Makalah Seminar Air Asam Tambang Di Indonesia Ke 4 Tahun 2012

DAFTAR ISI The Global Acid Rock Drainage Guide (GARD Guide) – Best Management Practices for Acid Prevention Rens Verburg and Terrence Chatwin ……………………………………………… 1 Pengaruh Pelapukan Batuan Terhadap Pembentukan Air Asam Tambang Candra Nugraha dan Ginting J Kusuma …………………………………………. 6 Rancangan Pengelolaan Air Asam Tambang di Disposal Q03 Site Lati Muhammad Sonny Abfertiawan, Firman Gunawan, Ria Irene Vince, dan Rudy Sayoga Gautama ………………………………………………………….. 13 Pemodelan Geokimia Batuan Penutup Area Binungan Blok 9 PT. Berau Coal Andi Zulkarnaina dan Mauli Dedi Abdiyantob ………………………………….. 22 Surface Water Quality Improvement In Line with Success of Mine Land Rehabilitation (Case Study of Sepapah Mine Closure) Fatimah Koten, Delma Azrin and Djoko Widajatno ……………………………… 31 Upaya Penurunan Kadar Logam Berat Arsen (As) yang Berasal dari Air Rembesan Waste Rock Tambang PT. Newmont Minahasa Raya Melalui Metode Fitoremediasi Erny Poedjirahajoe ……………………………………………………………………. 39 Mitigasi Air Asam Batuan (AAB) dengan Metode Pencampuran Batu Gamping di Timbunan Lower Wanagon, Tambang Terbuka Grasberg G. Prasetyo dan O. Iriani …………………………………………………………….. 47 Rancangan dan Pengujian Rawa Buatan Berbasis Bahan-bahan Insitu untuk Pengelolaan Air Asam Tambang Apong Sandrawati, Darmawan, Dyah Tj. Suryaningtyas, dan Gunawan Djajakirana ……………………………………………………………. 59 Acid Mine Drainage Treatment In Correlation with Mine Closure Costs Efficiency Siti Khodijah dan Ir. Djoko Widajatno ……………………………………………… 65 Prediksi Kualitas Air pada Kolam Bekas Tambang Batubara di Jorong, Kalimantan Selatan Erika K. E. Saputri dan Rudy Sayoga Gautama …………………………………… 73

Perhitungan Dosis Pengapuran Air Asam Tambang (Acid Mine Drainage) di Kolam Pengendapan Lumpur Airlaya, PT. Bukit Asam (Persero) Tbk. Tanjung Enim, Sumatra Selatan Achmad Taufik Arief, Try Jayanti Sukma, dan Hartini Iskandar ………………. 82 Manajemen Penanganan Air Asam Tambang yang terintegrasi “Studi Kasus Lockpond 4 Liming Point Pit J, PT. Kaltim Prima Coal” Yudi Lesmana …………………………………………………………………….... 94

Seminar Air Asam Tambang di Indonesia Ke 4 Bandung, 7-8 Februari 2012

1

The Global Acid Rock Drainage Guide (GARD Guide) – Best Management Practices for Acid Prevention

Rens Verburg1, Terrence Chatwin2

1Golder Associates Inc., 18300 NE Union Hill Road, Redmond, WA 98052, USA, [email protected] 2International Network for Acid Prevention, 2105 Oneida Street, Salt Lake City, UT 84109, USA,

[email protected]

Abstract The International Network for Acid Prevention (INAP), a consortium of mining companies dedicated to addressing the challenge of acid rock drainage (ARD) and metal leaching (ML), has consolidated relevant information and produced a Global ARD Guide (GARD Guide) that summarizes best management practices to prevent ARD and ML. The Guide assists industry to provide high levels of environmental protection, supports regulators with assessing mining practices, and enables the public to gain a higher degree of understanding of ARD/ML-related issues. This public-domain document, which is available online, provides a structured system to identify proven techniques for prevention and management of ARD/ML Key words: INAP, acid rock drainage, AMD, ARD, metal leaching, ML, GARD Guide, management, prevention

1. Introduction Research on acid rock drainage (ARD) formation, associated metal leaching (ML), and methods to minimize their impact has been ongoing for more than 50 years. Progress has accelerated over the last 20 years as interest in the topic has grown. Hence, there is considerable scientific and technical information available on ARD/ML. For brevity, in the remainder of this paper, the terms ARD or ARD/ML are used to represent all discharges generated from sulfide oxidation, including neutral and saline drainage. (For those in Indonesia and the Asia Pacific region, ARD is typically referred to as Acid and Metalliferous Drainage (AMD). In the remainder of this paper, ARD will be used synonymously with AMD.)

Much of this work was performed through organizations such as the Mine Environment Neutral Drainage (MEND), the International Mine Water Association (IMWA), the Acid Drainage Technology Initiative (ADTI), the Australian Sustainable Mining Institute – Knowledge Transfer (SMIKT) (formerly known as the Australian Centre for Minerals Extension and Research - ACMER), the South African Water Research Commission (WRC), the Partnership for Acid Drainage Remediation in Europe (PADRE), and more recently the South American Network for Acid Prevention (SANAP), the Chinese Network for Acid Mine Drainage (CNAMD), and the Indonesian Network for Acid Drainage (INAD).

Many examples and case studies of ARD prediction and mitigation have been completed that strengthen the more fundamental scientific research. Knowledge gained from both positive and negative field results contributes greatly to current and future ARD management plans. Application of ongoing science and engineering research supports continual improvement in ARD management. However, this research is generally only available through disparate references and is not easily accessible.

2. The Global Acid Rock Drainage Guide In response to the need for a single, global reference for acid prevention, INAP created the Global Acid Rock Drainage Guide (INAP 2009). This online document (www.gardguide.com) aims to consolidate the best technical and management practices into a guide with high industry and external stakeholder credibility. It assists the industry in providing high levels of


2

environmental protection, assists governments in the assessment and regulation of mining, and enables the public to better understand acid prevention plans and practices. The guide provides a structured system to identify proven techniques for characterization, prediction, monitoring, treatment, prevention and management of ARD. The web-based format was selected for ease of information dissemination and to allow for continual updates and improvement of the document.

The GARD Guide has been prepared as a road map through the process of evaluating, planning, designing, and managing ARD over the life cycle of mining. It provides a broad, but not highly detailed, understanding of ARD technologies and management. However, a comprehensive ARD Management Plan, which is considered the cornerstone of ARD prevention, can be developed using the concepts and guidance in the GARD Guide supplemented by more specific references and technical and site-specific knowledge. The GARD Guide also provides numerous references to identify more detailed information on ARD technologies and management options.

The following are specific objectives of the GARD Guide:

1. Describe issues associated with sulfide mineral oxidation 2. Expand best global ARD management practice 3. Promote a risk-based reduction and control of ARD at the source 4. Leverage the world’s ARD expertise by sharing with developing countries 5. Achieve ‘global best practice’ in future mining projects

The GARD Guide deals with the management of drainage produced from sulfide mineral oxidation. The document also addresses metal leaching caused by sulfide mineral oxidation. While focused on mining, the technology described is relevant to encounters and exposure of sulfide minerals due to other activities (e.g., rock cuts, excavations, tunnels). Some of the approaches in the GARD Guide are also relevant to issues arising from reactive non-sulfide minerals.

The ARD management approach promoted in the GARD guide proceeds from site characterization to preparation, and ultimately implementation of an ARD Management Plan, as depicted in Figure 1. The recommended methodology includes a loop for verification and calibration of predictions and assessments as part of evaluating the performance of the ARD Management Plan. This approach also provides the framework for the various technical chapters in the GARD Guide.

Key elements of the ARD Management Plan are to 1) initiate ARD management planning early in the life-cycle of the mining operations, 2) engage all stakeholders in the planning and implementation of the ARD mitigation and prevention, 3) assure that ARD management is integrated into the mine planning and operations, 4) continually update the ARD Management Plan as dictated by changes in the mine operations and costs, and 5) accurately monitor the mining and ARD mitigations throughout the life-cycle of the mine. All of these elements are discussed in considerable detail in the GARD Guide and its references.


3

Figure 1 Overall ARD management flowchart

The ARD Management Plan is based on technical understanding and knowledge, but is defined within corporate policies, government regulations, and community expectations. The Plan is founded on site characterization and ARD prediction science and incorporates engineering measures aimed at ARD prevention and control.

Implementation of an ARD Management Plan requires the use of management systems and communication between stakeholders. The Plan’s performance is monitored through a range of mine operating and environmental metrics, including the evaluation of mine water quality. The overall performance of ARD management is evaluated against site-specific environmental requirements and the criteria established by corporate policies, government standards, and community expectations. Accordingly, the ARD management process is a continuous loop.

The level of assessment and planning for each phase of mining varies based on the information available, the extent of rock excavation, and the potential environmental impact. Site characterization, including ore and waste characterization and ARD/ML prediction, must begin at the start of mineral exploration.

With its potentially wide-ranging and multi-generational consequences, ARD/ML is an important “sustainable development” or “sustainability” issue. Environmental impacts of ARD/ML can be serious and enduring. Depending on where a mine operates, ARD/ML can also impact the well-being of people surrounding the mine, now and in the future. Poor management of ARD not only can harm the environment, but also the mining industry’s reputation and


4

communities’ acceptance of individual mining operations. Applying the concept of sustainable development, on the other hand, offers an opportunity to involve multiple stakeholders in ARD management, improve risk management, and optimize the economic and social benefits of a mining operation.

In practice, sustainable development requires an integrated, balanced, and responsible approach that accounts for short-term and long-term environmental, social, economic, and governance considerations. These considerations are used as guiding principles throughout the Guide.

3. GARD Guide Content The GARD Guide currently has eleven chapters. The chapters are presented in an organized fashion, addressing all aspects related to ARD management while building on each other. The chapters are as follows:

1. Introduction 2. ARD Process 3. Corporate, Regulatory and Community Aspects 4. Characterization 5. Prediction 6. Prevention and Mitigation 7. Treatment 8. Monitoring 9. Management and Performance Assessment 10. Communication and Consultation 11. ARD Management in the Future

Considerations related to sustainable development are woven throughout the guide. Technical elements are linked, leading to the development of the ARD Management Plan. Successful integration and implementation of ARD management within an overall mine development plan is the principal objective of the GARD Guide.

4. Path Forward The path forward for ARD/ML prevention relies on and includes a number of participants. The primary drivers for the prevention of ARD/ML are the mining companies. They need to do the planning, make the commitments, and earn their social license to operate through demonstration of responsible mining and operational excellence. Next are other stakeholders such as government agencies, communities affected by mining, non-governmental organizations (NGOs), and the public at large. They, to a significant degree, are the beneficiaries of the mining industry’s good performance. In turn, these various stakeholders can enhance and expand this performance. As a consequence, the most important element of the path forward is all of you, the users of the GARD Guide.

You, the people of the mining industry and its stakeholders who use the GARD Guide, will ultimately determine its success - not only by effective application of its technical and management tools, but in how you articulate your commitment to the successful prevention and management of ARD/ML to your neighbors and the public. Your contributions to the GARD Guide itself will increase its value and raise best practices for ARD management around the world.

We invite you to join us in this effort. Comments on the GARD Guide can be submitted online at www.gardguide.com. It is anticipated that a new version will be issued in the second quarter or 2012.


5

5. Acknowledgements The authors want to express their deep appreciation to Keith Ferguson (Sustainability Engineering, Vancouver, BC) for his tireless dedication to the development of the GARD Guide.

6. Reference International Network for Acid Prevention (2009) Global Acid Rock Drainage Guide (GARD Guide).

http://www.gardguide.com


6

Pengaruh Pelapukan Batuan Terhadap Pembentukan Air Asam Tambang

Candra Nugraha(1), Ginting J Kusuma(2) (1) Environment Department – PT. Kaltim Prima Coal, Indonesia

(2) Earth Resources Engineering Dept. – Kyushu University, Jepang

Abstrak

Partikel kecil sebagai hasil dari proses pelapukan batuan yang mengandung mineral sulphida mempunyai peran ganda dalam suatu sistem lapisan batuan di tempat penimbunan. Terbentuknya partikel yang lebih kecil dapat meningkatkan kecepatan oksidasi mineral sulphida, namun di sisi lain, partikel kecil mempunya peran penting dalam menurunkan tingkat permeabilitas lapisan.

Hasil kajian menunjukkan adanya peran penting dari kedua aspek tersebut dalam upaya pencegahan pembentukan air asam tambang (AAT) di timbunan, yang perlu dipertimbangkan dalam perencanaan pengelolaan batuan penutup (overburden) secara keseluruhan. Hal ini sangat penting mengingat kondisi iklim sebagian besar tambang di Indonesia yang memiliki curah hujan dan temperatur yang tinggi, yang merupakan faktor penting bagi terciptanya kondisi basah – kering, merupakan pemicu terjadinya pelapukan batuan.

1. Pendahuluan

Ada dua kategori proses pelapukan, yaitu secara fisik dan secara kimia, dan keduanya saling mendukung untuk memecah batuan dan mineral menjadi ukuran yang lebih kecil dan lebih stabil. Lebih lanjut, Nelson (2008) menyebutkan bahwa mineral dalam batuan bereaksi dengan lingkungan baru untuk menghasilkan mineral baru yang stabil dalam kondisi dekat permukaan, terutama karena perubahan kondisi suhu dan tekanan, dan adanya oksigen. Air dapat bertindak sebagai agen utama yang berperan dalam reaksi kimia pelapukan. Jenis-jenis reaksi kimia pelapukan adalah hidrolisis, pencucian, oksidasi, dehidrasi, dan pembubaran lengkap. Meningkatkannya luas permukaan reaktif batuan mengandung sulfida akan mempengaruhi proses kimia dari pembentukan air asam tambang (AAT). Proses pembentukan AAT akan cepat karena kondisi fisik batuan yang tergolong batuan lunak, yang berarti bahwa batu itu secara fisik mudah untuk pecah/lapuk sehingga meningkatkan total luas permukaan reaktif untuk reaksi kimia.

Sebuah investigasi dilakukan di daerah penimbunan batuan penutup (overburden) berumur 2 dan 10 tahun. Analisa geokimia dengan uji NAG, Paste pH, Paste EC, ANC, serta mineralogi melalui analisa XRF dan XRD dilakukan terhadap contoh batuan dari setiap interval 20 cm sampai kedalaman 2 m. Hasil kegiatan ini menunjukkan bahwa contoh batuan, baik yang berasal dari timbunan berumur 2 maupun 10 tahun, umumnya masih memiliki kemungkinan untuk terus teroksidasi. Oksidasi yang belum selesai pada timbunan berumur 2 tahun terutama disebabkan oleh adanya mineral penetral, sedangkan pada timbunan berumur 10 tahun terutama disebabkan oleh ketidakcukupkan oksigen sebagai konsekuensi dari pemadatan alami dan kandungan air yang tinggi dari lapisan permukaan timbunan sebagai hasil pelapukan. Selain itu, keberadaan gypsum sebagai hasil oksidasi mineral sulphide pyrite terdiidentifikasi, menunjukkan bahwa mineral penetral telah bereaksi dengan asam di umur awal timbunan. Gypsum juga berperan dalam menyelimuti mineral sulphide (umumnya pyrite), bersama-sama dengan mineral pembentuk tanah liat (Nugraha et al, 2009a).


7

2. Tinjauan tentang pelapukan batuan

Kondisi basah dan kering mendorong pelapukan batuan secara fisik, yang umumnya memicu pelapukan secara kimia, karena ukuran butiran yang lebih halus berarti meningkatkan total luas permukaan reaktif. Hal ini juga berlaku bagi batuan yang mengandung mineral sulphide, yang umumnya terdapat pada batuan penutup di tempat penimbunan, yang akan mempercepat laju oksidasi (Davis dan Ritchie, 1987; Devasahayam, 2006). Ditinjau dari faktor fisik, perubahan ukuran partikel akan mengurangi permeabilitas lapisan yang disebabkan oleh terisinya ruang antar-batu dengan partikel halus yang dihasilkan dari proses pelapukan. Penurunan permeabilitas juga akan mengontrol laju infiltrasi air dan difusi/adveksi oksigen ke dan di dalam tempat penimbunan batuan (INAP, 2003). Karena oksigen dan air sangat penting dalam proses oksidasi batuan mengandung sulphide, penurunan laju reaksi tersebut akan meminimalkan potensi pembentukan AAT. Secara konseptual, pengaruh ukuran butiran terhadap potensi pembentukan AAT adalah seperti ditunjukkan oleh Gambar 1.

Gambar 1. Pengaruh ukuran partikel pada kecepatan oksidasi (Bowell et al., 2006)

Studi lebih lanjut menunjukkan bahwa karakteristik geokimia, termasuk reaktifitas mineral sulphide, dan kecepatan pelapukan batuan secara fisik mempengaruhi kualitas air yang dihasilkan dalam proses pembentukan AAT (Nugraha et al, 2008). Studi ini dilakukan dengan menggunakan kolom berdiameter 50 mm dan tinggi 130 mm. Campuran seragam batuan mudstone NAF (MSN) dan PAF (MSP) (Tabel 1) digunakan dengan komposisi 50:50, dengan penyiraman 250 mL dan pemanasan 12 – 14 jam pada temperature 30-40 oC. Hasil analisa air untuk parameter pH, EC, Eh dan acidity menunjukkan adanya perbaikan kualitas air lindi. Lebih lanjut, hydraulic conductivity yang diukur secara langsung dengan falling head method menunjukkan adanya penurunan nilai. Pembentukan ukuran partikel yang lebih halus, karena kejadian pelapukan fisik, mempengaruhi peningkatan kadar air. Akibatnya, laju oksidasi mineral sulphide dapat dikendalikan oleh kadar air yang dapat menentukan tingkat difusi oksigen.

Gambar 2 menunjukkan skema proses yang secara umum menggambarkan kondisi kolom. Pada kondisi awal (Gambar 2a), material dalam kolom seluruhnya kering. Setelah dilakukan Penyiraman #1, pelapukan batuan terjadi pada lapisan permukaan (Layer 1), menciptakan partikel berukuran lebih kecil yang mengisi rongga yang tersedia, dan meningkatkan derajat pemadatan material. Selanjutnya, kolom bisa dinyatakan dalam kondisi jenuh setelah keluarnya air lindi dari kolom (Gambar 2b). Proses pengeringan (Pengeringan #1) mempengaruhi kondisi


8

Layer 1 berubah menjadi kering, sedangkan Layer 2 berada di transisi antara kondisi kering dan basah, dan Layer 3 tetap pada kondisi jenuh (Gambar 2c). Proses pelapukan yang mirip dengan Penyiraman #1 terjadi pada Penyiraman #2 namun dengan intensitas pelapukan yang lebih tinggi dari karena lebih kecilnya ukuran partikel pada lapisan permukaan yang sebelumnya dibentuk oleh Penyiraman #1 dan Pengeringan #1. Selanjutnya, kondisi ini menciptakan tingkat pemadatan yang lebih tinggi, terutama pada Layer 1 dibandingkan dengan kejadian sebelumnya (Gambar 2d).

