 ± 0,05, kotoran sapi dari lot kotoran menjadi 0,25 ± 0,05; kotoran sapi perah menjadi 0,20 ± 0,05; dan kotoran babi menjadi 0,50 ± 0,05. Studi lebih lanjut diperlukan untuk menyempurnakan perkiraan ini dan untuk menentukan faktor lain yang mempengaruhi hasil metana.

 

4.3 LAJU PERTUMBUHAN SPESIFIK MAKSIMUM

Gambar 2.2 menunjukkan hubungan antara suhu dan llm' Nilai yang ditunjukkan pada Gambar 2.2 diperkirakan oleh Chen dan Hashimoto (1978) dari data fermentasi anaerobik dari lumpur limbah (O'Rourke, 1968), kota sampah (Pfeffer, 1974), kotoran sapi perah (Morris, 1976; Bryant et al., 1976) dan kotoran sapi potong (Varel et al., 1977). Gambar 2.2 menunjukkan bahwa garis lurus dapat ditarik antara sebagian besar data antara 20 dan 60°C. Hubungan ini dijelaskan oleh persamaan berikut:

 

di mana T adalah suhu antara 20 dan 60°C. Suhu di atas 60°C menurun tajam Data yang tidak sesuai dengan Persamaan 2.2 adalah data Pfeffer pada suhu 40 dan 45°C dan data Bryant et al. dan Varel dkk. pada 60 °C. Analisis data Pfeffer menunjukkan variasi yang besar dalam Bo dan K dengan suhu, menunjukkan variasi komposisi sampah yang diumpankan ke berbagai fermentor. Tingginya nilai untuk data Bryant et al. dan Varel dkk. mungkin dihasilkan dari jumlah data yang terbatas (tiga waktu retensi hidrolik yang relatif singkat: 3, 6 dan 9 hari) yang tersedia untuk memperkirakan Bo' dan K. Masalah yang dialami dalam memperkirakan parameter ini dibahas di tempat lain (Chen dan Hashimoto, 1978).

 

4.4 PARAMETER KINETIKA (K)

Persamaan 2.1 menunjukkan bahwa ketika Bo' So' e, dan konstan dan K meningkat, laju produksi CH4 (ry) menurun. Dengan demikian, peningkatan K menunjukkan, beberapa jenis penghambatan telah terjadi. Penghambatan ini mungkin disebabkan oleh satu atau lebih hal berikut: kelebihan beban (yaitu, lebih banyak substrat ditambahkan ke sistem daripada yang dapat digunakan bakteri secara efektif); zat penghambat (misalnya, asam volatil, amonia, logam berat, dan garam) melebihi tingkat ambang batas; atau pengurangan perpindahan massa substrat, produk, atau keduanya, karena konsentrasi padatan yang lebih tinggi.

 

Gambar 2.3 menunjukkan pengaruh konsentrasi padatan volatil (YS) influen pada K untuk kotoran babi pada 35°C, dan kotoran sapi pada 32,5 dan 60°C. Nilai K untuk kotoran babi dihitung dari data Summers dan Bousfield (1980). Kami memperkirakan Bo untuk kotoran mereka menjadi 0,36 L CH4/9 YS yang diberi makan dengan memplot hasil CH4 (diberi makan L CH4/9 YS) versus kebohongan dan mengekstrapolasi ke e tak terbatas. Bo ini lebih rendah dari yang kami sarankan untuk kotoran babi AS (0,50 L CH4/9 YS makan), yang mungkin disebabkan oleh makanan (barley daripada jagung) dan penggunaan alas (serbuk gergaji) untuk kandang babi. Juga, kandungan YS yang lebih rendah (70% daripada 80 hingga 85% untuk kotoran babi segar di AS) dari kotoran mereka menunjukkan bahwa beberapa YS dihancurkan sebelum fermentasi atau bahwa sebagian besar VS dalam ransum digunakan oleh babi. Kedua faktor ini akan menurunkan Bo'.