Tabel 1. Karakteristik geokimia contoh batuan

Contoh NAG test Paste ABA

TypeNAG pH

NAG pH=7*

PastepH

Paste EC**

S (%)

ANC* MPA* NAPP* NPR

MSN 5.6 3.1 8.4 0.49 0.35 25.29 10.65 -14.64 2.38 NAF MSP 2.1 113.2 5.0 2.90 2.07 0.00 63.40 63.40 0.00 PAF

* in kg H2SO4/ton; ** in mS/cm

S: total sulfur

ABA : Acid Base Accounting

ANC: Acid Neutralizing Capacity

MPA: Maximum Potential Acidity NAPP: Net Acid Potential Production

NPR: Neutralizing Potential Ratio

MSN: mudstone – NAF

MSP: mudstone – PAF

Classification:

NAF : NAG pH ≥ 4; NAPP ≤ 0

PAF : NAG pH < 4; NAPP > 0

Calculation:

MPA = 30.6 X % S

NAPP = MPA – ANC

NPR = ANC/MPA

Tabel 2. Hasil analisa kualitas air dari uji kolom

Penyiraman pH Eh

(mV)

EC

(mS/cm)

Acidity

(mg CaCO3/L)

Water content*

(%)

Ksat

(cm/s)

1 2.6 655 9.5 6,472 0.0 - 2 3.1 588 6.5 2,060 6.7 - 3 3.7 485 3.3 458 7.4 - 4 4.7 381 2.5 200 7.3 1.3 x 10-

3 5 5.4 271 1.9 86 9.9 5.9 x 10-

4

*sebelum penyiraman


9

(a) (b) (c) (d)

Gambar 2. Skema proses fisik pada kolom uji

Proses tersebut di atas berlanjut sampai Penyiraman #5 diterapkan, menghasilkan lebih tingginya proses pelapukan dan pemadatan material yang mempengaruhi tingkat kejenuhan dan permeabilitas. Interaksi antara faktor pelapukan batuan dan kejenuhan air mempengaruhi ketersediaan oksigen dalam kolom, mengakibatkan proses oksidasi terjadi dengan lambat dan berpengaruh terhadap kualitas air. Kondisi ini memiliki potensi untuk meningkatkan kinerja sistem penutup untuk mencegah pembentukan AAT di tempat penimbunan batuan.

Pada kondisi penimbunan berlapis dimana PAF ditimbun dibawah NAF, hasil studi menunjukkan adanya perbedaan warna material pada kolom sebagai hasil dari proses oksidasi. Hal ini menjelaskan proses reaksi didalam kolom dimana pada lapisan atas (NAF) tidak terjadi proses oksidasi meskipun terpapar oleh air dan oksigen. Hal ini berbeda dengan bagian tengah dan bawah kolom. Berdasarkan perbedaan warna ini, dinyatakan bahwa konsumsi oksigen terjadi pada bagian atas lapisan PAF, yaitu ditengah kolom, sampai batas lapisan jenuh air dibawahnya. Pada lapisan jenuh air, oksidasi tidak terjadi karena keterbatasan/ketidakadaan oksigen (Nugraha, 2009b).

Gambar 3. Kondisi kolom dengan metode lapisan batuan dengan komposisi 10%, 20% dan 30% PAF dibagian bawah


10

Gambar 4. Skema proses geokimia pada metode lapisan batuan

3. Penerapan dan kajian lapangan – Kasus di PT. Kaltim Prima Coal

Kestabilan timbunan secara keseluruhan merupakan salah satu prasyarat penting yang harus dipastikan terbentuk di tempat penimbunan batuan. Gagalnya kestabilan akan mengakibatkan terbukanya lapisan penutup batuan PAF yang selanjutnya akan mendorong terbentuknya AAT. Secara lebih detail, kestabilan lereng timbunan yang rentan untuk terjadinya erosi akibat proses pelapukan batuan juga harus menjadi perhatian.

PT. Kaltim Prima Coal telah sejak tahun 1999 menciptakan desain tempat penimbunan yang memperhatikan kedua aspek penting dalam kegiatan rehabilitasi lahan, yaitu kestabilan geoteknik dan geokimia. Desain penimbunan mensyaratkan batuan PAF ditempatkan dilapisan terbawah timbunan yang dibentuk secara berjenjang dengan memperhatikan tingkat kemiringan lereng timbunan, baik secara individu maupun keseluruhan (Gambar 5). Penempatan batuan PAF ini dimaksudkan untuk mengurangi kemungkinan terjadinya kontak dengan udara dan air.

Untuk mengetahui lebih lanjut peran pelapukan batuan, kondisi fisik dan geokimia batuan, Kusuma et al (2011) melakukan studi di penimbunan in pit Bendili yang berumur lebih dari 5 tahun, dan merupakan timbunan yang belum selesai sehingga jenis batuan timbunan adalah PAF. Pembongkaran timbunan dilakukan karena lokasi akan ditambang kembali.

Gambar 5. Desain tempat penimbunan di PT. Kaltim Prima Coal


11

Secara visual, struktur dalam dari timbunan sangat dipengaruhi oleh teknik penimbunan yang saat ini dipraktekkan oleh KPC, yaitu penimbunan berjenjang dari bawah ke atas. Lapisan padat sedalam 0.3 – 1 meter ditemukan di setiap tingkat timbunan setinggi 10 meter, menunjukkan bahwa pemadatan yang terjadi oleh lalu lintas alat berat juga membantu proses pelapukan batuan, selain oleh faktor basah – kering yang terjadi akibat kondisi hujan dan panas.

Sebanyak 9 sampel diambil dari 3 tingkat timbunan (masing-masing 3 sampel) untuk pengujian geokimia (Tabel 3). Hasil pengujian menunjukkan batuan masih memiliki potensi asam yang tinggi. Seperti telah dijelaskan sebelumnya, kondisi ini sangat dipengaruhi oleh terhentinya proses oksidasi mineral sulphida akibat kurangnya ketersediaan oksigen, sebagai akibat langsung dari kondisi fisik lapisan batuan yang dipengaruhi oleh proses pelapukan batuan.

Table 3. Hasil pengujian geokimia

Contoh Paste pH

Paste EC*)

Total Sulfur**)

MPA***) ANC***) NAPP***) NAG pH

NAG***)

pH=4.5 pH=7.0

#1 6.06 0.99 0.380 11.6 6.61 5.0 3.98 3.92 9.8

#2 4.44 1.07 1.175 36.0 0 36.0 3.01 5.68 14.11

#3 6.47 0.71 0.223 6.8 11.03 -4.2 7.02 0 0

#4 6.29 0.58 0.423 12.9 1.47 11.5 3.86 1.37 1.76

#5 2.50 3.20 3.334 102.0 0 102.0 2.04 60.76 68.4

#6 5.46 1.03 1.108 33.9 0.74 33.2 2.95 7.45 10.19

#7 6.93 0.49 0.271 8.3 26.95 -18.7 6.48 0 0.39

#8 2.36 3.40 3.879 118.7 0 118.7 2.13 76.44 92.51

#9 2.27 4.70 3.972 121.5 0 121.5 2.15 59.39 71.34

Note : *) : in mS/cm ; **) : % (w/w) ; ***) : in kg H2SO4/ton rock;

Gambar 6. Kondisi dinding timbunan in pit Bendili


12

4. Kesimpulan

Pelapukan batuan, yang menciptakan partikel dengan ukuran lebih kecil, merupakan aspek penting yang berpengaruh pada proses oksidasi mineral sulphida yang terkandung pada batuan tersebut. Namun secara sistem keseluruhan, pelapukan batuan juga mempengaruhi kondisi fisik lapisan batuan dimana terjadi penurunan permeabilitas akibat terisinya ruang antar batuan dengan partikel lebih kecil tersebut. Kedua aspek tersebut selanjutnya mempengaruhi proses pembentukan air asam tambang (AAT) secara keseluruhan.

Dalam pembentukan tempat penimbunan batuan penutup, penempatan batuan PAF serta bentuk fisik timbunan harus menjadi perhatian untuk memastikan tidak terjadinya kegagalan dalam upaya pencegahan pembentukan AAT.

Referensi

Bowell, R. J., Sapsford, D. J., Dey, M., Williams, K. P. 2006. Protocols affecting the reactivity of mine waste during laboratory-based kinetic tests. Proceeding of 7th International Conference on Acid Rock Drainage, St Louis, MA

Davis, G.B., Ritchie, A.I.M. 1987. A model of oxidation in pyrite mine waste: part 3: import of particle size distribution, Appl Math Model. 11, pp. 417–422.

Devasahayam, S. 2006. Application of particle size distribution analysis in evaluating the weathering in coal mine rejects and tailings, Fuel Process Technol. 88, pp. 295–301.

International Network for Acid Prevention (INAP). 2003. Evaluation of the long-term performance of dry cover systems–final report No. 684–02, Prepared by O’Kane Consultant Inc.

Kusuma, G. J., Shimada, H., Sasaoka, T., Matsui, K., Nugraha, C., Gautama, R. S., Sulistianto, B., Hiroto, K., 2011. Physical and geochemical characterization of coal waste rock dump related to acid mine drainage generation potential. Proc. of 20th Intl Symposium on Mine Planning and Equipment Selection, Kazakhstan.

Nelson, S. A. 2008. Weathering & Clay Minerals. Tulane University. http://www.tulane.edu. Retrived on 14/04/2009.

Nugraha, C., Shimada, H., Sasaoka, T., Ichinose, I., Matsui, K., Manege, I. 2008. Lithology-based rock weathering behavior in acid mine drainage generation, Proc. of Intl Symposium on Earth Science and Technology 2008, Fukuoka, Japan, pp. 381 – 388.

Nugraha, C., Shimada, H., Sasaoka, T., Ichinose, I., Matsui, K., Manege, I. 2009(a). Geochemistry of waste rock at dumping area, Intl Journal of Mining, Reclamation, and Environment. Vol. 23 No. 2 pp. 132 – 143.

Nugraha, C. 2009(b). Acid mine drainage generation due to physical rock weathering at dumping site in coal mine, Indonesia, Dissertation, Earth Resources Engineering Department, Kyushu University, Japan.


13

RANCANGAN PENGELOLAAN AIR ASAM TAMBANG

DI AREA TIMBUNAN Q03 SITE LATI

Muhammad Sonny Abfertiawan (1), Firman Gunawan(2) , Ria Irene Vince (1), dan Rudy Sayoga Gautama (1), (1) Program Studi Teknik Pertambangan, Institut Teknologi Bandung

(2)AMD Superintendent, PT. Berau Coal

Abstrak

Disposal Q03 merupakan area penimbunan overburden Pit East yang berada di sub-catchment A9 Sungai Ukud. Simulasi melalui pendekatan catchment area menunjukan bahwa sub-catchment A9 memiliki beban keasaman yang tinggi. Perancangan sistem penyaliran di Disposal Q03 bertujuan untuk melakukan pengelolaan aliran air permukaan atau limpasan sehingga aliran air dapat terkontrol dengan baik. Hal ini dapat mengurangi dampak erosi yang dapat menggerus material disposal yang dapat menyebabkan interaksi material sulfida, air dan oksigen. Sistem penyaliran akan diintegrasikan dengan sistem pengolahan air asam tambang yakni menggunakan limestone channel. Disain sistem penyaliran terintegrasi ini dapat mengurangi dampak timbulnya air asam tambang di area disposal. Upaya pengelolaan AAT di Disposal Q3 merupakan bagian dari upaya pengembangan pengelolaan AAT melalui pendekatan catchment area. Pendekatan catchment area dapat memperlihatkan pengaruh setiap sub-catchment area terhadap aliran sungai. Pendekatan ini diharapkan dapat diintegrasikan kedalam proses perencanaan penambangan. Karakteristik catchment area merupakan pertimbangan yang penting dalam perencanaan penambangan terutama dalam penentuan lokasi dan disain penimbunan batuan penutup.

Kata kunci: aat, timbunan, sistem penyaliran

1. Pendahuluan

Pemanfaatan batubara sebagai sumber kebutuhan energi nasional Indonesia akan semakin meningkat hingga 30% dari total persentase sumber energi di tahun 2025 (Dewan Energi Nasional, 2006). Laju produksi batubara nasional mencapai 310 juta pada tahun 2010 dan diprediksi akan meningkat menjadi 340 juta ton pada tahun 2011.

Permasalahan air asam tambang merupakan isu utama yang sering muncul dari kegiatan pertambangan. Pemerintah dalam regulasi yang telah dikeluarkan yakni Undang-undang Nomor 4 Tahun 2009 memberikan kewajiban kepada pemilik Izin Usaha Pertambangan (IUP) dan Izin Usaha Pertambangan Khusus (IUPK) untuk menerapkan kaidah teknik penambangan yang baik serta mematuhi batas toleransi daya dukung lingkungan (Pasal 95, a dan e). Permasalahan air asam tambang masih terjadi di banyak pertambangan batubara, sebagai contoh nilai pH air yang rendah di kolam bekas pit penambangan (Coal Pit Lake) di Kalimantan Selatan (Rahmawati & Gautama, 2010; Saputri & Gautama, 2010) dan nilai pH yang rendah di Sungai Ukud yang terkontaminasi oleh air asam tambang di Site Lati, Kalimantan Timur (Abfertiawan, 2010).

Sungai Ukud merupakan sungai yang mengalir di Site Lati yang terindikasi terkontaminasi oleh air asam tambang dari kegiatan penambangan aktif dan daerah penimbunan. Nilai pH Sungai Ukud berada pada kisaran 3-4,5. Daerah tangkapan Sungai Ukud terdiri dari 48.6% daerah terganggu (pit dan timbunan) and 51.4% daerah asli. Pencegahan melalui enkapsulasi dengan memanfaatkan material tidak berpotensi membentuk asam (Non Acid Forming / NAF) sulit dilakukan dikarenakan


14

keterbatasan material tersebut. Secara umum persentase volume litologi NAF yang menyusun Site Lati adalah 30% dan persentase volume overburden litologi PAF adalah 70% dari total overburden.

Gambar 1 Konsep Dasar Pendekatan Catchment Area

2. Konsep Pendekatan Catchment Area

Pertambangan batubara permukaan (surface coal mining) secara umum meliputi kegiatan penggalian dan penimbunan batuan penutup (overburden) baik out pit dump maupun in pit dump. Pit penambangan merupakan daerah yang tidak dapat dihindari dari potensi pembentukan AAT yang berasal batuan pada dinding pit. Sehingga upaya yang dapat dilakukan hanyalah dengan melakukan pengolahan. Air yang masuk kedalam pit penambangan dikumpulkan dalam kolam di lantai tambang (pit sump). Air tersebut lalu dipompakan keluar dari pit untuk dilakukan proses pengolahan. Selain dari pit penambangan, area disposal batuan penutup juga berpotensi untuk membentuk AAT terutama disposal yang belum final. Disposal yang telah final juga berpotensi dapat membentuk air asam tambang jika proses pengelolaan batuan penutup yakni pemisahan material PAF dan NAF tidak dilakukan.

Pembentukan AAT dari area penambangan, baik pit maupun disposal, jika tidak dilakukan upaya pengelolaan dan pengolahan akan mengalir menuju aliran sungai. Hal ini akan menyebabkan penurunan kualitas aliran sungai. Kualitas aliran sungai di hulu sangat dipengaruhi oleh kualitas aliran dari setiap aliran di sub-catchment melalui proses pencampuran dan atau dilusi. Ini adalah dasar dari konsep pengelolaan AAT melalui pendekatan catchment area. Dengan memahami potensi pembentukan AAT, maka proses dan resiko di setiap site atau sub-catchment area dapat


15

disimulasikan dan langkah-langkah yang tepat dan biaya yang efektif untuk mengendalikan AAT dapat dilakukan. Lihat Gambar 1.

3. Pengelolaan AAT di Sub-catchment A9 – Disposal Q03

Disposal Q03 terletak di salah satu bagian dari sub-catchment Sungai Ukud yakni sub-catchmnet A9 (Gambar 2) dengan luas area 188,79 Ha yang merupakan area penimbunan dari penambangan Pit East. Luas area terganggu mencapai 90% luas total atau 169,94 Ha. Daerah tangkapan ini memberikan kontribusi yang besar terhadap pembentukan air asam tambang dengan debit aliran limpasan yang besar masuk ke dalam badan air Sungai Ukud.

Gambar 2. Catchment Sungai Ukud dan Titik Pengambilan Sampel

Geokimia Batuan

Pengambilan sampel batuan dilakukan untuk mengetahui distribusi karakteristik batuan melalui uji statik. Terdapay 27 titikm sampel yang tersebar di area timbunan serta badan Sungai Ukud. Hasil uji statik sampel bagian atas pada daerah timbunan menunjukan 11 sampel dikategorikan sebagai PAF, 1 sampel merupakan material NAF, 2 sampel dikategorikan uncertain dengan kecenderungan PAF, dan 1 sampel lainnya dikategorikan uncertain dengan kecenderungan NAF. Sedangkan dari hasil uji statik pada 4 sampel bagian bawah yang dipilih disimpulkan bahwa 2 sampel merupakan material PAF, 1 sampel merupakan material NAF, dan 1 sampel lainnya uncertain dengan kecenderungan NAF. Karakteristik geokimia dari hasil uji statik pada sampel bagian atas dan bagian bawah pada titik pengambilan sampel yang sama tidak selalu menghasilkan hasil yang sama. Oleh sebab itu, dapat disimpulkan bahwa persebaran material pada area timbunan maupun badan sungai yang berada pada subcatcment A9 ini tersebar secara tidak merata dan sebagian besar lapisan tanah penutupnya merupakan material PAF yang berpotensi menghasilkan air asam.

A1

A2

A4

A10

A9

A5

A8 A6

A7


16

Area timbunan Q3 dibagi menjadi 13 segmen berdasarkan analisis subcatchment, topografi, serta arah aliran air limpasan. Kemiringan area timbunan Q3 dianalisis berdasarkan pembagian masing-masing segmen yang telah ditentukan. Kemiringan total rata-rata timbunan adalah sekitar 18%. Kondisi kemiringan pada seluruh segmen tidak sama, beberapa segmen kemiringan timbunan di bawah 10%, namun pada beberapa segmen lainya kemiringan total timbunan di atas 30%. Kemiringan total timbunan seharusnya tidak lebih dari 15% untuk mencegah terjadinya longsor atau pun erosi yang dapat menggerus lapisan tanah untuk reklamasi maupun enkapsulasi.

4. Dasar Perencanaan Sistem Penyaliran Terintegrasi

Penampang saluran yang akan dirancang adalah berbentuk trapesium dengan asumsi bahwa penampang dengan bentuk ini memiliki luas penampang basah yang realif lebih besar serta pembuatan yang relatif lebih sederhana dibanding bentuk saluran lainnya. Material yang menjadi pembentuk saluran adalah material setempat sehingga tidak memerlukan banyak material tambahan. Harga koefisien manning untuk material saluran diasumsikan sebesar 0.025. Saluran dirancang memiliki freeboard sebesar 0.15 m. Ukuran ini diharapkan dapat menanggulangi kemungkinan terjadinya debit limpasan yang melebihi debit rencana yang telah dihitung. Grade saluran didisain sebesar 1%-3%, namun akan disesuaikan berdasarkan elevasi pada tinjauan peta topografi serta kecepatan maksimum yang diperbolehkan untuk meminimalisasi terjadinya erosi. Nilai debit rencana dihitung dengan menggunakan metode rasional berdasarkan intensitas hujan harian rencana sebesar 105,97 mm.

Persamaan yang digunakan dalam perencanaan dimensi saluran sistem penyaliran yakni :

Q = ASRn

2/13/2 1

Sifat – sifat penampang trapesium: 600 = ߠ z = 13

; B = 2 z zh

2 1

; A = [B + zh]h ;

R = PA

.

Dimana : Q = Debit Limpasan Rencana ; R = Jari-jari Hidraulik ; R= Jari-jari Hidraulik ; B = Lebar Saluran Dasar ; A = Luas Penampang ; h = Tinggi Saluran Basah ; fb = Free Board ; H = Tinggi Saluran ; L = Lebar Saluran P = Keliling Basah Saluran

5. Perencanaan Sistem Penyaliran Terintegrasi

Dalam perancangan, area disposal Q03 dibagi menjadi 4 segmen utama dan 13 sub-segmen berdasarkan analisa pola aliran sehingga dapat ditentukan volume tangkapan air setiap segmen dan sub-segmen (Lihat Tabel 1 dan Gambar 3). Segmentasi ini bertujuan untuk membagi area pada disposal sehingga diperoleh debit aliran tiap segmen untuk mendisain dimensi saluran. Hasil perhitungan lengkap debit dapat dilihat pada Tabel 2 dan Gambar 4.


17

Gambar 3. Pembagian Segmen dan Pola Aliran di Disposal Q03

Tabel 1. Pembagian Segmen Pada Area Penelitian

Areal Luas

(m2) Ha UP-A1 34.946,2208 3,49 UP-A2 41.517,0644 4,15 UP-B 21.847,3569 2,18 MD-A 3.926,6333 0,39 MD-B1 7.733,1321 0,77 MD-B2 33.451,5684 3,35 BT-A 9.994,2368 1,00 BT-B1 16.709,1839 1,67 BT-B2 12.660,0216 1,27 SD-A 55.366,8645 5,54 SD-B 121.032,6677 12,10 SD-C 102.805,0821 10,28

Kaki Disposal 48.798,8897 4,88 TOTAL 510.788,9222 51,08


18

Gambar 4. Arah Aliran Air pada Timbunan

Tabel 2. Rekapitulasi Perhitungan Seluruh Dimensi Saluran Terbuka

Area Q R B A h fb H L P V

m3/s m m m2 m m m m m m/s Saluran 1 0,40 0,17 0,61 0,28 0,35 0,11 0,46 1,01 1,66 1,19 Saluran 2 0,32 0,17 0,61 0,28 0,35 0,11 0,46 1,01 1,66 0,96 Saluran 3 0,97 0,27 0,96 0,70 0,55 0,17 0,72 1,59 2,61 1,19 Saluran 4 2,65 0,46 1,65 2,09 0,95 0,29 1,24 2,75 4,50 1,09 Saluran 5 0,98 0,27 0,96 0,70 0,55 0,17 0,72 1,59 2,61 1,20

DS A 0,60 0,22 0,78 0,47 0,45 0,14 0,59 1,30 2,13 1,10 DS B 1,69 0,37 1,30 1,30 0,75 0,23 0,98 2,17 3,56 1,11

Dimensi Saluran

Hasil kajian menghasilkan disain lima saluran terbuka yakni saluran 1 (panjang 800 m, lebar 0,61 m, tinggi 0,46 m), saluran 2 (panjang 580 m, lebar 0,61 m, tinggi, 0,46 m), saluran 3 (panjang 700 m, lebar 0,96 m, tinggi, 0,72 m), saluran 4 (panjang 580 m, lebar 1,65 m, tinggi, 1,24 m), saluran 5

UP-BQ = 0.18 m3/s

MD-B1Q = 0.06 m3/s

KolamPenampungQ = 4.22 m3/s

SD-AQ = 0.45 m3/s

SD-DQ = 0.84 m3/s

BT-AQ = 0.08 m3/s

MD-B2Q = 0.27m3/s

BT-B2Q = 0.10 m3/s

UP-A1Q = 0.29 m3/s

UP-A2Q = 0.34 m3/s

MD-AQ = 0.03 m3/s

Dro

p St

ruct

ure A

Saluran 1

Saluran 2

Saluran 3

Saluran 2

Dro

p St

ruct

ure

B

Saluran 1

Saluran 2

Saluran 1

SD-BQ = 0.99m3/s

Saluran 4

SD-CQ = 0.45 m3/s

Saluran 5

Saluran 4

WMP 5

Q = 1.94 m3/s

Q = 1.49 m3/s

Q = 2.28 m3/s

BT-B1Q = 0.14 m3/s

Q = 0.51 m3/s


19

(panjang 580 m, lebar 0,96 m, tinggi 0,72 m). Selain itu direncanakan terdapat dua buah drop structure dengan dimensi: drop structure 1 (panjang 120 m, lebar 0,78 m, tinggi 0,59 m) drop structure 2 (panjang 180 m, lebar 1,30 m, tinggi, 0,98m). m3. Hasil perhitungan lengkap dapat dilihat pada Tabel 2.

Gambar 5. Rancangan Sistem Penyaliran

Dibutuhkan dua lokasi untuk pembuatan culvert. Pada inlet culvert 2 akan dibuat kolam penampung yang mampu menampung air dengan volume 5.667 m3 sedangkan pada outlet culvert 2 akan dibuat kolam penampung yang mampu menampung air dengan volume 9.076,88. Rancangan sistem penyaliran dapat dilihat pada Gambar 5.

Sistem Limestone Channel pada Saluran

Limestone channel akan dibuat pada lokasi setelah outlet culvert 2. Perancangan konseptual sistem limestone channel dilakukan berdasarkan hasil kajian simulasi reaksi geokimia. Limestone channel didisain dengan mengasumsikan penggunaan kapur CaCO3 (persen calcite 50%), asumsi waktu tinggal (td) sebesar 1 jam, debit aliran 2,65 m3/detik, dan kemiringan saluran 2%. Hasil kajian konseptual diperoleh bahwa limestonne channel harus dibangun dengan panjang saluran sebesar 415 meter, lebar saluran 3 meter, kedalaman aliran 0,38 meter, dan kedalaman saluran 1 meter.


20

6. Diskusi

Sungai Ukud merupakan aliran sungai di Site Lati yang terkontaminasi oleh AAT yang berasal dari pit penambangan aktif dan daerah disposal overburden. Hal ini mendorong untuk dilakukannya upaya-upaya perbaikan peningkatan kualitas aliran Sungai Ukud. Pengelolaan AAT melalui pendekatan catchment area adalah upaya yang saat ini sedang dikembangkan. Dalam metode pendekatan ini, berbagai alternatif simulasi telah dilakukan untuk melihat perilaku peningkatan kualitas aliran Sungai Ukud dengan tujuan untuk menentukan langka-langkah mitigasi yang tepat, efektif dan efisien.

Hasil simulasi juga menunjukkan bahwa sub-catchment A9 adalah salah satu sub-catchment yang memiliki beban keasaman tertinggi dibandingkan sub-catchment lainnya. Oleh karena itu, sub-catchment A9 menjadi prioritas dalam penanganan AAT di Sungai Ukud.

Disposal Q03 merupakan bagian dari sub-catchment A9. Sistem penyaliran yang terintegrasi dengan sistem pengolahan pasif dilakukan untuk mengurangi beban keasaman sebelum masuk ke badan Sungai Ukud. Prinsip perancangan sistem penyaliran yakni melakukan pengelolaan aliran air untuk mengurangi erosi dan kontak terhadap material sulfida serta melakukan pengolahan AAT di hilir rancangan penyaliran.

7. Kesimpulan

Dispoal Q03 yang menjadi bagian dari sub-catchment A9 menjadi prioritas untuk ditangani karena memiliki beban keasaman yang tinggi. Perancangan sistem penyaliran terintegrasi diharapkan dapat meminimalkan dampak erosi, kontakterhadap material sulfida, mengolah dan meningkatkan kualitas aliran air sebelum masuk ke Sunga Ukud.

Pengelolaan sub-catchment A9 melalui Disposal Q03 merupakan bagian dari pengembangan metode pengelolaan air asam tambang melalui pendekatan catchment area. Pendekatan ini juga diharapkan dapat diintegrasikan pada saat perencanaan penambangan. Karakteristik catchment area menjadi pertimbangan yang penting dalam penentuan disain penambangan terutama dalam penentuan area penimbunan untuk mengurangi resiko pembentukan AAT.

8. Ucapan Terima Kasih

Penulis mengucapkan terima kasih kepada kepada PT. Berau Coal atas dukungan penuh dalam melaksanakan penelitian ini.

9. Referensi

Abfertiawan M.S., Acid Mine Drainage Management Using Catchment Area Approach, Thesis, June 2010, Bandung (in Bahasa Indonesia)

Kurniawan, Anang. 2011. Tugas Akhir. Analisis Peningkatan Kualitas Air Limpasan Pada Disposal Dengan Menggunakan PHREEQC Geochemical Modelling. Bandung, Indonesia: Program Studi Teknik Pertambangan ITB.

Lee Ji-Eun & Kim Yeongkyoo, A quantitative estimation of the factors affecting pH changes using simple geochemical data from acid mine drainage, Environment Geology 55:65–75, Springer-Verlag 2008


21

Rahmawati, A.F. & Gautama, R.S., Back Analysis of Water Quality Forming in Pit Lakes of Coal Mine in Indonesia, Proceedings of International Symposium on Earth Science and Technology, December 7-8, 2010, Kyushu University, Fukuoka, Japan, pp. 241-246

Saputri, E.K.E. & Gautama, R.S., Prediction of Water Chemistry in Pit Lakes of Coal Mining, Indonesia, Proceedings of International Symposium on Earth Science and Technology, December 7-8, 2010, Kyushu University, Fukuoka, Japan, pp. 235-240

Vince, Irene Ria. 2011. Rancangan Sistem Penyaliran di Area Timbunan Q3 Site Lati PT. Berau Coal, Provinsi Kalimantan Timur. Bandung, Indonesia: Program Studi Teknik Pertambangan ITB.


22

PEMODELAN GEOKIMIA BATUAN PENUTUP AREA BINUNGAN

BLOK 9 PT.BERAU COAL

Andi Zulkarnaina dan Mauli Dedi Abdiyantob

a Geology Evaluator Superintendent, PT Berau Coal; b Geology Evaluator, PT Berau Coal

Abstrak

Air Asam Tambang (AAT) aalah istilah umum yang digunakan untuk menerangkan lindian (leachate), rembesan (seapage) atau aliran (drainage) yang telah dipengaruhi oleh oksidasi alamiah mineral sulfida yang terkandung dalam batuan yang terpapar (exposed) selama penambangan. Hal tersebut sangat penting mengingat dampak buruk yang ditimbulkan dari masalah tersebut apabila tidak ditangani secara baik. Masalah tersebut antara lain adalah kualitas kerja air tambang, biota air, kualitas air tanah, kualitas tanah, dan reklamasi. Hasil akhir yang diharapkan dari pembuatan Pemodelan Geokimia Area Binungan Blok 9 adalah Sebaran batuan NAF dan PAF Binungan Blok 9, Stratigrafi Umum batuan NAF dan PAF Binungan Blok 9, Volume batuan NAF dengan PAF Binungan Blok 9. Hal tersebut sebagai salah satu upaya untuk pencegahan masalah AAT secara aktif. Sampel diperoleh dari pemboran full . Dari bor full coring tersebut diperoleh jumlah sampel untuk analisa geokimia batuan, yang diambil setiap 1 meter selain batubara, shallycoal dan coalyshale. Jumlah sampel tersebut digunakan untuk membuat database ataupun menentukan karakteristik batuan yaitu NAF maupun PAF. Kemudian dari setiap penamaan karakteristik tersebut dikorelasikan antar bor full coring tersebut, serta mengacu pada model geologi batubara yang ada. Pemodelan geokimia batuan menggunakan software Minscape untuk korelasi, pembuatan sebaran lateral maupun vertical sampai perhitungan volume NAF dan PAF. Binungan Blok 9 dengan luasan area 4532.59 hektar memiliki17 lapisan NAF. Volume NAF Binungan Blok 9 total 1.167.117.221,03 Bcm yaitu 16.62 % dari OB total. Sedangkan untuk lapisan PAF memiliki volume 5.854.440.979,50 Bcm atau sekitar 83.38% dari total OB.

1. Pendahuluan

Air Asam Tambang (AAT) adalah istilah umum yang digunakan untuk menerangkan lindian (leachate), rembesan (seapage) atau aliran (drainage) yang telah dipengaruhi oleh oksidasi alamiah mineral sulfida yang terkandung dalam batuan yang terpapar (exposed) selama penambangan. Batuan memiliki karakteristik geokimia yang beragam, dari karakteristik tersebut dapat memberikan dampak positif dan negatif. Dampak negatif yang sering muncul terutama di dunia tambang adalah terbentuknya Air Asam Tambang (AAT), untuk itu diperlukan identifikasi batuan yang berkaitan dengan masalah tersebut, yaitu pemetaan kandungan material Potensial Acid Forming (PAF) dan Non Acid Forming (NAF). Hal tersebut sangat penting mengingat dampak buruk yang ditimbulkan dari masalah tersebut apabila tidak ditangani secara baik. Masalah tersebut antara lain adalah kualitas kerja air tambang, biota air, kualitas air tanah, kualitas tanah, dan reklamasi. Dari semua masalah tersebut di atas semuannya akan kembali dan berpengaruh ke manusia sendiri sebagai pelaku dan penanggungjawab hasil berupa dampak buruk tersebut. Untuk itu perlu adanya tindakan dari awal diantaranya adalah identifikasi geokimia batuan yang kemudian


23

dibuat model geokimia batuan sebagai pedoman pada saat proses penambangan.

Hasil akhir yang diharapkan dari pembuatan Pemodelan Geokimia Area Binungan Blok 9 adalah Sebaran batuan NAF dan PAF Binungan Blok 9, Stratigrafi Umum batuan NAF dan PAF Binungan Blok 9, Volume batuan NAF dengan PAF Binungan Blok 9. Area Binungan Blok 9 merupakan area eksplorasi daerah Kelay yang berada di bagian utara Binungan blok 8. Area pemodelan Binungan Blok 9 memiliki luas kurang lebih 4532.59 hektar.

Gambar 1. Peta Area Eksplorasi Binungan Blok 9

2. Data yang dipergunakan Data yang digunakan untuk pemodelan geokimia batuan area Binungan Blok 9 terdiri dari data pemboran full coring/geoteknik yang berupa data litologi maupun data analisa laboratorium, dan model batubara Binungan Blok 9. Penentuan titik bor mempertimbangkan keterwakilan sebaran lateral dan vertikal batuan. Sebaran lateral untuk mewakili sebaran batuan searah strike sedangkan sebaran vertikal untuk mewakili sebaran batuan dari tua ke muda. Jumlah bor full coring untuk pemodelan geokimia batuan di area Binungan Blok 9 berjumlah 19 titik dengan kedalam rata-rata 120 meter. Sampel yang dianalisa adalah semua batuan kecuali batubara (coal), shallycoal dan coalyshale


24

3. Metode Pengambilan Sempel

Sampel diperoleh dari pemboran full coring sebanyak 19 titik. Dari bor full coring tersebut diperoleh jumlah sampel untuk analisa geokimia batuan adalah 487 sampel batuan, yang diambil setiap 1 meter selain batubara, shallycoal dan coalyshale. Jumlah sampel tersebut digunakan untuk membuat database ataupun menentukan karakteristik batuan yaitu NAF maupun PAF. Kemudian dari setiap penamaan karakteristik tersebut dikorelasikan antar bor full coring tersebut, serta mengacu pada model geologi batubara yang ada.

Pengambilan interval dan panjang NAG test core sample disesuaikan dari kebutuhan data (dilakukan setiap perubahan litologi). Setelah terangkat dari lubang bor dan keluar dari core barrel, segera lakukan diskripsi dengan cepat pada sampel core yang dituju (pada interval core sample) sehingga sample tidak terlalu lama terkontaminasi oleh udara, segera setelah deskripsi kemudian dimasukan kedalam katong sampel dan ditulis kode sempel. Mendeskripsi core sample tiap meter dan tiap perubahan litologi kemudian menuliskannya di dalam log bor. Sampling NAG test dilakukan setelah sampling batubara dan sampling geoteknik dilakukan. Berikut contoh interval pengambilan sampling NAG:

Gambar 3. NAG test core sample pemboran full coring Binungan Blok 9


25

Gambar 4. Proses pengambilan sampel full coring di lokasi eksplorasi

4. Metode Pemodelan Geokimia Batuan

Pembuatan model NAF dilakukan dengan cara mengkorelasikan hasil analisa geokimia batuan antara titik bor. Parameter yang digunakan untuk korelasi batuan NAF adalah dengan metode continuous. Korelasi lapisan batuan NAF dengan metode continuous dilakukan dengan asumsi kesamaan dan kemenerusan litologi/interburden antar lapisan batubara. Batasan nilai pH untuk NAF adalah > 4.5 sedangkan untuk PAF < 4.5. Berdasarkan data analisa PAF dan NAF yang dihasilkan tidak dijumpai adanya perbedaan litologi yang khas antara batuan dengan kandungan PAF ataupun NAF bisa terdapat pada litologi sandstone maupun mudstone. Ketebalan batuan NAF di Binungan Blok 9 secara umum bervariasi, antara 1 m sampai 72 m, dengan nilai NAG pH rata-rata adalah 6.26, sedangkan lapisan batuan Binungan Blok 9 baik batuan dengan karakteristik NAF maupun PAF memiliki kandungan H2SO4 dominan rata-rata 2.37 Kg/Tonne

4.1 Sebaran Batuan NAF

Sebaran batuan NAF untuk area Binungan Blok 9 dibagi menjadi 2 yaitu sebaran batuan NAF secara vertikal, adalah sebaran lapisan batubara maupun lapisan NAF yang menunjukan lapisan tertua sampai lapisan termuda pada area pemodelan, dengan pembuatan penampang yang tegak lurus dengan jurus lapisan batuannya. Sedangkan sebaran batuan NAF secara horizontal, adalah sebaran lapisan batubara maupun batuan NAF secara luasan dengan pembuatan cropline/singkapan batuan NAF tersebut, sehingga dapat terlihat pelamparannya.

4.1.1 Sebaran Lateral Batuan NAF

Secara lateral penyebaran batuan NAF mengikuti kesejajaran cropline seam batubara Penyebaran batuan NAF dapat dimodelkan dengan menggunakan data litologi hasil pemboran full coring geoteknik maupun bor NAG. Penyebaran cropline batuan NAF yang ada tetap mengikuti pola stratigrafi batubara dan struktur geologi area Binungan Blok 9 dimana lapisan NAF_B1 adalah NAF tertua yaitu terletak di bagian barat daerah telitian. Lapisan ini disusun dominan batupasir dengan ketebalan rata-rata 14.95 m dan nilai pH 6.89. Sedangkan lapisan NAF tertua adalah NAF_K1, tersusun dominan batulempung dengan ketebalan rata-rata 10.44 m dan nilai pH 5.31


26

Pada peta cropline batuan NAF Binungan Blok 9 terlihat memiliki jarak yang relative sama, hal ini menunjukan bahwa kedudukan lapaisan batuan di daerah tersebut memiliki kemiringan yang seragam (Gambar. 5), berbeda dengan Binungan blok 8 yang berada di sebelah timur area Binungan blok 9 yang memiliki kemiringan lapisan yang jauh berbeda antara sisi barat dengan sisi timur.

Gambar 5. Peta cropline batuan NAF Binungan Blok 9


27

4.1.2 Sebaran Vertikal Batuan NAF

Sebaran vertikal litologi NAG dapat dilihat dengan pembuatan penampang yang searah/sejajar dengan kemiringan batuan atau tegak lurus jurus lapisan batuan, dimaksudkan agar diperoleh variasi litologi dari yang tertua sampai yang termuda (gambar.6). Gambar penampang di bawah paligon dengan fill jaring-jaring adalah lapisan NAF sedangkan polygon dengan fill solid adalah lapisan batubara, sedangkan sisanya adalah lapisan PAF

Gambar 6. Penampang batuan NAF serta batubara, Binungan Blok 9.

Jika di buat dalam table NAF Binungan Blok 9 adalah seperti di bawah (table.1) yang berisi jenis lapisan NAF, ketebalan rata-rata, jenis lithologi, nilai rata-rata pH, dan kemenerusan berdasarkan pemodelan menggunakan software.