 

Nilai Bo"'Jere 0.245 L CH4/9 VS untuk pakan kotoran sapi perah pada suhu 32,5C (data Morrois, 1976), 0,169 L CH4/9 VS untuk pakan kotoran sapi perah pada suhu 60°C (data Bryant et al., 1976), dan 0,280 L CH4/9 VS untuk pakan ternak sapi potong pada suhu 60°C (data Chen dan Hashimoto, 1978).  Kami memperkirakan nilai untuk menggunakan Persamaan 2.2; kami menghitung K dengan mengganti nilai Bo' So dan e yang dikutip untuk setiap kumpulan data ke dalam Persamaan 2.1 dan menyelesaikan K.

 

Gambar 2.3 menunjukkan bahwa K relatif konstan (sekitar 0,6) pada So' rendah tetapi meningkat pada So yang berbeda tergantung pada suhu fermentasi dan jenis pupuk kandang. Nilai K mulai meningkat pada 35 g VS/L untuk kotoran babi pada 35°C, 409 VS/L untuk kotoran sapi pada 32,5C dan 60 g VS/L untuk kotoran sapi pada 60°C. Perilaku K ini tampaknya logis, karena kelebihan beban fermentor menghambat pembentukan CH4, dan fermentor termofilik dapat mempertahankan tingkat pemuatan yang lebih tinggi daripada fermentor mesofilik sebelum timbulnya penghambatan (Varel et al., 1980). Pengaruh jenis pupuk kandang terhadap K dapat disebabkan oleh perbedaan energi cerna ransum, perbedaan pencernaan (rumen versus monogastrik) dan/atau adanya zat penghambat dalam ransum babi (misalnya ransum babi mengandung 200 ppm tembaga).

 

Gambar 2.3 harus digunakan dengan hati-hati karena beberapa sumber data telah digunakan dan eksperimen ini tidak direncanakan untuk mengevaluasi parameter kinetik. Sebuah studi sistematis menggunakan peralatan dan prosedur yang identik diperlukan untuk memverifikasi hasil awal yang ditunjukkan pada Gambar 2.3. Juga, adanya zat penghambat dalam pupuk kandang akan menyebabkan K meningkat pada So yang lebih rendah dari yang ditunjukkan pada Gambar 2.3.

4.5 APLIKASI KINETIKA

Model Persamaan 2.1 digunakan untuk memprediksi Yy dari berbagai sistem percontohan dan skala penuh yang memfermentasi kotoran ternak pada suhu 35, 55 dan 60°C (Tabel 2.2). Gambar 2.2 digunakan untuk memperkirakan pada setiap suhu dan Gambar 2.3 digunakan untuk memperkirakan K pada masing-masing So' 'Nilai untuk Bo diasumsikan 0,20 L CH4/9 VS untuk pakan sapi perah dan 0,50 L CH4/9 VS untuk babi pupuk kandang kecuali bila Bo dapat dihitung (data Summers dan Bousfield, 1980). Tabel 2.2 menunjukkan Yy eksperimental dan diprediksi bersama dengan parameter operasional dan kinetik yang digunakan untuk memperkirakan Yv. Ini juga menunjukkan rasio dari Yv yang diprediksi ke eksperimental. Sebagian besar nilai prediksi berada dalam 15% dari nilai eksperimental Yy kecuali untuk kotoran sapi perah yang difermentasi pada 60°C. Kapasitas prediksi ini cukup baik, mengingat bahwa dan K, dan Bo dalam banyak hal, ditentukan secara independen dan belum disesuaikan agar sesuai dengan data eksperimen.

 

5 RINGKASAN

Tulisan ini merangkum faktor biologis dan operasional utama yang terlibat dalam metanogenesis. Model kinetik yang menggambarkan proses fermentasi disajikan dan diterapkan sebagai titik awal dalam memahami dan mengoptimalkan proses fermentasi. Biodegradabilitas substrat, suhu fermentasi, dan konsentrasi substrat influen terbukti memiliki pengaruh yang signifikan terhadap laju produksi CH4. Tingkat produksi CH4 dari sistem fermentasi percontohan dan skala penuh yang ada diperkirakan dalam 15% menggunakan model kinetik ini.