Tabel 1. Tabel karakteristik lapisan NAF Binungan Blok 9

NAF_K1 10.44 Mudstone 5.31 ContinuousNF_K_1A 40.31 Mudstone 6.81 ContinuousNF_K_2A 3.50 Sandstone 6.50 ContinuousNF_K_3A 5.99 Mudstone 6.63 PinchNAF_J2 9.02 Mudstone 5.22 ContinuousNAF_J1 9.07 Mudstone 5.17 ContinuousNAF_I1A 24.29 Sandstone 5.87 ContinuousNF_I1 3.06 Mudstone 6.80 ContinuousNAF_H1 5.05 Mudstone 5.27 ContinuousNAF_G3 5.00 Mudstone 5.04 ContinuousNAF_G2 5.00 Sandstone 4.69 ContinuousNAF_G1 0.88 Mudstone 5.52 ContinuousNAF_E1 37.56 Sandstone 7.84 ContinuousNAF_D1 7.00 Mudstone 6.60 ContinuousNF_C1A 7.73 Sandstone 6.79 ContinuousNAF_C1 2.43 Sandstone 6.38 ContinuousNAF_B1 14.95 Sandstone 6.89 Continuous

ContinuityNAF THICKNESS AVERAGE

Litologi pH


28

4.1.3 Batuan PAF

Batuan PAF yang dimaksud disini adalah batuan selain batubara dan batuan NAF yang juga merupakan overburden ataupun interburden lapisan batubara. Batuan PAF tidak di modelkan seperti batuan NAF, karena batuan PAF merupakan batuan yang dihindari dalam dkegiatan setelah penambangan sehingga pada prinsipnya batuan PAF harus berada di dalam agar tidak terkontaminasi dengan oksigen secara langsung, salah satunya dengan menutup dengan material NAF tersebut.

Batuan PAF Binungan 9 berada di antara batuan NAF dan batubara sehingga memiliki penyebaran lateral yang relative sama dengan batuan NAF maupun lapisan batubara Binungan 9. Batuan PAF Binungan 9 umumnya memiliki lapisan yang menerus. Sedangkan secara vertical batuan PAF memiliki ketebalan yang bervariasi didapat dari hasil analisa yaitu sama dengan penentuan NAF dengan melihat nilai PH batuan tersebut. Penamaan batuan PAF sama dengan penamaan batuan NAF berdasarkan nama lapisan batubara di bawahnya. Berikut table yang menunjukan ketebalan, lithologi maupun nilai PH dari batuan PAF Binungan 9.

Tabel 2. Tabel karakteristik lapisan PAF Binungan Blok 9

4.2 Stratigrafi Umum Batuan NAG

Stratigrafi umum NAG Binungan Blok 9 tersusun dari 17 lapisan NAF. Lapisan ini merupakan interburden dari lapisan batubara lokasi Binungan Blok 9 antara lapisan batubara tertua yaitu seam A_2 sampai batubara termuda yaitu seam L2. Pada model geokimia lapisan selain batubara dan NAF dianggap sebagi lapisan PAF. Ketebalan batuan NAF di Binungan Blok 9 secara umum bervariasi, antara 1 m sampai 72 m, dengan nilai NAG pH rata-rata adalah 6.26.

PAF_K1 2.24 Mudstone NA ContinuousPF_K_1A 2.42 Sandstone NA ContinuousPF_K_2A 13.28 Mudstone 3.75 ContinuousPF_K_3A 1.52 Sandstone 3.77 ContinuousPAF_J2 14.51 Mudstone 3.66 ContinuousPAF_J1 26.58 Mudstone 3.94 ContinuousPAF_I1A 63.46 Mudstone 3.43 ContinuousPF_I1 5.4 Mudstone NA ContinuousPAF_H1 12.19 Sandstone 3.79 ContinuousPAF_G3 0.6 Mudstone 2.92 ContinuousPAF_G2 5.9 Mudstone 4.3 ContinuousPAF_G1 8.6 Mudstone 4.39 ContinuousPAF_E1 20.71 Mudstone 2.92 ContinuousPAF_D1 0.72 Mudstone NA ContinuousPF_C1A 8.41 Mudstone 2.03 ContinuousPAF_C1 5.1 Sandstone NA ContinuousPAF_B1 23.99 Mudstone NA Continuous

ContinuityPAF THICKNESS AVERAGE

Litologi pH


29

4.3 Volume Batuan NAF dan PAF

Perhitungan volume model geokimia batuan NAF dibatasi oleh boundary Binungan Blok 9, dengan batasan surface bagian bawah adalah kedalam 150 meter. Volume NAF dihitung dari ketebalan terkecil sampai ketebalan terbesar dari lapisan NAF tanpa dibedakan menggunakan ekspresi/batasan minimal seperti pada perhitungan volume batubara.

Binungan Blok 9 dengan luasan area 4532.59 hektar. Target seam batubara yang di tambang pada area ini sebenarnya adalah seam D dan J. Pada area ini terdapat 17 lapisan NAF seprti pada table 4. Lapisan NAF Binungan Blok 9 memiliki volume total 1.167.117.221,03 Bcm yaitu 16.62 % dari OB total. Sedangkan untuk lapisan PAF memiliki volume lebih besar dibandingkan dengan lapisan NAF yaitu 5.854.440.979,50 Bcm atau sekitar 83.38% dari total OB.

Tabel 3. Tabel Volume NAF & PAF Binungan Blok 9

5. KESIMPULAN

Secara lateral penyebaran batuan NAF dan PAF mengikuti kesejajaran cropline seam batubara, dengan kedudukan batuan relative seragam yaitu dengan jurus lapisan ke arah barat laut dan kemiringan lapisan ke arah timur laut. Secara vertikal batuan NAF Binungan Blok 9 memiliki ketebalan antara 1 m hingga 72 m, dimana lapisan yang paling tebal adalah lapisan NAF_K_1A dan NAF_I1A merupakan lapisan yang paling tipis. Nilai pH rata-rata dari lapisan NAF adalah 6.08. Sedangkan lapisan PAF memiliki ketebalan rata-rata 1 m hingga 63 m.

Berdasarkan pemodelan geokimia batuan dengan menggunakan 19 bor full coring area Binungan Blok 9, diperoleh 17 lapisan NAF dari litologi tertua yaitu NAF_B1,sedangkan

NAF BIN 9 Volume NAF Volume PAF Total OBNAF_K1 33,439,526.24 618,731,062.42 618,731,062.42 NF_K_1A 287,273,786.04 346,904,932.68 634,178,718.72 NF_K_2A 29,582,893.06 183,902,140.78 213,485,033.84 NF_K_3A 39,563.82 150,979.07 190,542.89 NAF_J2 30,341,208.48 345,677,656.98 376,018,865.47 NAF_J1 38,435,329.75 204,185,153.60 242,620,483.35 NAF_I1A 153,795,005.11 557,410,171.34 711,205,176.44 NF_I1 21,250,640.04 179,019,704.14 200,270,344.18 NAF_H1 47,685,658.13 312,191,269.27 359,876,927.40 NAF_G3 49,743,814.86 136,591,672.87 186,335,487.73 NAF_G2 40,502,906.12 40,268,251.51 80,771,157.63 NAF_G1 4,940,187.29 46,154,506.71 51,094,694.00 NAF_E1 103,965,725.59 721,991,208.66 825,956,934.25 NAF_D1 66,937,505.43 196,376,797.42 263,314,302.85 NF_C1A 66,024,458.60 394,315,084.33 460,339,542.93 NAF_C1 31,824,214.99 42,151,035.23 73,975,250.22 NAF_B1 161,334,797.49 1,528,419,352.49 1,689,754,149.97 UNASSIGNED - 1,120,016,566.66 1,120,016,566.66 Total 1,167,117,221.03 5,854,440,979.50 7,021,558,200.53 Prosentase 16.62% 83.38% 100.00%


30

lapisan NAF termuda adalah NAF_K1, dimana penamaan NAF maupun PAF berdasarkan nama seam di bawahnya.

Binungan Blok 9 memiliki volume total 1.167.117.221,03 Bcm yaitu 16.62 % dari OB total. Sedangkan untuk lapisan PAF memiliki volume lebih besar dibandingkan dengan lapisan NAF yaitu 5.854.440.979,50 Bcm atau sekitar 83.38% dari total OB Sedangkan untuk lapisan PAF memiliki volume lebih besar dibandingkan dengan lapisan NAF yaitu 5.854.440.979,50 Bcm atau sekitar 83.38% dari total OB


31

Surface Water Quality Improvement In Line with Success of Mine Land Rehabilitation

(Case Study of Sepapah Mine Closure)

Fatimah Koten, Delma Azrin and Djoko Widajatno PT Arutmin Indonesia - Coal Mine

Abstract The Sepapah Mine is one of the coal resources in the location of Block VI – South Kalimantan Indonesia operated by PT Arutmin Indonesia. The former area was a selective production forest by timber company. Mining had started since May 1999 and after five years coal had been fully exploited economically. In accordance to related mine closure regulation and guideline, all rehabilitation works as per Sepapah Mine Closure Plan were completed by 2005.

Environmental management conducted during operational was implemented in line with the mine development progress from the beginning of mining operations as part of Best Mining Practices commitment by the company. Top soil and overburden management, drainage control facilities and well land preparation prior to re-vegetation program are implemented, controlled and monitored periodically to assure success of mine rehabilitation program.

Rehabilitation program has resulted more than 275,000 pioneer trees species (dominantly Acacia mangium, Paraserianthes falcataria) including several native species and local fruit trees. The diversity and abudance of the natural species has indicated natural succession has been occurring at the rehabilitated area evidenced the presence of voluntarily natural species compared to species introduced in early rehabilitation program.

The positive impact derived from the success of mine rehabilitation program is improvement of the surface water quality. Post-mining water quality has been improved even better than the quality prior to mining operation.

Post-mining land uses were designed to the origin secondary production forest that include several water bodies (small / ex-settling pond) left that can be used as a reservoir for local community and to fulfillment for wildlife and water needs for forest fire fighting activities in case of forest fire.

1. Introduction Sepapah Coal Mine is one of the leases named as DU 319/Kalsel operated by PT Arutmin Indonesia. The mine site is located in Kecamatan Sampanahan Kabupaten Kotabaru, Province South Kalimantan. Sepapah is located about 5,5 km from the other two leases also operated by PT Arutmin Indonesia called Sangsang Mine and East Senakin Mine, thus Sepapah Mine shared several infrastructures with Sangsang and East Senakin.

The consession consists of 930,1 ha of selective production forest area and 5,5 km of haulroad to Sangsang Mine where washing plant with Dense Medium Plant (DMP) System located. From the DMP, the coal was trucked 20 km down to the Sembilang Port.

Sepapah Mine had measured resources of 7.871.700 tons and mining was started in May 1999 with average coal mining of 1.535.761 tons per annum. After five years operational, per Desember 2003 the economical coal ceased.


32

2. Baseline Data

Before mining, Sepapah area was covered by local tree species such as gelam tikus (Eurya accuminata), Somea, Wawangon, Seriberangkat and shrub species scuh as damar tingkir (Shorea beccariana), Bangkirai (Shorea sp). Areal eks PT INHUTANI II was dominated by gelam tikus (Eurya accuminata) and open land owned by community many local trees found such as coffee, sungkai (Peronema canescens), cempedak (Arthocarpus integer), laban (Vitex pinnata) dan durian (Durio zibethinus).

The majority of soil (97 %) at Sepapah is Ultisol (Podzolik) and the remaining (1,03%) Inceptisol dan (1,88%) Entisol. The soil had a shallow solum with fraction such as gravel, iron concretion and plintit about 15 to 50 %.

Premining condition, average bulk density at the surface 0-15 cm was 1,25g/cm3, at depth 15-30 cm was 1,46g/cm3 and increased to 1,60g/cm3 at depth 30 -60 cm. Soil porosity at the average of 44,8% at 15-30 cm and 29,4% at depth 30 -60 cm indicating that roots growth was limited to the depth 60 cm. Infiltration rate at undisturbed area varied from very slow (0,28 cm/jam) to fast (18,78 cm/jam) whereas soil permeability (K) generally fast to very fast due to the presence of gravel and sand as well as extensive root system.

Soil fertility was low as evidenced by its soil pH, base availability and saturation, CEC and its organic content thus its value for each of those parameter was low except Al saturation medium to very high. Average acidity of the upper 15 cm was low 4,30-5,7 but increased with dept up to 4,7 - 5,10. Organic Carbon and total Nitrogen was found to be high at the surface but decrease with depth. Base saturation level was low however Aluminium saturation high to medium which may harm the root growth.

Cation exchange capacity (CEC) and the ability of soil to retain water was also low. ESP value indicating the presence of sodium in the soil ranged within the acceptable level and electrical conductivity showing the osmotic pressure of soil solution was in the safe level. Availability of Cu and Zn was considered to be low, however Fe and Mn high associated with high FeO in the soil.

During wet season especially December till June, rainfall was mostly higher than 200 mm. Considering the area cleared and sediment ratio of 0,25 the total sediment expected to be washed down from outlet F-G in 1999 approximately 614,1 ton or about 470 m3 (PT. Arutmin Indonesia 1999). Due to erosion rate and changed hydrological system, total suspended solid increased significantly (1146 - 6876%) from the premining condition (PT Arutmin Indonesia 1999).

Before mining, water temperature ranged from 25-28,3 oC, total dissolved solid 15-1410 mg/l (the threshold at that time 1500 mg/l) and turbidity 4,2-24 nTU. Environmental impact analysis study showed an increased in suspended solid at downstream of Sepapah River due to the presence of domestic activity (agriculture and housing) and logging at the upstream of Sepapah River. Water quality of several parameter was found to be higher than allowed threshold such as pH (5 -7,8). This condition shows a characteristic of natural Kalimantan which to have a relatively low pH. Other water quality also showed a trend of increase from 1996 to 1998 due to logging activity.

Samples of 66 overburden from 8 drill holes were collected in 1996 to determine the geochemical characteristics of the overburden. The sulphur content of the majority of the overburden samples is relatively low with 53 samples of the 66 (80%) having a total sulphur content of less less than 0,5 %.

The acid neutralizing capacity (ANC) for all of the overburden and interburden ranges from very low to high (0 - 143 kg H2SO4/ton) with about 46 % having ANC greater than 20 kg H2SO4/ton).


33

Of the 66 samples tested, about 20 % (13 samples) have a positive calculated net acid producing potential (NAPP) value and the remaining samples have a negative of zero calculated net acid producing potential (NAPP). Six of the 13 positive NAPP have a NAPP value less than 10 kg/H2SO4 and therefore have only low capacity to produce acid. Seven samples of the 13 positive NAPP have a NAPP value greater than 10 kg/H2SO4 and therefore may represent higher capacity or higher risk material.

3. Reclamation Process Reclamation process implemented at Sepapah Mine consisted of regarding, spreading about 50 - 75 cm of topsoil/growing media, ripping and construction of drainage along the contour, seeding covercrop and planting with pioneer species at 3 x 3 meter.

4. Methodology and Analysis

Samples from a 20x20 meter plot were collected with the purposive sampling system based on planting year from 2001 till 2006 as well as samples secondary forest. Samples ini each plot were calculated for number of trees and observed for its quality (healthy/not healthy) and observed for the invasion species.

Soil samples were also collected with the purpose sampling system. Samples were collected as the change of the quality of trees as well as year of planting. Samples were then sent to laboratory and analysed for pH and macro nutrients N,P, K and Cation Exchange Capacity (CEC).

Samples of water at three location, upstream, downstream and outfall of settling were collected and sent to laboratory and analysed. Results were then compared with the government water quality standards

5. Result and Discussion

Growth (Diameter dan Height)

The studi shows the growth of trees at reclaimed area as in the table below.

Table 1. Growth Comparison of Acacia mangium at Reclamation Area Vs. Normal Condition

Description Annual Average Growth Diameter (cm/year) - Sepapah Mine 2,49 - 5,35 Diameter (cm/year) - Kalimantan Timur 1,80 - 7,40 Diameter (cm/year) - Australia 2,10 - 5,20 Height (m/year) -Sepapah 2,01 - 5, 37 Height (m/year) - Kalimantan Timur 1,18 - 5,40 Height (m/year) -Australia 2,10 - 4,40

Table 2. Growth Comparison of Paraserienthes falcataria at Reclamation Area Vs. Normal Condition

Description Annual Average Growth Diameter (cm/year) - Sepapah Mine 2,20 - 3,22 Diameter (cm/year) - Forestry Department 1982 3,2 Height (m/year) -Sepapah Mine 1,9 - 2,67 Height (m/year) - Forestry Department 1982 2,47


34

Quality of Growth

Majority of trees growing at reclamation area is categorised as good quality (HEALTHY) indicated by growing fresh, straight trunk and thick/dense canopy (as its botanical characteristics).

A studi shows that optimum growth of pioneer species Acacia Mangium and Paraserienthes falcataria occurs 4 till 6 year after planting (10 - 15 cm in diameter) (PT. Arutmin Indonesia 2007). Growth of the pioneer species after year 6 starts to decrease.

Invasion of several voluntary local shrubs such as Kerinyu (Chromolaena odorata), Karamunting (Melastoma affine) and others as well as voluntary local pioner species such as mahang (Macaranga sp.) The presence of pioneer species that need a proportion of light at Sepapah Mine can be categorised as First Step of Forest Succession Process (Lamprecht, 1989). From ecological point of view, this condition indicates the commence of land condition recovery.

Soil Erosion Soil erosion was predicted using Universal Soil Loss Equation (USLE) dari Weischmeier dan Smith (1978). Indeks of rainfall erosivitas (R) was calculated based on Bols (1978) using average monthly rainfall, average number of days rainfall and maximum rainfall data from 2000 - 2004 of Kabupaten Pasir resulting erosivitas value of Sepapah Mine 992,56.

Soil erodibilitas (K) was determined using Weischmeier dan Smith (1978) comprising parameter of texture (fraction of sand, silt and clay), organic material, permeability and soil structures resulting a K value ranging from 0,04 - 0,07.

Slope was measured at each location where slope length ranging from 20 -100 meter with slope ranging from 9 - 16 %, therefore the LS ranging from 1,41 - 2, 55.

Cover (C) was determined from Hammer (1980) dan Weischmeier and Smith (1978) and index for soil management calculated based on Hammer (1981). From the values and indeks, predicted soil erosion is determined as in the table below.

Table 3. Predicted Erosion at Reclamation Area of PT. Arutmin Indonesia Sepapah Mine

Description R K LS C P Erosion(ton/ha/year.)

Secondary forest 992.56 0.04 2.00 0.30 1.00 25.01 6 years old (mix) 992.56 0.07 2.04 0.30 1.00 45.18 6 years old -(akasia only) 992.56 0.04 2.55 0.30 1.00 31.83 5 years old 992.56 0.07 1.73 0.30 1.00 38.32 4 years old 992.56 0.07 1.50 0.30 1.00 33.26 3 years old 992.56 0.07 2.55 0.30 1.00 56.32 2 years old 992.56 0.07 1.41 0.30 1.00 31.29

Source: Primary data (2007).

Table 3 shows that erosion at Sepapah Coal Mine ranging from 31,83 ton / ha/ year ( Acacia, year of planting 2001) till 56,32 ton/ha/year ( planting year 2004). The material eroded at the reclaimed areaa is still higher compared to secondary forest which is 25,01 ton/ha/year.


35

Based on Criteria of Erosion Hazard Level as in Government Regulation Republic of Indonesia No. 150 /2000 as quoted in the table below, the erosion at Sepapah Mine is classified as Small Scale Erosion

Table 4. Criteria of Erosion Hazard Level

No. Erosion level (ton/ha/year) Criteria 1. < 15 Very Small 2. 15 – 60 Small 3. 60 – 180 Medium 4. 180 – 480 High 5. > 480 Very High

Water Quality Water samples were collected and parameter analysed consisting of total suspended solid (TSS), pH, Total Dissolved iron, Total dissolved manganese, Cadmium, Aluminium and Sulfate. Comparison of the river water quality against Government Regulation No. 82 / 2001 regarding Water Quality Management and Water Pollution Mitigation and The Governour South Kalimantan Regulation No. 5 / 2007 concerning River Water Quality Threshold and Uses whereas waste water originating from settling pond against The Decree of Ministry of Environment No. 113 / 2003 regarding waste water threshold for coal mining activities and The Governour South Kalimantan Regulation No. 4 / 2007 concerning Waste water quality threshold is shown in the table below.

Table 5.Water Quality From Sepapah Mine - September and December 2007

No. Parameter Month Location Threshold 1 2 3 (*) (**) (***) (****)

1 TSS Sept 2007 12,00 16,00 3,00 50 50 400 200 Dec 2007 11,00 7,00 3,00 2 pH Sept 2007 6,60 6,94 7,58 6 – 9 6 - 9 6 – 9 6 – 9 Dec 2007 4,25 7,86 8,01 3 Fe Sept 2007 3.874 0.9014 0.173 0,3 0,3 7 7 Dec 2007 0,2364 0,5549 0,1779 4 Cd Sept 2007 0.022 0.0135 0.0165 0,01 0,1 - - Dec 2007 < 0,002 < 0,002 < 0,002 5 Mn Sept 2007 0.127 < 0.002 3.4821 0,1 0,1 4 4 Dec 2007 < 0,002 < 0,002 1,3507 6 Al Sept 2007 0.098 0.068 0.0665 - 0,2 - - Dec 2007 0,4267 < 0,002 < 0,002 7 SO4 Sept 2007 67 370 550 400 400 - - Dec 2007 220,00 720,00 380,00

Notes: 1 : Water from Upstream Sepapah River - Sepapah Mine Area 2 : Water from Downstream Sepapah River - Sepapah Mine Area 3 : Water from Outlet Settling Pond (*) : Government Regulation No. 82 / 2001 (**) : Governor South Kalimantan Regulation No. 05 / 2007 (***) : Decree the Ministry of Environment No. 113/ 2003 (****) : Governor South Kalimantan Regulation No. 04 / 2007


36

(a) TSS

Suspended solid is part contained in natural water in the form of particles consisting of organic or non organic , living or dead. Concentration of TSS is influenced by mineralisation level and amount of clay suspended. In other words, TSS comprises of clay and fine sand particles or dead /living microorganisms presence in the water due to / orginated from eroded soil and washed in to river or sea.

Total suspended solid of water from Sepapah River ranges from 11 - 12 mg/L at the upstream of Sepapah Mine and 7 - 16 mg/L at downstream of Sepapah Mine. The concentration shows within the threshold range as stated in Government Regulation No. 82/2001 as well as Governor South Kalimantan Regulation No. 4/2007. Concentration at different location did not show a regular pattern.

TSS concentration at outlet of settling pond is 3 mg/L far below the maximum concentration allowed as stated ini The Decree of Environment Ministry (400 mg/L) or Governor of South Kalimantan Regulation No. 4/2007 (200 mg/L)

(b) pH Acidity level (pH) of water from Sepapah River was detected in the range of 4,25 - 6,60 at upstream and 6,94 - 7,86 at the downstream of Mine Site showing a trend of fulfilling the minimum range at the upstream level as required by Government Regulation No. 82/2001 and the Governor of South Kalimantan Regulation No. 5/2007 whereas downstream water quality showed a level as required by the two threshold.

A decrease in pH at the upstream of Mine Site was not correlated with mining activity because the pH at the outlet of settling pond ranging from 7,58 - 8,01 and is fulfilling the pH criteria as required by the Decree of Minister of Environment and Governor South Kalimantan Regulation No. 4/2007 ( 6-9 ). Coal mining activity at the upstream of Sepapah Mine is probably contributing to the low pH of water of Sepapah River at upstream.

(c) Fe Iron concentration in natural water ranges from 0,05 – 0,2 mg/l (Boyd, 1990).

Dissolved iron of water from Sepapah River was detected 0,2364 - 3,874 mg/l at upstream and 0,5549 - 0,9014 mg/l downstream. In September 2007 , iron concentration in upstream (not affected by coal mining activity of PT Arutmin Indonesia Sepapah Mine) was measured 12x higher than the allowed maximum threshold (0,3 mg/L Government Regulation 82/2001 and Governor South Kalimantan Regulation No. 5/2007. At downstream, the concentration had decreased to 3x higher than maximum threshold allowed. In December 2007, the concentration either at upstream or downstream had decreased significantly.

Contribution of coal mining activity at PT Arutmin Indonesia to the increase of iron concentration is small as evidenced by the iron concentration from settling pond 0,173 - 0,177 mg/L. This concentration is far below from the maximum concentration allowed by the Decree of Minister of Environment No. 113/2003 and Governor South Kalimantan Regulation No. 4/2007 (max: 7 mg/L).

(d) Mn

As iron, dissolved manganese mineral occur at nature under aerobic condition is low and concentration of manganese in water is low (Boyd, 1990).

Mangan concentration was only detected at Upstream of Sepapah River (0,127 mg/l), but not detected downstream (< 0,002 mg/l di lokasi hilir tambang PT. Arutmin Indonesia. Referring to Government Regulation No. 82/2001 and Governor South Kalimantan Regulation, the presence of this element in the water is allowed to a maximum of 0,1 mg/L.


37

Concentration of Manganese from settling pond water was measured at 1,3507 - 3,4821 mg/L which is still under the maximum concentration allowed to release to the surface water (4 mg/L as per The Decree of Minister of Environment No. 113/2003 and Governor South Kalimantan Regulation No. 4/2007)

(e) Cd Source of Cadmium is greenockite (CdS), hawleyite, sphalerite, and otavite (Moore, 1991), with fresh water concentration about 0,0001 – 0,01 mg/l (McNeely et al, 1979).

Cadmium in the water of Sepapah River was detected in the range of < 0,002 -0,022 mg/l at the upstream of Sepapah Mine and < 0,002 -0,0135 mg/l at downstream. Cadmium concentration from the outlet of settling pond ranged from 0,0062 - 0,0165 not much different from the concentration detected in the river.

Based on Government Regulation No. 82/2001 and Governor South Kalimantan Regulation No. 5/2007, cadmium maximum threshold of river water is 0,01 mg/L thus cadmium concentration in Sepapah River slightly higher than the threshold.

(f) Al

Source of Aluminium is mineral aluminosilicate presence abundantly in nature. This element is considered not hazardous and natural water generally contains less then 1,0 mg/L where this element usually contained in the sediment or undergo precipitation.

Aluminium is not included either as a parameter in Government Regulation 82/2001 nor threhold waste water as per the Decree of Minister of Environment No. 113/2003 and Governor of South Kalimantan Regulation No. 4/2007. However, aluminium is a parameter in the Governor South Kalimantan No. 5/2007 with maximum concentration allowed 0,2 mg/L. Water from upstream Sepapah River had the concentration of aluminium of 0,098 – 0,4267 mg/l dan downstream < 0,002 - 0,068 mg/l. Water from settling pond contained < 0,002 - 0,0665 mg/l indicating low aluminium content in the water from Sepapah River and settling pond and compliance to the Governor of South Kalimantan Regulation No. 5/2007.

(g). SO4 Sulfate was measured in a considerably high concentration in Sepapah River ranging from 67,00 – 220,00 mg/l at upstream and 370,00 – 720,00 mg/l downstream. Referring to the water quality threshold as stated in Government Regulation No. 82/2001 and Governor South Kalimantan No. 5/2007, sulphate concentration at downstream water in December 2007 had exceeded the maximum concentration allowed.

Measurement of sulphate content at outlet of settling pond showed an increase trend ranging from 380,00 – 550,00 mg/l. In a normal condition, an increase in sulphate content is usually followed by a decrease in pH due to the formation of high acid (sulfuric acid). However that prediction did not occur at the outlet of settling pond with the measurement of pH showed 7,58 - 8,01 or even to a base situation. The condition may had occorred due to the over application of lime thus decreased the hydrogen ion and preventing the formation of sulfuric acid thus increasing the dissolved sulphate. Aerobic condition at settling pond may also trigger the increase of dissolved sulphate (SO4) and sulfide (SO3).

6. Conclusion Eventhough soil at Sepapah Mine was a low fertility soil, average growth and quality of growth of pioneer species Acacia mangium and Paraserianthes in the reclaimed area underwent common reclamation processes (recontouring, topsoil spreading, covercropping, fertilizing and maintenance) showed a good growth compared to the normal condition (non ex mining land).


38

This indicates that common practices of reclamation has resulted good growth of vegetation. While the correlation between the canopy growth and water quality was not being made, settling pond water quality during operasional and after mining showed this secondary impact of good canopy. Water acicidy (pH) showed a normal range while TSS and iron decreased about half of the amount during operasional. Mangan was in a higher concetration but is still under the maximum concentration allowed which may had been associated with concentrated water in the settling pond since the pond becomes in-active.

7. References Dephut, 1980a. Pedoman Pembuatan Tanaman. Direktorat Jenderal Kehutanan, Deapartemen

Pertanian, Jakarta. Lamprecht, 1989. Silviculture in The Tropics. Deutsch Gesellschaft fuer Technische

Zusammenarbeit (GTZ) GmbH. ISBN 3-88085-422-X. Verlag Paul Parey, Hamburg and Berlin.

Lemlit-Dephut, 1982. Silvikultur Khusus. Departemen kehutanan, Jakarta. Meijaard E. et al. 2006. Hutan Pasca Pemanenan. Melindungi Satwa liar dalam kegiatan hutan

produksi di Kalimantan. CIFOR, UNESCO & ITTO. Jakarta Pordosi, 1991. Evaluasi Pertumbuhan Tegakan Acacia mangium Umur 5 Tahun pada Jarak

Tanam Berbeda. Skripsi Fahutan Unmul. Suhardi, 1995. Pengaruh Teknik Silvikultur dan Biotek Terhadap Riap Jenis yang Dipilih untuk

HTI. Direktorat Jenderal Pengusahaan Hutan, Dephut RI, Jakarta. Wahyudi, 2006. Analisis Pertumbuhan dan Finansial Tanaman Akasia Mangium, Jabon,

Meranti, Sengon dan Sungkai di HPH Gunung Maranti Provinsi Kalimantan Selatan. Tesis Program Pascasarjana Ilmu Kehutanan Unlam.


39

UPAYA PENURUNAN KADAR LOGAM BERAT ARSEN (As) YANG BERASAL DARI AIR REMBESAN WASTE ROCK TAMBANG

PT. NEWMONT MINAHASA RAYA MELALUI METODE FITOREMEDIASI

Erny Poedjirahajoe Fakultas Kehutanan Universitas Gadjah Mada

email : [email protected]

Abstrak Artificial wetland (lahan basah buatan) telah dibuat untuk menampung air rembesan keluar dari timbunan waste rock. Air ini mengandung logam berat Arsen (As) dan mengalir sampai outflow di Sungai Buyat. Untuk mengurangi kadar As, maka perlu perlakuan terhadap wetland dengan menggunakan metode Fitoremediasi. Penelitian ini merupakan penelitian awal yang dilakukan pada skala laboratorium dengan cara menempatkan 30 box pada meja bertingkat tiga, sehingga masing-masing meja berisi 10 box. Tingkat paling atas diisi dengan air wetland sebanyak 3 liter untuk setiap box. Pengambilan air di wetland pada bagian yang dekat dengan outlet. Masing-masing box dilubangi bagian bawahnya dipasang slang dan diberi kran kecil dibagian ujungnya. 10 box bagian tengah mendapat tetesan air dari tingkat atas dan diberi 5 jenis tanaman uji @ 2 tanaman sebagai ulangan. Box tingkat bawah menampung tetesan air dari tingkat 2. Analisis As dilakukan terhadap sampel pada box yang ada di tingkat atas, kemudian setiap 2 minggu diambil air di box tingkat paling bawah sebanyak 100 ml untuk dianalisis As. Hasil penelitian menunjukkan bahwa jenis-jenis Cyperus elatus Roxb, Limnocharis flava Buch dan Caladium,sp telah mampu menurunkan kadar As secara signifikan dalam waktu 6 minggu. Kata kunci : arsen, air wetland tambang, fitoremediasi. 1. Pendahuluan Kegiatan pasca penutupan lahan oleh PT NMR pada umumnya terfokus pada lahan dan air. Dalam pemantauan lahan, PT NMR telah melakukan beberapa studi yang telah disetujui oleh Departemen ESDM, yaitu kajian tentang air rembesan yang kemudian di breakdown menjadi beberapa kajian seputar dampak dan upaya penanganan air rembesan. Kajian air permukaan dimaksudkan untuk memantau kandungan logam berat yang ikut mengalir sampai ke outflow (Sungai Buyat). Sumber air rembesan disinyalir berasal dari air tanah yang mengalir dari Barat Laut ke Tenggara yang arah alirannya dikendalikan oleh struktur-struktur batuan gamping Ratatotok dan Barat Laut-Tenggara. Sumber air lainnya berasal dari air limpasan dan curah hujan yang mengalir ke danau bekas tambang Mesel yang berfungsi sebagai imbuhan air tanah melalui sistem batu gamping. Selain itu ada pula yang berasal dari infiltrasi melalui timbunan batuan limbah yang mengalir di sepanjang dasar timbunan menuju lokasi rembesan. Kajian tentang rembesan air telah dilakukan pada periode April 2004 sampai dengan Juni 2005. Hasil analisis kualitas air menunjukkan bahwa kandungan anion sulfat terlarut (SO4

2- ) rata-rata sebesar 1011 mg/l, dengan nilai rembesan minimum 695 mg/l dan maksimum 1190 mg/l. Kandungan logam terlarut arsenik rata-rata sebesar 0,34 mg/l, nilai minimum rembesan 0,283 mg/l dan maksimum 0,45 mg/l.

Berdasarkan kajian hidrogeologi, rembesan terjadi pada rekahan alami di zona patahan. Variasi laju rembesan cenderung konstan selama beberapa bulan, sedangkan pada rembesan yang berasal dari infiltrasi, laju alirannya lebih cepat tergantung dari curah hujan. Hubungan yang sangat erat terlihat antara keluaran dari Danau Pit Mesel dengan debit rembesan. Aliran tanah pada hulu Pit Mesel


40

sebesar 10-20 l/det. Laju aliran air yang keluar dari Pit Mesel ke dalam sistem air tanah sebesar 6 l/det.

Sebuah penelitian yang dilakukan oleh ITB bersama UGM pada tahun 2005 tentang distribusi As di sungai dan di air tanah dengan pengambilan sampel berjarak rapat (high spatial resolution sampling) telah dilakukan di Mesel Creek (anak Sungai Buyat). Penelitian ini menyimpulkan bahwa terjadi rembesan alami (mata air) dengan konsentrasi As tinggi (0,36-0,78 mg/l) yang mengalir dan bercampur dengan buangan dari tambang Mesel (0,01-0,1 mg/l) ke Sungai Buyat sekitar 1,5 km di sebelah selatan lokasi tambang, sehingga menyebabkan konsentrasi As di bagian hilir Sungai Buyat menjadi meningkat (0,51-0,6 mg/l). Pemantauan As kemudian dilanjutkan pada bulan Oktober 2006 sampai dengan 25 Juni 2007. Hasil akhir 25 Juni 2007, konsentrasi As telah memenuhi kriteria yang ditetapkan berdasarkan Kepmen LH No. 202 Tahun 2004 yaitu sebesar 0,5 mg/l, bahkan di bawah kriteria yang telah ditetapkan. Konsentrasi As pada pemantauan terakhir rata-rata sebesar 0,138 mg/l (kriteria sukses PT NMR).

Hasil analisis selengkapnya terlihat pada grafik berikut:

Gambar 1.1 Kandungan arsen (As) di area wetland bulan Oktober 2006-Juni 2007 Kajian air rembesan yang telah diuraikan di atas dilakukan dengan menggunakan teknik geohidrologi, seperti kajian terhadap sifat-sifat air rembesan, pemodelan neraca air, dan kajian pilihan penanganan rembesan sampai menghasilkan beberapa alternatif penanganan serta rancangan detail pengelolaan lahan basah pada bulan November 2005 sampai dengan Oktober 2006. Hasil kajian pada waktu itu, tentang pemodelan hidrokimia lahan basah menunjukkan bahwa penurunan As oleh pengendapan dengan besi sekitar 10%, sedangkan pemodelan menghitung penyerapan As oleh sedimen yang kaya bahan organik dan besi menunjukkan angka penurunan 30 %.

Dengan mengacu pada kriteria sukses penutupan tambang (untuk As), seharusnya pemantauan sudah dianggap cukup, tetapi PT NMR tetap bertekat akan memenuhi kriteria USEPA, yaitu 0,01 mg/l As. Oleh karena itu, guna menyempurnakan pemantauan yang berakhir sampai pada bulan Januari 2010, perlu suatu kajian yang selama ini belum dilakukan, yaitu kajian keterpaduan biotik (bio-engineering) antara fitoremediasi (phytoremediation) dan rawa buatan (artificial wetland). Percobaan awal dimulai dari skala laboratorium untuk mengetahui kecocokan jenis serta serapan As nya. Dengan demikian maka penelitian ini bertujuan untuk mengetahui kemampuan tanaman uji dalam menurunkan kadar As pada wetland PTNMR.


41

2. Metode Penelitian a. Alat dan Bahan

Alat-alat yang digunakan dalam penelitian ini adalah kotak plastik/akuarium plastik berukuran (60x40x50) cm sebanyak 27 box sebagai tempat air dan tumbuhan air, meja bertingkat 3 untuk meletakkan box dan atap penutup.

Bahan yang digunakan adalah tanaman walingi (Cyperus elatus Roxb.), genjer (Limnocharis flava Buch.), Ki apung (Azolla pinnata R.Br.), Ki ambang (Salvinia molesta D.S. Mitchell), dan Keladi (Caladium,sp) serta 1 (satu) jenis tumbuhan darat yaitu paku (Pteris sp.)

b. Cara Penelitian

Cara penelitian dilakukan dengan menggunakan metode dari Ganley et.al (2003) sebagai berikut : sebanyak 30 box diletakkan pada meja bertingkat tiga, sehingga masing-masing meja berisi 10 box. Box yang terletak pada meja tingkat paling atas diisi air yang berasal dari wetland PTNMR sebanyak ± 30 liter. Sampel air dari wetland diperoleh dari bagian mendekati outlet, dan air ini digunakan dalam uji fitoremediasi. Masing-masing box dilubangi bagian bawahnya supaya air bisa mengalir/menetes melalui pipa/slang plastik yang sudah dipasang dan diberi krans bagian ujungnya. Slang yang terletak dibagian dasar bak dibuka tutupnya sehingga sampel air bisa mengalir ke dalam box kedua (yang terletak dibawahnya) dengan aliran yang perlahan (+ 2,5 ml per menit). Box kedua diisi dengan air saja (untuk tanaman air yang mengapung) dan air plus tanah (untuk tamanan air yang memerlukan substrat tanah). Untuk masing-masing tanaman uji dibuat dua ulangan. Selang yang ada pada box kedua juga dibuka tutupnya sehingga air mengalir perlahan (+ 2,5 ml per menit) ke box ketiga. Box ketiga yang terletak paling bawah digunakan untuk menampung air yang mengalir dari box diatasnya yang berisi air atau air plus tanah dan tanaman uji. Air pada box paling atas dicek secara rutin agar tidak habis, apabila volumenya sudah sangat berkurang (mendekati habis), segera diisi kembali dengan air dari wetland. Air yang tertampung di box ketiga (bak paling bawah) di sampling sebanyak 500 ml setiap 2 minggu sekali selama 6 minggu untuk dianalisis kadar As dengan metode AAS : Atomic Absorption Spectra (Krachler & Emons, 2000). Kondisi awal kadar As dalam sampel air yang dimasukkan pada box paling atas juga diukur. Analisis logam berat dikerjakan oleh laboratorium ALS Bogor.