 

DAFTAR PUSTAKA

1. American Public Health Association. 1975. Standard Methods for the Examination of and Wastewater, 14th ed., Amer. Pub. Health Assoc., Inc., New York.

2. Andrews, J. F. and E. A. Pearson. 1965. Kinetics and characteristics of volatile acid production in anaerobic fermentation processes. International Journal Air Water Pollution 9:439.

 3. Ashare, E., D. L. Wise, and R. L. Wentworth. 1977. Fuel gas production from animal residue. Engineering Report, Dynatech RID Company. Dynatech Report No. 1551. Cambri dge,

4. Ashare, E., D. C. Augenstein, D. C. Young, R. J. Hassan, and G. L. Duret. 1978. Evaluation of systems for purification of fuel gas from anaerobic di gesti on. Eng; neeri ng Report, Dyna tech RID Company. Dynatech Report No. 1628. Cambri dge,

5. Augenstein, D. C., D. L. Wise, and C. L. Cooney. 1976. Biomethanation: Anaerobic fermentation of C02/H2 and CO to methane. Presented at the 69th Annual Meeting of the AICHE, November 28 to December 2, 1976w Chicago, IL.

6. Bates, R. L., P. L. Fondy, and J. G. Fenic. 1966. Impeller characteristics and power, in Mixing (I), V. W. Uhl and J. B. Gray, Eds., - Academic Press, NY.

7. Bryant, M. P. 1974. Nutritional features and ecology of predominant anaerobic bacteria of the intestinal tract. Amer. J. Clin. Nutr. 27:1313. 8. Bryant, M. P. 1976. The microbiology of anaerobic degradation and methanogenesis with special reference to sewage. p. 107. In: H. G. Schlegel (ed.). Symposium on Energy Conversion. E. Goltze KG, Gottingen, Germany.

9. Bryant, M. P. 1979. Microbial methane production-theoretical aspects. J. Anim. Sci. 48:193.

10. Bryant, P., S. F. Tzeng, 1. M. Robinson and A. E. Joyner Jr. 1971. Nutrient requirements of methanogenic bacteria. p. 23. In: R. F. Gould (ed.). Anaerobic Biological Treatment Processes, Advances in Chemistry, Series 105. Amer. Chern. Soc., Washington, D.C.

11. Bryant, M. P., V. H. Yarel, R. A. Frobish and H. R. Isaacson. 1976. Biological potential of thermophilic methanogenesis from cattle wastes. In: H. G. Schlegel (ed.). Seminar on Energy Conversion. E. Goltze KG, Gottingen, Germany.

12. Bryant, P., L. L. Campbell, C. A. Reddy and ri. R. Crabill. 1977. Growth of desulfovibrio in lactate or ethanol media low in sulfate in association with H2-utilizing methangenic bacteria. Appl. Environ. r1icrobiol. 33:1162.

13. Buhr, H. O. and J. F. Andrews. 1977. The thermophilic anaerobic digestion process. Water Res. 11:129.

14. Burford, J. L., F. T. Varani, S. Schellenbach, W. F. Shelley and B. Pace. 1977. Energy potential through bio-conversion of agricultural wastes: Phase II. Final Report to Four Corners Regional Commission, Grant No. 672-366-002. Bio-Gas of Colorado, Inc., Arvada, CO.

15. Chen, M. and M. J. Wolin. 1979. Effect of monensin and lasalocid-sodium on the growth of methanogenic and rumen saccharolytic bacteria. Applied and Environmental 38:72-77.

16. Chen, Y. R., and A. G. Hashimoto. 1976. Pipeline transport of livestock waste slurries. The TRANSACTIONS of the ASAE. 19:(5):898-902,906.