Gambar 1.2 Peletakan tanaman air dalam box Gambar 1.3 Susunan peletakan box


42

Percobaan dengan tanaman paku darat

Disediakan 9 buah polybag kecil dan diisi dengan tanah yang berasal dari sekitar wetland. Tanaman paku (Pteris vitata) yang diujikan berasal dari lokasi base camp. Masing-masing tanaman ditanam pada polybag yang berisi media tumbuh yang sudah disiapkan, dan diletakkan ditempat teduh. Penyiraman dilakukan dengan menggunakan air dari wetland dengan ukuran yang sama (yang diujikan untuk tanaman air), dan dibiarkan tumbuh selama 8 minggu. Diakhir percobaan penentuan kadar As dilakukan terhadap tanah pada saat awal dan akhir percobaan serta jaringan tanaman paku.

Penelitian dengan Pteris vitata ini dimaksudkan bahwa apabila terbukti tanaman paku mampu menyerap As cukup tinggi, maka di bagian tepi wetland direkomendasikan untuk ditanami jenis paku-pakuan ini. Penanaman paku-pakuan dibagian tepi-tepi wetland didasarkan pada fakta di lapangan bahwa paku jenis ini mampu tumbuh dengan baik di area sekitar wetland.

c. Analisis Hasil

Untuk melihat signifikansi pengaruh serapan tanaman terhadap As, maka hasil analisis laboratorium terhadap kandungan As pada box 3 (paling bawah) kemudian dianalisis Varian (CRD) dengan menggunakan perlakuan pengamatan dua mingguan, yaitu pada awal kegiatan (minggu ke-0), minggu ke-2, minggu ke-4 dan minggu ke 6.

3. Hasil dan Pembahasan

Uji fitoremediasi pada eksperimen skala laboratorium telah selesai dilaksanakan. Dalam eksperimen tersebut telah dijumpai beberapa kendala antara lain pada tanaman Ki Apung (Azolla pinnata R.Br.) yang tampak kurang mampu bertahan hidup dan berkembang dengan baik ketika ditumbuhkan pada sampel air. Hal ini ditandai dengan perubahan warna daun terapungnya dari yang semula berwarna hijau menjadi merah. Perubahan ini kemungkinan disebabkan tanaman Azolla pinnata R.Br. yang dibawa dari Yogyakarta mengalami stress akibat kekurangan air, kekurangan O2 atau adanya perubahan suhu saat dibawa dalam kontainer, sehingga tanaman tidak mampu tumbuh dengan baik di lingkungan yang baru. Stres oksigen dan suhu kemungkinan menyebabkan tanaman mensintesis Anthocyanin sehingga warna tanaman menjadi merah.

Selain itu stres juga dapat disebabkan tanaman Azolla pinata telah berlebihan mendapatkan cahaya matahari. Walaupun lokasi eksperimen berada pada tempat yang relatif teduh, namun atap plastik bening menyebabkan sinar matahari masih mampu menembus, sehingga untuk jenis-jenis tanaman tertentu seperti Azolla pinnata R.Br kelebihan radiasi sinar matahari menyebabkan sintesis klorofil kurang berfungsi dengan baik dan sebaliknya terbentuk pigmen Antocyanin untuk mengatasi kondisi yang kurang menguntungkan tersebut.

Keterangan : Azolla filiculoides: sel-sel epidermis dengan Anthocyanin dan sel-sel mesofil dengan kloroplast (Pereira et al., 2006).


43

Kemungkinan lain terjadinya perubahan warna daun Azolla pinata dari hijau menjadi merah disebabkan adanya gejala defisiensi unsur fosfor dalam medium tumbuhnya (Ferentinos et al., 2002). Hasil analisis kandungan As pada sampel air dan ekstrak tanaman dari eksperimen skala laboratorium secara keseluruhan dapat dilihat pada tabel dan gambar berikut :

Tabel 1. Hasil Analisis Laboratorium Sampel Air dan ekstrak tanaman Eksperimen Skala Laboratorium

No. Box

Kandungan As pada minggu ke : (mg/l dan mg/kg berat basah tanaman)

0 2 4 6 tanaman A-1a 0,1750 0,0881 0,0758 0,0691 7,85 A-2a 0,1760 0,0960 0,0826 0,0700 2,94

B-1a 0,1890 0,0955 0,0998 0,0795 1,83 B-2a 0,1870 0,1670 0,0963 0,0837 1,17

C-1a 0,1820 0,0864 0,0848 0,0780 1,96 C-2a 0,1850 0,0996 0,1030 0,1010 1,40

D-1a 0,1780 0,1820 0,1780 0,1650 27,20 D-2a 0,1750 0,1850 0,1870 0,1770 9,53

E-1a 0,1760 0,1680 0,1770 0,1770 2,31 E-2a 0,1780 0,1710 0,1790 0,1770 1,51

Keterangan :

A = Cyperus elatus D = Azolla pinata B = Limnocharis flava E = Salvinia molesta C = Caladium,sp 1a, 2a = replikasi

Gambar 1.4 Analisis kadar As dalam akuarium uji coba skala laboratorium.

Keterangan: Cyp= Cyperus sp, Lim= Limnocharis flava, Cal= Caladium sp, Az Azolla pinata, Sal= Salvinia molesta

mg/l

Minggu ke-

Sal Azo Cal Lim Cyp


44

0

2

4

6

8

10

12

14

16

18

20

Cyperu

s

Limno

chari

s

Caladiu

mAzol

la

Salvinia

Jenis tanaman

Kad

ar A

rsen

(mg/

Kg

bobo

t bas

ah)

Gambar 1.5 Rerata kadar As yang ada dalam tanaman setelah 6 minggu Gambar 1.4. menunjukkan bahwa kadar As dalam air yang berasal dari wetland mengalami penurunan setelah melewati media tanaman air, terutama pada air yang diperlakukan dengan tanaman Cyperus elatus, Limnocharis flava dan Caladium,sp. Dari gambar tersebut tampak bahwa ketiga jenis tanaman tersebut mampu menurunkan kadar As secara signifikan dalam waktu 2 minggu, dan selanjutnya pada minggu ke 4 dan ke 6 masih terjadi penurunan kadar As. Menurut Mehrag (1994) dalam Bondada and Ma (2003), tumbuhan memiliki mekanisme adaptif dalam upaya bertahan terhadap kondisi lingkungan tumbuh yang tercemar logam berat. Analisis varian secara umum menunjukkan bahwa antar perlakuan signifikan pada taraf uji 5%. Diperoleh nilai F hit 4,7 sedangkan F critical 2,8.

ANOVA Source of Variation SS df MS F P-value F crit

Between Groups 0.023276 3 0.007759 4.719876 0.007047 2.866266 Within Groups 0.059177 36 0.001644 Total 0.082452 39

Kandungan As pada sampel air yang diperlakukan dengan tanaman Cyperus elatus (rumput walingi), pada minggu ke-0 menunjukkan angka rata-rata 0,1755 mg/l. Pada minggu ke-2 menjadi 0,0920 mg/l, minggu ke-4 menjadi 0,0792 mg/l, dan sampai pada minggu k-6 menunjukkan angka As rata-rata adalah 0,0695 mg/l, sehingga kemampuan Cyperus elatus dalam menurunkan kadar As dalam waktu sekitar 6 minggu adalah 0,1055 mg/l atau sekitar 60%. Demikian pula dengan Limnocharis flava, jenis inipun juga mampu merurunkan kadar As secara signifikan. Pada minggu ke-0 kadar As pada air sampel yang diperlakukan dengan Limnocharis flava menunjukkan angka rata-rata 0,1880 mg/l, pada minggu ke-2 mengalami penurunan menjadi 0,1312 mg/l, minggu ke-4 menjadi 0,0980 mg/l dan pada minggu ke-6 menjadi 0,0816 mg/l, sehingga ada penurunan kadar As sebesar 0,1064 mg/l selama 6 minggu atau penurunan sekitar 57%. Untuk sampel air yang diperlakukan dengan tanaman Caladium,sp rata-rata kadar As juga menunjukkan penurunan yang signifikan, dari 0,1835 mg/l pada minggu ke-0 menjadi 0,0930 pada minggu ke-2, kemudian naik sedikit menjadi 0,0939 mg/l pada minggu ke-4 dan turun menjadi 0,0895 mg/l pada minggu ke-6. Ada penurunan kadar As sebesar 0,0940 mg/l atau sekitar 51% kadar As selama 6 minggu jika digunakan tanaman Caladium,sp.


45

Gambar 1.5. menunjukkan bahwa rata-rata kadar arsen dalam jaringan tanaman Cyperus elatus, Limnocharis flava, dan Caladium,sp setelah 6 minggu perlakuan berturut-turut adalah 5,395 mg/Kg bobot basah, 1,5 mg/Kg bobot basah, dan 1,68 mg/Kg bobot basah. Hasil penelitian ini menunjukkan bahwa rumput Cyperus elatus memiliki kemampuan menyerap arsen lebih tinggi dibanding Limnocharis flava atau Caladium,sp. Namun demikian ketiga jenis tanaman ini juga tumbuh dengan baik dan menghasilkan tanaman anakan selama penelitian berlangsung. Menurut Bondada and Ma (2003) toleransi tumbuhan terhadap logam berat diatur oleh adanya sistem penyerapan yang juga tergantung pada konsentrasi logam berat. Dua macam sistem penyerapan yang umum berlangsung yaitu : penyerapan tinggi pada kondisi kontaminan yang rendah, atau penyerapan rendah namun dapat berlangsung dalam jangka waktu lama. Salt and Rauser (1995) dalam Memon et al. (2001) menyebutkan bahwa mekanisme toleransi terhadap logam berat diantaranya melalui pembentukan fitokhelatin. Tumbuhan yang terpapar logam berat mampu secara enzimatis mensintesis Fitokhelatin dari senyawa Glutathion. Vakuola merupakan organela utama tempat penyimpanan logam berat yang terserap tumbuhan. Saat ion-ion logam berat masih berada di sitosol, ion-ion ini akan mengaktifkan Fitokhelatin synthase. Fitokhelatin akan berikatan dengan ion logam dan kemudian tertransport dari sitosol ke dalam vakuola. Selain itu metallothionein juga merupakan protein yang dapat mengikat logam berat dan berfungsi untuk detoksifikasi di dalam sel tumbuhan.

Untuk sampel air yang diperlakukan dengan tanaman Azolla pinnata R.Br dan Salvinia molesta penurunan kadar As kurang signifikan. Namun kandungan As dalam jaringan tanaman Azolla jauh lebih tinggi dibanding tanaman uji lainnya, sedangkan kandungan As dalam jaringan tanaman Salvinia relatif sama dengan kandungan As yang terdapat dalam jaringan tanaman Limnocharis serta Caladium. Data ini menunjukkan bahwa baik Azolla maupun Salvinia sebenarnya memiliki kemampuan menyerap As. Namun demikian karena ukuran tanaman yang jauh lebih kecil dibanding Cyperus, Limnocharis atau Caladium, serta tipe pertumbuhan yang hanya terapung dipermukaan, sehingga mekanisme internal tanaman tersebut juga mengalami perbedaan. Jenis tanaman tinggi mempunyai daya serap serta kecepatan penyerapan yang lebih tinggi daripada tanaman yang lebih rendah. Rerata kandungan As dalam jaringan tanaman Azolla (18.365 mg/Kg bobot basah tanaman) adalah tertinggi dibanding kadar As yang terakumulasi pada tanaman uji lain. Kemampuan Azolla dalam menyerap As ini kemungkinan juga mendukung terbentuknya anthocyanin, sehingga sintesis klorofil terhambat dan akibatnya pertumbuhan vegetatif juga terhambat. Dengan demikian penggunaan tanaman air terapung dalam fitoremediasi tetap dapat diterapkan, namun perlu bersama-sama dengan tanaman air lain yang sistem perakarannya ada di dasar perairan.

Hasil analisis pertumbuhan tanaman paku darat (Pteris vitata) menunjukkan bahwa setelah 4 minggu penanaman, hanya tanaman paku yang berasal dari Yogyakarta yang mampu tumbuh dengan baik, sedangkan tanaman paku yang berasal dari lingkungan base camp maupun wetland mulai sebagian besar daunnya sudah kering. Akan tetapi masih tampak adanya pertumbuhan tunas baru pada semua tanaman uji. Hasil analisis kadar As pada jaringan akar, batang dan daun dari tanaman uji menunjukkan bahwa angka tertinggi arsen terletak pada jaringan akar. Angka ini sangat signifikan dibanding dengan di batang dan daun.

Tanaman tinggi seperti Cyperus elatus, kadar As yang ada di dalam jaringan akar mencapai 6,90 mg/kg berat basah. Untuk jenis tanaman apung, maka jaringan akar Pistia stratiotes,L mampu menyerap As sebesar 2,13 mg/kg berat basah. Pteris vitata yang merupakan tanaman darat, jaringan akarnya mampu menyerap As sebesar 3,52 mg/kg berat basah. Kadar As ini hampir sama dengan di bagian jaringan batang maupun daun. Hasil ini menunjukkan bahwa untuk tanaman paku Pteris


46

vitata, akumulasi As dapat terjadi di seluruh bagian tanaman sedangkan untuk tanaman uji lain sebagian besar kandungan As terakumulasi pada organ akar.

4. Kesimpulan dan Saran

Kesimpulan

1. Caladium,sp., Salvinia molesta, Azolla pinata dan Pistia stratiotes,L (tanaman air), serta Cyperus elatus, Limnocharis flava dan Pteris vitata (tanaman darat) merupakan tanaman yang terbukti mampu menyerap Arsen jika ditanam pada perairan/wetland yang mengandung arsen. Rata-rata konsentrasi arsen di wetland mengalami penurunan dari 0,2535 mg/l menjadi 0,1396 mg/l dalam 6 minggu.

2. Dalam uji coba skala laboratorium pada tanaman air dan darat (2), jenis Cyperus elatus, Limnocharis flava dan Caladium,sp telah mampu menurunkan kadar Arsen wetland yang sangat signifikan dalam 6 minggu. Cyperus elatus mampu menurunkan arsen sebesar 0,1060 mg/l. Limnocharis flava mampu menurunkan arsen sebesar 0,1064 mg/l. Caladium,sp mampu menurunkan arsen sebesar 0,0940 mg/l.

Saran

Untuk mempercepat penurunan arsen, perlu dilakukan penanaman kembali terutama pada bagian-bagian yang belum ditanami, dengan menggunakan jenis Cyperus elatus, Caladium,sp dan Limnocharis flava. Penanaman penuh pada area wetland dan ditunjang dengan proses pertumbuhan tanaman hutan yang sudah mengarah pada perbaikan ekosistem yang semakin stabil, diharapkan berkurangnya kadar Arsen di perairan wetland dapat dipercepat hingga benar-benar tidak membahayakan lingkungan sekitarnya.

5. Daftar Pustaka

Bondada, B.R. and Ma, L.Q. 2003. Tolerance of heavy metals in vascular plants : Arsenic hyperacculumation by Chinese brake fern (Pteris vittata L.). In: S. Chandra and M. Srivastava (Eds.), Pteridology in The New Millenium. Kluwer Academic publishers, The Netherlands, pp: 397 – 420.

Ferentinos, L., J. Smith and H. Valenzuela. 2002. Azolla. Sustainable Agriculture Green Manure Crops, SA-GM-2. Cooperative Extension Service. College of Tropical Agricultural and Human Resource. University of Hawai’i at Mάnoa. pp: 1 -3

Ganley, J., J. Golumbfskie, K. Peacock, J. Simon, dan I. Stewart. 2003. Phytoremediation of the Northeast Water Pollution Control Plant (NEWPCP) and Wetland Construction for Aesthetic and Educational Purposes. Final Report. Enve01.

Krachler, M. dan H. Emons. 2000. Extraction of antimony and arsenic from fresh and freeze-dried plant samples as determined by HG-AAS. Fresenius’ Journal of Analytical Chemistry, Volume 367, Issue 7, 702-707.

Memon, A.R., Aktoprakligil, D., Özoemir, A. and Vertii, A. 2001. Heavy metal accumulation and detoxification mechanisms in plants. Turki Journal of Botany 25: 111 – 121

Pereira, I., O. Rita, A.C. Poz and F. Carrapiqo. 2006. Discovering Azolla. Symbiosis Teaching Workshop-5th International Symbiosis Society Congress, Vienna. August 4 – 10. pp: 1 - 11


47

MITIGASI AIR ASAM BATUAN (AAB) DENGAN METODE PENCAMPURAN BATUGAMPING DI TIMBUNAN LOWER WANAGON,

TAMBANG TERBUKA GRASBERG

G. Prasetyo1 dan O. Iriani2

(1) ARD and Regional Hydrology PT. Freeport Indonesia, email: [email protected] (2) ARD and Regional Hydrology PT. Freeport Indonesia, email: [email protected]

Abstrak Tambang Terbuka Grasberg dikelola oleh PT. Freeport Indonesia (PTFI) beroperasi sejak tahun 1990 dengan produksi harian sekitar 700 ribu ton material, yang terdiri atas 150-180 ribu ton bijih dan sisanya berupa batuan penutup. Pengelolaan batuan penutup dengan metode yang tepat diperlukan untuk memastikan seluruh batuan penutup yang dihasilkan sampai dengan akhir masa tambang pada tahun 2016 tidak berpotensi membentuk Air Asam Batuan (AAB). Tujuan pengelolaan AAB di area PTFI adalah untuk memastikan mutu air yang dilepas ke lingkungan dapat memenuhi persyaratan kualitas yang telah ditentukan.

Serangkaian penelitian untuk memahami mekanisme pembentukan AAB telah dilakukan oleh PT. Freeport Indonesia sejak Tahun 1992, dalam skala laboratorium hingga skala besar (full scale) di lapangan. Dari hasil studi yang telah dilakukan menunjukkan bahwa metode pencampuran batugamping dengan batuan penutup penghasil asam mampu mempertahankan pH lindi yang netral.

Metode pencampuran batugamping ini kemudian diterapkan pada salah satu timbunan di area tambang Grasberg, yaitu Timbunan Batuan Penutup Lower Wanagon. Timbunan Lower Wanagon beroperasi sejak akhir tahun 2003 dan hingga tahun 2011 sekitar 220 juta ton batuan penutup telah ditempatkan di daerah timbunan ini. Pengelolaan AAB yang dilakukan pada timbunan Lower Wanagon merupakan upaya preventif agar material yang ditimbun bersifat Non Acid Forming (NAF,) dengan cara pencampuran batugamping dengan batuan penutup penghasil asam sesuai dengan rasio tertentu berdasarkan karakteristik geokimianya.

Pemantauan geokimia batuan Timbunan Lower Wanagon dan kualitas air Sungai Wanagon dilakukan untuk mengukur keberhasilan pelaksanaan pengelolaan AAB di Lower Wanagon. Hasil pemantauan kualitas air Sungai Wanagon menunjukkan pH berkisar 7-8 dan memenuhi persyaratan pH yang ditetapkan dalam Kepmen LH Nomor 202 Tahun 2004, tentang baku mutu air limbah bagi kegiatan penambangan bijih emas dan atau tembaga. Hal ini menunjukkan bahwa program mitigasi AAB di Timbunan Lower Wanagon dengan metode pencampuran batugamping secara efektif dapat mempertahankan lindi netral (neutral drainage).

1. Tambang Terbuka Grasberg

Tambang Terbuka Grasberg adalah salah satu tambang tembaga terbesar di dunia, berlokasi pada pegunungan Jayawijaya, Kabupaten Mimika, Papua, dengan ketinggian berkisar dari 3.300 hingga 4.200 m di atas permukaan laut. Curah hujan tahunan di area tambang berkisar antara 4.000 hingga 5.000 mm.

Cadangan Grasberg ditemukan pada tahun 1988 dan merupakan mineralisasi porfiri yang terbentuk sekitar 3 juta tahun yang lalu akibat aktivitas magmatis yang menerobos batugamping. Sejumlah


48

fase intrusif ini membentuk sebuah kompleks intrusi yang dikenal dengan Grasberg Intrusion Complex (GIC) yang berbentuk subsirkular dan meninggalkan daerah mineralisasi berbentuk kerucut terbalik berukuran sekitar 2,3 km x 1,7 km.