17. Chen, Y. R. and A. G. Hashimoto. 1978. Kinetics of methane fermentation. p. 269. In: C. D. Scott (ed.). Proc Symp. on Biotechnology in Energy Production and Conservation. John Wiley, New York.

18. Chen, Y. R., and A. G. Hashimoto. 1979. Impeller mixing power requirement. Presented at the 1979 Winter meeting of the ASAE. New Orleans, LA. ASAE Paper No. 79-4583, St. Joseph, MI.

19. Chiu, S. Y., L. T. Fan, I. C. Kao and L. E. Erickson. 1972a. Kinetic behavior of mixed populations of activated sludge. Biotechnol. and 8ioeng. 14:179.

20. Chiu, S. Y., L. E. Erickson, L. T. Fan and I. C. Kao. 1972b. Kinetic model identification in mixed populations using continuous culture data. Biotechnol. and Bioeng. 14:207.

21. Contois, D. E. 1959. Kinetics of bacterial grov/th: relationship between population density and specific growth rate of continuous cultures. J. Gen. 21:40.

22. Converse, J. C., G. W. Evans, C. R. Verhoven, W. and M. Gibbon. 1977a. -Performance of a large size anaerobic digester for poultry manure. Paper No. 77-0451, ASAE, St. Joseph, Michigan.

23. Converse, J. C., J. G. Zeikus, R. E. Graves and G. W. Evans. 1977b.

24. Anaerobic degradation of dairy manure under mesophilic and thermophilic temperatures. TRANSACTIONS of the ASAE 20:336. Cooney, C. L. D. L. Wise. 1975. solid waste for fuel gas production. Thermophilic anaerobic digestion of Biotechnol. Bioeng. 17: 1119.

25. Coppinger, E., J. Brautigam, J. Lenart and D. Baylon. 1979. Report on the design and operation of a full-scale anaerobic dairy manure digester. Final Report to the U.S. Department of Energy, EG-77-C-06-1016. Solar Energy Research Institute, Golden, CO. 84 p.

26. Eckenfelder, W. W., Jr. 1963. Mathematical formulation of the biological oxidation process. p.277. In: W. Yl. Eckenfelder and J. t-1cCabe(eds.). Advances in Biological Waste Treatment. Permagon Press, New York. 62

27. Eli Lilly. 1975. Rumensin Technical Manual. Indianapolis, Indiana.

28. Evans, Jr., F. L., C. R. Olson, H. Steen-Johnson, V. H. Abadie Jenett. 1973. Process machinery drives. p. 24.1-24.50. In: Perry and C. H. Chilton (Eds.). Chemical Engineers Handbook. McGraw-Hill Book Co., New York. and E. R. H.

29. Fischer, J. R., D. M. Sievers and C. D. Fulhage. 1975. Anaerobic digestion in swine wastes. p.307. In: J. Jewell (ed.). Energy, Agriculture and Ann Arbor Science, Ann Arbor.

30. Fischer, J. R., D. Sievers and E. L. Iannotti. 1978a. Biological and chemical fluctuations during anaerobic digestion of swine manure. ASAE Paper 78-4011, ASAE, St. Joseph, Michigan.

31. Fischer, J. R., E. L. Iannotti, D. M. Sievers, C. D. Fu1hage and N. F. Meador. 1978b. production systems for swine manure. p. 45-76. In: J. M. Sweeten (Ed.). Proc. Great Plains Sem. on Methane Production from Livestock Manure. College Station, TX.

32. Fi scher, J. R., E. L. Iannotti, J. H. Porter and A. Garci a. 1979. Producing methane gas from swine manure in a pilot-size digester. Trans. Am. Soc. Agr. Engr. 22:370.

33. Garrett, T., Jr. and C. N. Sawyer. 1952. Kinetics of removal of soluble BOD by activated sludge. p. 51. In: Proceedings, 7th Industrial Waste Conference,Purdue University, Lafayette, Indiana.

34. Go1ueke, C. G. sewage sludge. 1958. Temperature effects on anaerobic digestion of raw Sewage and Industrial Wastes 30:1225.

35. Grady, C. P. L., Jr., L. F. Harlow and R. R. Riesing. 1972. Effects of growth rate and influent substrate concentration on effluent quality from chemostats containing bacteria in pure and mixed culture. Biotech. and Bioeng. 14:391.

36. Grau, P., M. Dohanyos andfJ. Chudoba. 1975. Kinetics of multicomponent substrate concentrate removal by acti vated sl udge. Hater Research 9: 637.

37. Hashimoto, A. G. and Y. R. Chen. 1979. Anaerobic fermentation of beef cattle and crop residues. Proceedings, Third Annual Fuels from Biomass Symposium, June 4-6, Golden, CO, 491.

38. Hashimoto, A. G., V. H. Vare1 and Y. R. Chen. 1979b. Factors affecting methane yield and production rate. ASAE Paper No. 79-4583. ASAE, St. Joseph, Michigan.

39. Hashimoto, A. G., Y. R. Chen, and V. H. Varel. 1980. Theoretical aspects of methane production: State-of-the-Art. Presented at the Fourth International Symposium on Livestock Amarillo, TX, April 15-17, 1980.

40. Hayes, T. D., W. J. and D. F. Sherman. First International Cardiff, Wales. Jewell, A. Dell'Orto, K. J. Fanfoni, A. P. Leuschner 1979. Anaerobic digestion of cattle manure. Handout, Symposium on Anaerobic Digestion. University College, 63

41. Hill, D. T. and C. L. Barth. 1977. A dynamic model for simulation of animal waste digestion. J. Wat. Pol. Cont. Fed. 49:2129.

42. Hills, D. J. 1979. Effects of carbon:nitrogen ratio on anaerobic digestion of dairy manure. Agricultural ItJastes 1:(4):267-278.

43. Hobson, P. N., S. Bousfield and R. Summers. 1974. Anaerobic digestion of organic matter. p. 131. In: Critical Reviews in Environmental Control, Chemical Rubber Co., Cleveland.

44. Hungate, R. E. 1966. In: The Rumen and Its Microbes, Academic Press, New York.

45. Jewell, ltJ. J., H. R. Davis, H. H. Gunkel, D. J. Lathwell, J. H. Martin, Jr., T. R. G. R. Morris, D. R. Price and D. Hilliams. 1976. Bioconversion of agricultural wastes for pollution control and energy conservation. Final Report, ERDA-NSF-741222A01. Cornell University, Ithaca, New York.

46. Johnstone, R. E., and M. W. Thring. 1957. scale-up methods in chemical engineering. Pilot plants, models, and McGraw-Hill Book Co., NY.

47. Kaspar, H. F. and K. Wuhrman. 1978. Kinetic parameters and relative turnovers of some important catabolic reactions in digesting sludge. Appl. Environ. 36:1.

48. Kirsch, E. J. and R. Sykes. 1971. Anaerobic digestion in biological waste treatment. p.155. In: D. J. D. Hockenhull and J. and A. Churchill (eds.). Progress in Industrial Microbiology. London.

49. Kroeker, E. J., H. M. Lapp, D. D. Shculte and A. 8. Sparling. 1975. Cold weather energy recovery from anaerobic digestion of swine manure. p. 337- 352. In: oj. J. Jewell (ed.). Energy, Agriculture and t1anagement. Ann Arbor Science, Ann Arbor, MI.

50. Kroeker, E. J., D. D. Schulte, A. B. Sparling and H. M. Lapp. 1979. Anaerobic treatment process stability. J. Itlater Poll. Control Fed. 51:718.

51. Kugelman, I. J. and P. L. t/1cCarty. 1965. Cation toxicity and stimulation in anaerobic waste treatment. J. Water Pollut. Control Fed. 37:97.