Penambangan terbuka Grasberg dimulai tahun 1990 dan direncanakan akan berakhir pada tahun 2016. Produksi harian tambang Grasberg sekitar 700.000 ton, terdiri atas 150.000 – 180.000 ton bijih dan sisanya merupakan batuan penutup. Batuan penutup ini ditempatkan pada beberapa kawasan timbunan di sekitar tambang terbuka, yaitu pada Kawasan Timbunan Bagian Timur, Timbunan Bagian Barat dan Lower Wanagon (Gambar 1).

Gambar 1. Lokasi penempatan timbunan batuan penutup di sekitar

Tambang Terbuka Grasberg

Pengelolaan batuan penutup secara benar menjadi penting untuk memastikan potensi pembentukan Air Asam Batuan (AAB) dapat dicegah sampai ke level paling minimal. Potensi AAB terjadi karena oksidasi mineral sulfida yang terkandung dalam batuan penutup ini terpapar oleh air dan udara dan menghasilkan lindi yang bersifat asam. Berdasarkan berbagai hasil studi intensif, metode mitigasi AAB yang dipilih adalah pencampuran batugamping untuk Timbunan Lower Wanagon dan penudungan batugamping untuk kawasan timbunan lainnya.

2. Timbunan Batuan Penutup Lower Wanagon

Timbunan Batuan Penutup Lower Wanagon berlokasi di barat daya Tambang Terbuka Grasberg. Timbunan ini merupakan salah satu timbunan utama karena jarak hauling yang cukup dekat dari sumbernya yang berada didalam area Tambang Terbuka Grasberg. Batuan penutup ini dihancurkan lebih dahulu menggunakan mesin penghancur (crusher) kemudian ditranspor menggunakan sistem ban berjalan menuju stacker untuk dicurahkan ke Cekungan Lower Wanagon.

Timbunan Batuan Penutup Lower Wanagon (Gambar 2) mulai beroperasi pada akhir tahun 2003 dan diproyeksikan akan berakhir pada tahun 2013. Produksi harian normal batuan penutup ini adalah 135 ribu ton dengan total kapasitas hingga akhir masa timbunan sekitar 310 juta ton.

Kawasan Timbunan Barat

Kawasan Timbunan Timur

Kawasan Timbunan Lower Wanagon

TAMBANG TERBUKA GRASBERG


49

Gambar 2. Kawasan Timbunan Batuan Penutup Lower Wanagon

Berdasarkan posisinya, kawasan Timbunan ini dibagi atas dua level elevasi yaitu Level 3845 (Upper Pad) dan Level 3685 (Lower Pad). Pada Upper Pad telah ditempatkan sekitar 220 juta ton material sejak tahun 2003 hingga tahun 2011. Setelah kapasitasnya penuh (2011), kegiatan dilanjutkan pada Level 3685 (Lower Pad), yang akan beroperasi hingga tahun 2013 dengan kapasitas sekitar 90 juta ton.

3. Studi Mitigasi Air Asam Batuan

Menyadari potensi terbentuknya AAB dari timbunan batuan penutup serta dampak yang mungkin akan terjadi, maka sebelum memulai kegiatan operasional penimbunan batuan penutup di Timbunan Lower Wanagon, PTFI melakukan serangkaian studi AAB untuk mengetahui metode dan desain timbunan batuan penutup yang paling tepat dan efisien dalam meminimalkan potensi terbentuknya AAB.

Studi AAB dimulai sejak tahun 1992, meliputi serangkaian penelitian/uji skala laboratorium yang terdiri dari studi geokimia statis (Acid Base Accounting Test) untuk mengkarakterisasi geokimia batuan penutup di Grasberg dan studi geokimia kinetik berupa kolom pelindian (leach columns) yang dilaksanakan di Laboratorium Lingkungan PTFI, serta pengujian timbunan skala model (500 ton) di area Timbunan Manado. Maksud dari semua penelitian ini adalah untuk mengetahui potensi/kemampuan pembentukan asam maupun penetral asam dari setiap tipe batuan penutup yang ada di Grasberg dan mengevaluasi mekanisme pelindian dari berbagai skenario pencampuran antar tipe batuan penutup.

Hasil studi karakterisasi geokimia batuan penutup mengidentifikasi tiga tipe batuan berdasarkan sifatnya sebagai penghasil atau penetral asam yaitu: 1) Tipe Hijau: pengkonsumsi asam (NAG = 0 kg H2SO4/ton); 2) Tipe Biru: penghasil asam berkapasitas rendah hingga menengah (NAG <35 kg H2SO4/ton); dan 3) Tipe Merah: penghasil asam berkapasitas tinggi (NAG ≥35 kg H2SO4/ton). Berbagai skenario pencampuran dengan rasio tertentu antara batuan tipe hijau dengan batuan tipe biru dan tipe merah di uji-coba di dalam tes kolom pelindian maupun di lapangan.

Stacker

Upper Pad

Lower Pad


50

Pada akhir tahun 1999, penelitian dilanjutkan dengan membangun timbunan uji skala penuh (skala timbunan sebenarnya) di lokasi timbunan Batu Bersih yang merupakan bagian dari studi mitigasi AAB jangka panjang. Hasil studi timbunan uji skala penuh konsisten dengan hasil studi kinetik pembentukan AAB yang diperoleh dari kolom pelindian di laboratorium maupun timbunan uji skala model.

Penggalian timbunan uji skala penuh pada akhir tahun 2004 (Gambar 3) menunjukkan bahwa percobaan pencampuran batugamping menggunakan sistem ban berjalan dan stacker dapat mengontrol proses oksidasi secara efektif dalam jangka panjang. Pemantauan kualitas lindi pada lysimeter 1 Panel 7 timbunan Uji Batu Bersih, yang dibangun menggunakan metode stacker dengan komposisi campuran 3 bagian batuan penutup Tipe Biru/Merah dengan 1 bagian batugamping yang ukurannya mensimulasikan skala timbunan sebenarnya, menunjukkan pH netral dengan laju pelepasan sulfat yang rendah.

Gambar 3. Pengambilan sampel di Panel 7 Timbunan Batu Bersih

Sebagai tambahan, uji hasil pengamatan mikroskopis secara detail pada sampel Panel 7 (panel uji batuan penutup yang dicampur dengan batugamping) melalui secondary electron image (SEI) menunjukkan bahwa permukaan butiran pirit terselubungi lapisan mineral sekunder, dimana pembentukannya dikontrol oleh pH lingkungan yang netral atau mendekati netral (Gambar 4). Pelapisan permukaan (armoring) pada permukaan partikel pirit ini akan mengurangi laju oksidasi karena membatasi kontak dengan air dan oksigen dan akhirnya dapat meningkatkan performance pencampuran batugamping sebagai kontrol pembentukan AAB dalam jangka panjang.

Lokasi pengambilan Sampel L1P7


51

Gambar 4. Secondary Electron Image dari partikel pyrite Sampel Panel 7 yang

menunjukkan indikasi armoring oleh mineral sekunder

Kesimpulan dari seluruh hasil penelitian di atas menunjukkan bahwa pengelolaan AAB dengan metode pencampuran batugamping (blending) merupakan pendekatan yang sangat efektif guna meminimalkan pembentukan AAB di Tambang Terbuka Grasberg baik dalam jangka pendek maupun jangka panjang. Batugamping dengan rasio yang mencukupi dicampur dengan batuan penutup tipe merah dan biru untuk menghasilkan netralisasi yang efektif, mengurangi tingkat oksidasi mineral sulfida dan mem-promote pelapisan mineral-mineral sulfida (armoring). Penambahan batugamping kepada material batuan penutup yang berpotensi membentuk asam bukan hanya menyediakan sumber alkalinitas bagi penetralisasian asam tapi juga membantu pembentukan pelapisan oleh mineral sekunder yang mengisolasi permukaan pirit dari oksidasi atmosfir sehingga mengakibatkan penurunan tingkat oksidasi.

4. Standard Operating Procedure (SOP) Manajemen Penempatan Batuan Penutup di Timbunan Lower Wanagon

Sebagai acuan dalam mengelola dan memonitor performance batuan penutup yang dibuang ke Timbunan Lower Wanagon, PT. Freeport Indonesia menyusun sebuah Standard Operating Procedure (SOP). SOP ini disusun untuk mengontrol penempatan batuan penutup di Lower Wanagon dengan tujuan memastikan pemenuhan terhadap kriteria geokimia maupun geoteknis guna meminimalisasi pembentukan AAB di area Timbunan Lower Wanagon sepanjang masa penambangan Tambang Terbuka Grasberg hingga penutupan tambang.

Pada SOP tersebut dinyatakan bahwa aktivitas penempatan batuan penutup harus dimonitor untuk memastikan kriteria geokimia dan geoteknis terpenuhi. Kriteria Geokimia yang diatur dalam SOP ini menyangkut nilai ANC*/NAG* yaitu rasio kapasitas penetral asam (dalam Ton H2SO4) terhadap kapasitas pembentuk asam (Ton H2SO4) dalam batuan penutup. ANC* (ANC (Acid Neutralizing Capacity) x Tonase material) adalah perhitungan kapasitas penetral asam yang berasal dari komponen batuan penutup tipe hijau sedangkan NAG* (NAG (Net Acid Generation) x Tonase material) adalah perhitungan total kapasitas penghasil asam dari komponen batuan penutup tipe biru dan/atau merah. Rasio ANC*/NAG* ini membantu perencanaan penambangan dalam mengevaluasi keseimbangan asam basa yang berkaitan dengan jadwal produksi dan operasional tambang.

Kriteria geokimia yang digunakan dalam SOP ditentukan berdasarkan pada studi dengan mengambil sampel pada ban berjalan yang bertujuan untuk mempelajari implikasi distribusi ukuran partikel (particle size distribution) terhadap geokimia batuan. Rasio ANC/MPA digunakan sebagai parameter kontrol tingkat pembentukan AAB, dimana MPA (Maximum Potential Acidity)


52

mengasumsikan bahwa semua sulfur sulfida adalah berupa pirit yang reaktif dan habis teroksidasi (konservatif).

Hasil penelitian menunjukkan bahwa nilai ANC/MPA untuk partikel berukuran kasar (> 2,36 mm) lebih besar dari 2, hal ini mengindikasikan bahwa potensi pembentukan asam dari campuran material berukuran kasar dapat diabaikan (negligible). Sedangkan untuk campuran material berukuran halus (< 2,36 mm), ditemukan rasio ANC/MPA yang rendah hingga lebih besar dari 2. Oleh karenanya faktor kritis (safety factor) untuk mengontrol pembentukan AAB dari timbunan Lower Wanagon ditentukan oleh nilai rasio ANC/MPA campuran material berukuran halus.

Gambar 5. Rasio ANC/MPA dari fraksi halus (<2,36 mm) sebagai fungsi dari ANC*/NAG*

Gambar 5 menunjukkan estimasi nilai rasio ANC/MPA dari fraksi halus campuran batuan penutup yang memiliki nilai ANC*/NAG* tertentu. Untuk mendapatkan nilai ANC/MPA > 2, agar potensi pembentukan asam dari batuan penutup Timbunan Lower Wanagon dapat diabaikan (negligible), maka rasio ANC*/NAG* minimal yang dibutuhkan adalah 15 untuk perbandingan material kasar/halus 2:1 atau nilai ANC*/NAG* minimal adalah 10 untuk perbandingan material kasar/halus 8:1.

Penjelasan di atas merupakan dasar penentuan kriteria geokimia dalam SOP, yaitu :

ANC*/MPA* >= 15 untuk material dengan rasio kasar/halus 2-8, dan

ANC*/MPA* >= 10 untuk material dengan rasio kasar/halus >8

Perbandingan material kasar/halus menjadi bahan pertimbangan, karena kriteria geoteknik juga harus dipenuhi dalam pelaksanaan SOP.

5. Pencapaian Produksi Timbunan Batuan Penutup Lower Wanagon

Hingga akhir tahun 2011 sekitar 220 juta ton batuan penutup telah ditempatkan dengan komposisi rata-rata 55 % Tipe Hijau (batugamping), 39 % batuan penutup Tipe Merah dan 6% tipe Biru.

0.0

0.5

1.0

1.5

2.0

2.5

3.0

3.5

4.0

0 1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 12 13 14 15 16

ANC/

MPA

ratio

of S

and-

Silt-

Clay

(m

inus

2.3

6mm

) Fra

ctio

n

ANC*/NAG* Ratio of Red Waste and Limestone Mix

Red Fine < 2 .36mm ANC/MPA Red Coarse < 2.36mm ANC/MPACoarse Fine 2:1 <2.36mm ANC/MPA Coarse Fine 4:1 <2.36mm ANC/MPACoarse Fine 8:1 <2.36mm ANC/MPA

Ratings indicate the likelihood of ARD generation

Negligible

Low/Moderate

Moderate/High

Very High


53

Secara kuantitas, material batuan penutup Hijau, Biru dan Merah yang ditempatkan pada Timbunan Lower Wanagon sampai dengan 2011 memperlihatkan peningkatan proporsi Tipe Batuan Hijau (batugamping) terhadap total batuan penutup Merah dan Biru (Gambar 6). Hal ini mengindikasikan bahwa kapasitas batuan penetral asam (batuan Tipe Hijau) secara kuantitas melebihi kapasitas batuan Tipe Merah dan Biru, dengan demikian ketersedian batugamping mencukupi kebutuhan untuk menetralkan AAB.

Gambar 6. Pengiriman batuan penutup ke Timbunan Lower Wanagon

Untuk memastikan target ANC*/NAG* yang telah ditetapkan dalam SOP terpenuhi, kontrol dan pemantauan pengiriman material senantiasa dilakukan setiap hari dan perhitungan pemenuhan target dilakukan setiap kuartal. Gambar 7 menunjukan pencapaian rasio ANC*/NAG* dalam periode 2004- 2011, dimana secara umum target geokimia dalam SOP dapat dipenuhi.

0

30

60

90

120

150

180

210

240

2004

2005

2006

2007

2008

2009

2010

2011

Tona

se K

umul

atif

(Jut

a To

n)

Pengiriman Batuan Penutup ke Timbunan Lower Wanagon Periode 2004 - 2011

Hijau Biru Merah Total Batuan Penutup


54

Gambar 7. Pencapaian ANC*/NAG* per kuartal pada Timbunan Lower Wanagon

6. Pemantauan dan Kontrol Keberhasilan Serangkaian program pemantauan AAB Timbunan Lower Wanagon telah dan akan terus dilaksanakan untuk memastikan pengelolaan AAB berjalan dengan baik. Program pemantauan yang dilakukan berupa: 1) pengambilan conto batuan langsung dari lereng timbunan (face sampling) Lower Wanagon untuk dianalisis geokimianya dan, 2) pemantauan kualitas air stasiun ENV-01 yang terletak di hulu sungai Wanagon berjarak sekitar 1 km dari timbunan Lower Wanagon dan stasiun #57 di Desa Banti (hilir sungai Wanagon) yang berjarak sekitar 14 km dari Timbunan Lower Wanagon (Gambar 8).

6.1 Pemantauan Geokimia Batuan Penutup

Program pemantauan yang dilakukan untuk memonitor performance penimbunan di Lower Wanagon, dengan pengambilan conto batuan langsung dari lereng timbunan (face sampling). Hal ini dinilai penting sebagai kontrol kegiatan operasional, dimana jadwal pengiriman material yang tidak tepat akan menyebabkan segregasi material yang dapat menurunkan kualitas pencampuran material. Pengambilan conto batuan pada timbunan dan evaluasi performance Timbunan Lower Wanagon rutin dilakukan tiap 6 bulan sekali. Sejak tahun 2005 program pengambilan conto batuan ini telah berlangsung 12 kali, dengan cara menuruni lereng timbunan (Gambar 9, kiri). Conto batuan dipisahkan menurut fraksi ukuran butirannya untuk kemudian dianalisa di laboratorium agar diketahui parameter geokimianya, dan selanjutnya digunakan untuk perhitungan nilai ANC/MPA.

0

5

10

15

20

25

Q1-

2004

Q3-

2004

Q1-

2005

Q3-

2005

Q1-

2006

Q3-

2006

Q1-

2007

Q3-

2007

Q1-

2008

Q3-

2008

Q1-

2009

Q3-

2009

Q1-

2010

Q3-

2010

Q1-

2011

Q3-

2011

Rasio

AN

C*/N

AG*

dan

Kasa

r/Ha

lus

Pencapaian Rasio ANC*/NAG* di Timbunan Lower Wanagon Periode 2004 - 2011

ANC*/NAG* Kasar/Halus (C/F) Target ANC*/NAG*


55

Gambar 8. Program Pemantauan AAB Timbunan Lower Wanagon

Gambar 9. Kegiatan pengambilan conto batuan dan hasil analisa geokimia batuan

3500

3550

3600

3650

3700

3750

3800

3850

3900

0.01 0.1 1 10 100

Elev

atio

n

ANC/MPA

Lower Wanagon Dump Sample (2005 - 2011)

03-02-05

15-09-06

24-05-07

10-06-08

08-06-09

06-07-10

27-07-11

ANC/

MPA

= 2

Sampling Date:


56

Hasil pemantauan menunjukkan hanya sedikit conto yang memiliki rasio ANC/MPA kurang dari 2 dan sebagian besar memiliki rasio di atas 2, dengan nilai rata-rata ANC/MPA keseluruhan conto adalah 8,13 (Gambar 9, kanan). Hal ini mengindikasikan bahwa secara umum material timbunan telah memenuhi target pencampuran dan performance operasional pencampuran sudah berjalan dengan baik seperti yang diharapkan untuk pencegahan AAB jangka panjang pada Timbunan Lower Wanagon.

6.2 Pemantauan Kualitas Air Permukaan

Pemantauan kualitas air permukaan dilakukan di Sungai Wanagon sebagai badan air penerima lindi Timbunan Batuan Penutup Lower Wanagon. Stasiun ENV-01 berada di hulu sungai dan Stasiun #57 berada di Desa Banti merupakan bagian dari program pemantauan lingkungan untuk mengamati dampak penimbunan batuan penutup di Lower Wanagon. Hasil pemantauan lebih lanjut juga digunakan untuk mengontrol dan mengevaluasi kegiatan penimbunan batuan penutup di Lower Wanagon.

Pengambilan conto air permukaan pada stasiun ENV-01 dilakukan setiap bulan, dengan menggunakan helikopter, karena stasiun ini terletak pada area terpencil (remote area). Sedangkan pengambilan conto air permukaan di Stasiun #57 dilakukan setiap hari, karena lokasinya terjangkau oleh transportasi darat.

Hasil pemantauan kualitas air di stasiun ENV-01 menunjukkan bahwa sejak tahun 2007 sampai dengan tahun 2011, total alkalinitas didalam air nilainya jauh melebihi total asiditas, hal ini mengindikasikan bahwa ketersedian penetral asam yang sangat berlimpah didalam air sungai. Adapun pH air terpantau di stasiun ENV-01 berada dalam kisaran pH 7 – 8 (Gambar 10).

Gambar 10. Hasil Pemantauan Alkalinitas dan Asiditas pada Stasiun ENV-01

0

1

2

3

4

5

6

7

8

9

10

0

100

200

300

400

500

600

700

800

900

1000

16 A

ug 0

711

-Sep

-07

07-N

ov-0

729

-Nov

-07

27-D

ec-0

714

-Jan

-08

05-F

eb-0

807

-Mar

-08

01-M

ay-0

811

-Jun-

086-

Aug-

088-

Oct

-08

19-N

ov-0

831

-Dec

-08

10-F

eb-0

924

-Mar

-09

5-M

ay-0

916

-Oct

-09

25-N

ov-0

98-

Jan-

104-

Mar

-10

14-A

pr-1

010

-Jun-

1022

-Jul

-10

27-S

ep-1

010

-Nov

-10

8-Fe

b-11

22-M

ar-1

111

-May

-11

14-J

ul-1

121

-Sep

-11

pH

Alk

alin

ity

or A

cidi

ty (m

g/L)

ENV-01 Historical Alkalinity and Acidity

Alkalinity Acidity pH Baku Mutu pH Kepmen LH 202/2004


57

Kualitas air permukaan di stasiun #57 dalam kurun waktu yang sama menunjukkan total alkalinitas yang semakin meningkat dan total asiditas yang semakin rendah serta pH berkisar 7-8 (Gambar 11).