52. Lapp, H. D. D. Schulte, E. J. Kroeker, A. B. Sparling and B. H. Topnik. 1975. Start-up of pilot scale swine manure digesters for methane production. p. 234. In: Proc. 3rd Int. Symp. Livestock Wastes. Amer. Soc. Agr. Eng., St. Joseph, Michigan.

53. Lawrence, A. W. and P. L. McCarty. 1969. Kinetics of methane fermentation in anaerobic treatment. Journal Hater Pollution Control Federation 41:Rl.

54. Lipper, R. 1., J. A. Anschutz and J. C. Walker. 1976. Energy requirements for commercial beef feedlots in Kansas. Summary Report to the Kansas State Department of Health, Division of Environment Health Services, Kansas State University, KS. 64

55. R. A., D. M. Ward, L. Bareski and T. L. Glass. 1977. Biogenesis of methane. Ann. Rev. Microbial. 31:309.

56. McCarty, P. L. 1964a. Anaerobic waste treatment fundamentals, II. Environmental requirements and control. Public Works 95:123.

 57. McCarty, P. L. 1964b. Anaerobic waste treatment fundamentals, III. Toxic materials and their control. Public Works 95:91.

58. P. L. 1964c. The methane fermentation. p. 314. In: H. Henkelekian and N. C. Dondero (eds.). Principles and Applications in Aquatic Microbiology. John Wiley and Sons, Inc., New York.

59. McCarty, P. L. and R. E. 1961. Volatile acid toxicity in anaerobic digestion. J. Water Pollut. Control Fed. 33:223.

60. M. J. and M. P. Bryant. 1978. Syntrophic association of H2- utilizing methanogenic bacteria and H2-producing alcohol and fatty aciddegrading bacteria in anaerobic degradation of organic matter. In: Proceedings of the Symposia, Anaerobiosis and Anaerobic Infection. Gustav-Fischer, Verlag Stuttgart, Germany.

61. McKinney, R. E. 1962. Mathematics of complete mixing activated sludge. Journal Sanitary Engineering Division, Am. Soc. of Civil Eng. 88:87.

 62. fvlonod, J. 1950. The techni que of conti nuous culture theory and app 1 i cations. Annales de l'Institut Pasteur 79:390.

63. Morris, G. R. 1976. Anaerobic fermentation of animal wastes: a kinetic and empirical design evaluation. M.S. Thesis, Cornell University, Ithaca, New York.

64. Mountfort, D. O. and R. A. Asher. 1978. Changes in proportions of acetate and carbon dioxide used as methane precursors during the anaerobic digestion of bovine waste. Appl. Environ. Microbiol. 36:648.

65. Neyeloff, S. and W. W. Gunkel. 1975. Methane-carbon dioxide mixtures in an internal combustion engine. p. 397-408. In: H. J. Jewell (Ed.). Energy, Agriculture and Haste Management. Ann Arbor Science, Ann Arbor, MI.

66. O'Rourke, J. R. 1968. Kinetics of anaerobic treatment at reduced temperatures. Ph.D. Thesis, Stanford University, California.

67. Perry, R. H. and C. H. Chilton. 1973. Chemical Engineers ' Handbook.

68. Fifth Edition. McGraw-Hill Book Co., New York. Pfeffer, J. T. 1974. Temperature effects on anaerobic fermentation of domestic refuse. Biotechnol. Bioeng. 16:771-787.

69. Pfeffer, J. T. and J. C. Liebman. 1976. Energy from refuse by bioconversion, fermentation and residue disposal process. Resource Recov. Conserv. 1: 3. 70. Pi rt, S. J. reclamation. 1978. Aerobic and anaerobic microbial digestion in waste J. Applied Chemical Biotechnology, 28, 232. 65

71. Scheifinger, C. C. and M. J. Wolin. 1973. Propionate formation from cellulose and soluble sugars by combined cultures of Bacteroides succinogenes and Selenomonas ruminantium. Appl. Microbiol. 26:789.

72. Sievers, D. and D. E. Brune. 1978. Carbon/nitrogen ratio an9 anaerobic digestion of swine waste. Trans. Am. Soc. Agr. Engr. 21:537.

73. Smith, P. H. and R. A. Mah. 1966. Kinetics of acetate metabolism during sludge digestion. Appl. Microbiol. 14:368.

74. Speece, R. E. and P. L. McCarty. biological solids accumulation in International Conference on Water New York. 1964. Nutrient requirements and anaerobic digestion. p. 305. In: Pollution Research. Permagon Press,

75. Stevens, M. A. and O. O. Schulte. 1979. Low temperature anaerobic digestion of swine manure. J. Env. Engr. Div., ASCE 105:33.

76. Summers, R. and S. Bousfield. 1980. A detailed study of piggery-waste anaerobic digestion. Agricultural Wastes 2:61-78.

77. Torien, D. F. and W. H. J. Hattingh. 1969. Anaerobic digestion, 1. The microbiology of anaerobic digestion. Water Res. 3:385.

78. Turnocliff, W. and M. Custer. design for a hog farm. Final Energy Conservation, Contract Colorado. 1978. Evaluation of methane gas system and report to the state of Colorado, Office of No. OEC-00003. Bio-Gas of Colorado, Arvada,

79. Varel, V. H., H. R. Isaacson and P. Bryant. 1977. Thermophilic methane production from cattle waste. Appl. Environ. Microbiol. 33:298.

80. Varel, V. H., A. G. Hashimoto and Y. R. Chen. 1980. Effect of temperature and retention time on methane production from beef cattle manure. Appl. Environ. Microbiol. 40:(2):217.

81. Varel, V. H. and A. G. Hashimoto. 1981. Effect of monensin and chlortetracycline on methane production from beef cattle wastes. Appl. Environ. 41: (1) :xxx- (accepted).

82. Wael, L. L., Sr., and C. W. Gehrke. 1975. An automated total protein nitrogen method. Journal of the AOAC. 48: (6):1221.

83. Winfrey, M. R. and J. G. Zeikus. 1977. Effect of sulfate on carbon and electron flow during microbial methanogenesis in freshwater sediments. Appl. Environ. Microbiol. 33:275.

84. R., D. R. Nelson, S. C. Klevickis and J. G. Zeikus. 1977. Association of hydrogen metabolism vlith methanogenesis in lake Mendota sediments. Appl. Environ. Microbiol. 33:312.

85. R. S. 1971. Microbial formation of methane. p. 107. In: A. W. Rose and A. Hilkinson (eds.). Advances in Physiology. Academic Press, New York.

86. 66 Wolfe, R. S. 1979. biochemistry of methane - a study in contrasts. p.293. In: J. R. Quayle (ed.). Microbial Biochemistry. Volume 21. University Park Press, Baltimore.

87. Wolin, M. J. 1974. Metabolic interactions among intestinal microorganisms. Amer. J. Clin. Nutr. 27:1320.

88. Wolin, M. J. 1976. Interaction producing and methaneproducing species. p. 141. In: H. G. Schlegel, G. Gottschalk and N. Pfenning (eds.). Microbial Formation and Utilization of Gases (H2' CH4, C02)' Goltze KG, Gottingen, Germany.

89. Zeikus, J. G. 1977. Biology of methanogenic bacteria. Bacteriol. Rev. 41:514.

90. Zeikus, J. G. 1979. Microbial populations in anaerobic digesters. First International 'Symposium on Anaerobic Digestion, University Industry Center, University College, September 17-21, Cardiff, Wales.

 

SUMBER

A. G. Hashimoto, Y. R. Chen, and V. H. Varel. 1981. Principles of Methane Production.  In: Anaerobic Fermentation of Beef Cattle Manure.  -A. G. Hashimoto Y. R. Chen - v. h. varel  Roman l. hruska U.S. Mean Animal Research Center U.S. Department of Agriculture Clay Center, Nebraska.  https://www.nrel.gov/docs/legosti/old/98372-1.pdf.