Gambar 11. Hasil Pemantauan Alkalinitas dan Asiditas pada Stasiun #57

Hasil pemantauan geokimia pada batuan penutup dan pemantauan air permukaan di Sungai Wanagon mengindikasikan bahwa potensi pembentukan AAB dari batuan penutup Timbunan Lower Wanagon adalah minimal dan tidak menimbulkan dampak negatif terhadap lingkungan. Hal ini juga menunjukkan bahwa kriteria yang ditetapkan dalam SOP sudah tepat dan dilaksanakan dengan baik. Kisaran pH air permukaan yang dipantau di stasiun ENV-01 dan stasiun #57 memenuhi Keputusan Menteri Lingkungan Hidup Nomor 202 Tahun 2004, tentang baku mutu air limbah bagi kegiatan penambangan bijih emas dan atau tembaga, yaitu pH antara 6-9.

7. Kesimpulan

PT. Freeport Indonesia telah melakukan serangkaian penelitian baik skala laboratorium maupun skala lapangan untuk mengevaluasi performance pencampuran batugamping bagi pengontrolan AAB jangka panjang. Hasil dari penelitian tersebut menunjukkan bahwa pengelolaan AAB dengan metode pencampuran batugamping (limestone blending) terbukti efektif meminimalkan pembentukan AAB dan sejak tahun 2003 telah diaplikasikan di Kawasan Timbunan Lower Wanagon. SOP pengiriman batuan penutup ke Timbunan Lower Wanagon juga telah ditetapkan sebagai panduan operasional dalam mengelola Timbunan Lower Wanagon agar potensi AAB menjadi minimal.

Lindi dari Timbunan Lower Wanagon akan terus dipantau hingga akhir masa tambang, dan sampai dengan saat ini kualitas air sungai Wanagon sebagai badan air penerima lindi masih memenuhi ketentuan Keputusan Menteri Lingkungan Hidup Nomor 202 Tahun 2004, tentang baku mutu air

0

1

2

3

4

5

6

7

8

9

10

0

100

200

300

400

500

600

700

800

900

1000

6 Au

g 07

20-A

ug-0

74-

Sep-

0711

-Sep

-07

15-O

ct-0

75-

Dec-

079-

Jan-

0805

-Feb

-08

18-M

ar-0

829

-May

-08

6-Au

g-08

21-O

ct-0

88-

Dec-

0812

-Jan

-09

2-M

ar-0

95-

May

-09

19-A

ug-0

905

-Oct

-09

25-N

ov-0

93-

Feb-

1030

-Mar

-10

10-J

un-1

011

-Aug

-10

25-O

ct-1

08-

Dec-

1022

-Feb

-11

19-A

pr-1

124

-Jun

-11

21-S

ep-1

1

pH

Alk

alin

ity o

r Aci

dity

(mg/

L)

#57 Historical Alkalinity and Acidity

Alkalinity Acidity pH Baku Mutu pH Kepmen LH 202/2004


58

limbah bagi kegiatan penambangan bijih emas dan atau tembaga yaitu pH antara 6-9. Berdasarkan hal tersebut dapat disimpulkan bahwa metode pencampuran batugamping terbukti berhasil mencegah pembentukan AAB dari Timbunan Lower Wanagon, dan pembentukan asam di kawasan timbunan Lower Wanagon tidak akan terjadi dalam jangka pendek hingga menengah, dan kecil kemungkinannya terjadi dalam jangka panjang.

8. Referensi

Miller, S., ANC*/NAG* Specification for Lower Wanagon SOP, PT. Freeport Indonesia, July 2004. Miller, S., Lower Wanagon Stockpile Geochemistry Results of Stockpiles Samples 1st Quarter 2005, PT.

Freeport Indonesia, March 2005. Miller, S., Current Understanding of the ARD Control Mechanisms Associated with Limestone Blends and

Covers and Implications for Mine Operations and Closure, PT. Freeport Indonesia, August 2007. Rusdinar, Y., Prasetyo, G., Pengelolaan Jangka Panjang Batuan Penutup dan Air Asam Batuan di Tambang

Terbuka Grasberg, Seminar Air Asam Tambang dan Reklamasi Lahan Bekas Tambang di Indonesia, Bandung, July 2008.

Rusdinar, Y., Neale, A., Miller, S., Long Term Acid Rock Drainage (ARD) Management at PT. Freeport Indonesia, Papua Province, Indonesia, ICARD 2006, St. Louis, USA.

Schumann, R., Miller, S., Rusdinar, Y., Smart, R., Kawashima, N., Weissmann D., Towards Understanding the Chemistry of Limestone Mitigation of Acid and Metalliferous Drainage in Waste Rock Dumps – From Laboratory to Field Experiments, April 2008.


59

RANCANGAN DAN PENGUJIAN RAWA BUATAN BERBASIS BAHAN-BAHAN INSITU UNTUK PENGELOLAAN

AIR ASAM TAMBANG

Apong Sandrawati1), Darmawan2), Dyah Tj. Suryaningtyas2), dan Gunawan Djajakirana2) 1)Mahasiswa Pascasarjana Program Studi Agroteknologi Tanah, IPB 2)Staf pengajar Departemen Ilmu Tanah dan Sumberdaya Lahan, IPB

Departemen Ilmu Tanah dan Sumberdaya Lahan, Institut Pertanian Bogor Jalan Meranti Kampus Dramaga IPB 16880. e-mail: [email protected]

Abstrak Rawa buatan berbasis bahan-bahan insitu merupakan suatu alternatif pengelolaan air asam tambang dengan sistem passive treatment. Sistem ini menawarkan metode yang lebih murah dan efisien dibandingkan dengan metoda pengapuran. Hasil uji coba lapangan pada areal seluas 1.028 m¬2 menunjukkan dalam waktu 17 hari, sistem rawa buatan berbasis bahan-bahan insitu mampu meningkatkan pH awal 3 menjadi 6, dengan efisiensi penghilangan logam 83-99 % untuk Fe dan 34-99% untuk Mn. . Kata kunci : air asam tambang, bahan insitu, passive treatment, rawa buatan

1. Pendahuluan Air asam tambang (AAT) merupakan salah satu permasalahan utama di lokasi pertambangan batubara yang dilakukan dengan penambangan terbuka. Pembentukkan AAT terjadi akibat adanya bahan timbunan bekas tambang (overburden) yang mengandung mineral sulfida, seperti Pirit (FeS2) yang tersingkap dan bereaksi dengan oksigen di udara maupun dalam air (Holmstrom, 2000 dalam Nyquist dan Greger, 2009). Karakteristik AAT tidak dapat dipisahkan dari nilai pH yang sangat rendah dan kelarutan logam yang tinggi, yang dinilai berbahaya bagi kehidupan flora dan fauna.

Upaya pengelolaan AAT dapat dilakukan dengan teknik perlakuan aktif (active treatment) dan perlakuan pasif (passive treatment). Perlakuan aktif antara lain dengan menambahkan bahan-bahan alkalin, seperti kapur (CaCO3), sedangkan perlakuan pasif pada prinsipnya membiarkan reaksi kimia dan biologi berlangsung secara alami (Skousen dan Ziemkiewicz, 1996 dalam Munawar, 2007). Pengendalian air asam tambang dengan perlakuan pasif banyak dilakukan dalam rawa-rawa buatan.

Salah satu faktor yang harus diperhatikan dalam pembuatan rawa buatan adalah ketersediaan bahan-bahan di lokasi, dalam hal ini lokasi tambang dimana biasanya mempunyai akses yang sulit. Untuk itu, ketersediaan bahan-bahan in situ sangat penting untuk diperhatikan. Bahan-bahan yang berpotensi digunakan dalam pembuatan rawa buatan diantaranya bahan organik dan lumpur endapan AAT. Bahan organik sangat diperlukan sebagai bahan yang dapat membantu proses remediasi AAT secara biokimia, demikian juga dengan lumpur AAT. Hasil penelitian Munawar (2007) menyebutkan bahwa lumpur AAT yang sangat masam mengandung berbagai jenis bakteri pereduksi yang dapat dimanfaatkan dalam pembuatan lahan basah (Munawar, 2007).

Penelitian ini bertujuan untuk merancang rawa buatan berbasis bahan-bahan insitu dalam memperbaiki kualitas air asam tambang dan melakukan pengujian terhadap efektifitas rawa buatan dalam mengurangi bahan pencemar.


60

2. Bahan dan Metode

Deskripsi Lokasi Penelitian Tempat penelitian berada pada catchment area WMP 12 dengan luas area ± 142.16 Ha. Air terkonsentrasi pada rawa-rawa yang terbentuk pada cekungan alami. Lokasi Rawa buatan diletakkan sebelum WMP 12, yakni di atas genangan AAT. Area ini merupakan daerah aliran AAT yang berasal dari kolam penampungan (setting pond). Air yang masuk ke settling pond merupakan limpasan air hujan dari area revegetasi dan jalan tambang, namun hal ini hanya berlangsung pada saat kejadian hujan besar.

Rancangan Rawa Buatan Rawa buatan dibangun pada area genangan AAT yang telah ditimbun dengan material over burden (OB). Rancangan rawa buatan terdiri dari 2 (dua) organic wall, 2 (dua) kolam pertumbuhan, dan kolam penampungan. Setiap komponen dibatasi dengan tanggul dengan lebar permukaan 1 meter. Organic wall merupakan parit berukuran lebar 1 meter dan dalam 0,6 meter yang diisi dengan bahan organik segar. Kolam pertumbuhan pertama (kolam 1) ditanami dengan Typha sp dan Cyperus sp (kolam 2), sedangkan kolam penampungan (kolam 3) ditanami dengan Eichornia crassipes.

Organic wall dan kolam pertumbuhan dihubungkan dengan pipa berdiameter 4 (empat) inchi, termasuk pada yang dipasang pada inlet, sedangkan pada outlet saluran dibuat overflow.

Material pengisi rawa buatan terdiri dari batu gamping, lumpur, dan bahan organik. Batu gamping hanya ditempatkan pada organic wall (parit) 1 dan 2, kolam pertumbuhan tidak dilapisi dengan batu gamping. Lumpur yang ditambahkan ke parit merupakan lumpur AAT yang sangat masam, sedangkan untuk kolam pertumbuhan digunakan lumpur yang diperoleh dari endapan settling pond.

Gambar 1. Layout Rancangan Konstruksi Rawa Buatan di Lokasi Penelitian

22 m

8 m

8 m

2 m Kolam 1

4m 23 m

28 m

7m

7 m

Kolam 2

Inlet

Outlet

Kolam 3


61

Inkubasi Anaerob Inkubasi dilakukan dengan mengalirkan air asam tambang (dari inlet) ke dalam sistem rawa buatan yang telah selesai dikonstruksi dan layering. Setelah seluruh permukaan jenuh sistem ditutup dengan menutup pintu air (pipa), masing-masing komponen dipastikan tidak terhubung sehingga tidak ada air yang mengalir. Parameter utama yang diukur selama inkubasi anaerob adalah potensial redoks (Eh) dan pH. Inkubasi dilakukan sampai mencapai nilai potensial redoks (Eh) yang mencerminkan kondisi reduktif dan pH yang stabil di batas normal. Mengacu kepada Patrick dan Mahapatra (1968) bahwa nilai potensi redoks untuk keadaan tereduksi adalah +100 hingga -100 mV. Pada kondisi reduktif, pH diharapkan akan berada pada batas 6 sampai 7.

Pengambilan Contoh Air Pengambilan contoh air dilakukan pada saat rawa buatan diinkubasi dengan AAT dan pada tahap pengujian sistem rawa. Pengamatan karakteristik air pada tahap inkubasi dilakukan setiap hari, sedangkan pada saat pengujian dilakukan 2 (dua) hari sekali. Pengambilan contoh dan pengukuran dilakukan pada titik-titik inlet untuk masing-masing komponen rawa. Contoh air diambil secara komposit dan dikemas pada botol sample ± 600 mL, kemudian disimpan dalam lemari pendingin dengan suhu ± 4oC sampai contoh dianalisis.

Pengukuran pH dan Eh air dilakukan langsung di lapang (on site) dengan menggunakan pH dan Eh meter. Analisa kadar Sulfat dilakukan dengan metode turbidimetri dengan spektrofotometer

Gambar 3. Layout Rancangan Konstruksi Rawa Buatan di Lokasi Penelitian

Inlet

Outlet

1b 1a

2a 2b 3a

3b 4a 4b

5

Batu kapur (CaCO3)

Bahan organik segar Bahan organik kering Lumpur endapan settling pond

Kolam Pertumbuhan 1

Kolam Pertumbuhan 2

Organic Wall 1

Organic Wall 2

Lumpur endapan AAT

10cm 50 cm 20cm

20cm 50cm

30cm 60cm

20cm

30cm 30cm 10cm 10cm 40cm

Kolam

Penampungan

Permukaan air Pipa

Keterangan :

Gambar 2. Komposisi bahan pengisi pada komponen rawa buatan


62

pada gelombang 435 nm, dan analisis kadar Fe dan Mn dilakukan dengan Atomic Absorption Spectrophotometer (AAS).

Analisis dan Penyajian Data Analisis data dilakukan terhadap hasil pengukuran Fe, Mn, dan SO4 pada tahap percobaan untuk mengetahui persentase pengurangan atau efektivitas reduksi dari kadar unsur-unsur tersebut setelah memasuki sistem rawa buatan. Keterangan : R (Removal) = Efektivitas Reduksi (%) [Me]water in = Konsentrasi bahan polutan pada inlet [Me]water out = Konsentrasi bahan polutan pada outlet


Hasil Inkubasi Rawa Buatan

Inkubasi rawa buatan dengan AAT dilakukan selama 10 (sepuluh) hari. Hasil analisis terhadap kualitas AAT selama inkubasi menunjukkan terjadi penurunan nilai Eh dan peningkatan pH.

Gambar 4. Nilai Eh (mV) dan pH selama Inkubasi

Peningkatan pH selama Pengoperasian Rawa Buatan secara Kontinyu

Penilaian kualitas air dilakukan pada titik inlet dan outlet dengan parameter pH, Fe dan Mn terlarut. Nilai baku mutu kualitas air mengacu kepada Keputusan Menteri Negara Lingkungan Hidup Nomor 113 Tahun 2003.

2

3

4

5

6

7

8

-20

30

80

130

180

1 2 3 4 5 6 7 8 9 10

pH

Eh (m

V)

Hari Pengamatan

Eh pH

[Me]water in – [Me]water out [Me]water in

R (%) = X 100%


63

Tabel 1. Kriteria Baku Mutu Air Limbah Kegiatan Penambangan Batubara

Parameter pH Besi (Fe) Total Mangan (Mn) Total

Satuan - mg/l mg/l

Kadar Maksimun 6-9 7 4

Tabel 2 menyajikan hasil pengukuran kualitas air pada inlet dan outlet yang menunjukkan bahwa sistem rawa buatan dapat meningkatkan nilai pH sampai nilai baku mutu yang ditetapkan. Namun, hal ini sangat tergantung dari besarnya debit air yang dialirkan ke dalam sistem rawa tersebut. Debit air optimum yang dapat dilairkan adalah 0,235 l/s.

Peningkatan pH akan meningkatkan proses hidrolisis dan pengendapan beberapa logam dalam hidroksida dan oksida (Stumm dan Morgan, 1981). Hal ini dapat dibuktikan pada hasil pengukuran terhadap konsentrasi logam (Fe dan Mn) pada Tabel 3, dimana konsentrasi Fe dan Mn menunjukkan penurunan di titik outlet.

Tabel 2. Hasil Pengukuran kualitas air pada tahap pengoperasian secara kontinyu

Hari Ke 1 3 5 7 9 11 13 15 17

inlet 3,02 3,22 3,12 3,08 3,06 3,05 3,12 2,84 3,08

outlet 4,59 5,76 6,34 6,58 6,71 6,67 6,36 6,28 6,35

Debit (l/s) 0,545 0,195 0,118 0,118 0,230 0,190 0,235 0,190 0,148

Efektifitas Reduksi (R) Besi, Mangan, dan Sulfat Besarnya pengurangan konsentrasi bahan-bahan pencemar dapat menjadi dasar perhitungan terhadap efektifitas reduksi (R) dari suatu sistem pengelolaan limbah. Tabel 3 menunjukkan bahwa nilai R untuk besi ternyata paling tinggi (rata-rata 91,12 %), 71,88 % untuk mangan, dan 30,98 % untuk sulfat. Rendahnya nilai R untuk sulfat diduga karena konsentrasi awal dari senyawa ini termasuk rendah.

Tabel 3. Nilai pengurangan (R) dari Fe, Mn, dan SO4 selama pengoperasian rawa buatan secara

kontinyu

Hari ke

Konsentrasi Fe (mg/L) R (%)

Konsentrasi Mn (mg/L) R (%)

Konsentrasi SO4 (mg/L) R (%)

Inlet Outlet Inlet Outlet Inlet Outlet

1 7,86 1,29 83,64 3,86 4,18 -8,27 257,69 151,92 41,04

3 5,62 0,93 83,38 4,11 2,68 34,78 306,00 188,00 38,56


64

Hari ke

Konsentrasi Fe (mg/L) R (%)

Konsentrasi Mn (mg/L) R (%)

Konsentrasi SO4 (mg/L) R (%)

Inlet Outlet Inlet Outlet Inlet Outlet

5 5,78 0,54 90,63 4,02 1,43 64,44 361,36 256,82 28,93

7 6,16 0,87 85,92 3,68 0,01 99,73 381,82 245,45 35,71

9 6,45 1,30 79,84 3,58 0,01 99,72 297,73 193,18 35,11

11 7,40 0,21 97,11 4,56 0,69 84,86 259,62 257,69 0,74

13 12,35 0,01 99,92 5,63 1,57 72,14 467,31 263,46 43,62

15 6,72 0,01 99,85 3,83 0,01 99,74 286,54 236,54 17,45

17 5,95 0,01 99,83 4,73 0,01 99,79 373,08 232,69 37,63

Rata-rata 91,12 Rata-rata 71,88 Rata-rata 30,98

4. Kesimpulan Rawa buatan dengan konstruksi organic wall dan kolam pertumbuhan yang terdiri dari bahan-bahan in situ yang dikondisikan reduktif efektif dalam memperbaiki kualitas air. sehingga kualitas air pada outlet berada pada ambang batas baku mutu yang telah ditetapkan,

5. Ucapan Terima Kasih Ucapan terima kasih penulis sampaikan kepada pimpinan dan staf PT. Berau Coal, Kabupaten Berau, Kalimantan Timur yang telah memberikan berbagai fasilitas yang diperlukan selama pelaksanaan penelitian ini.

6. Daftar Pustaka Munawar, A. 2007. Pemanfaatan sumberdaya biologis lokal untuk pengendalian pasif air asam

tambang: lahan basah buatan. JITL 7(1) hal: 31-42

Nyquist, J and Greger, M. 2009. A field study of constructed wetlands for preventing and treating acid mine drainage. Eco. Eng. Jour. 35. p 630-642.

Patrick Jr, W.H. and I.C. Mahapatra. 1968. Transformation and availability to rice of nitrogen and phosphorus in waterlogged soils. Adv. Agron. 20: 323-359.

Stumm, W and Morgan, J.J. 1981. Aquatic Chemistry : an Introduction Emphasizing Chemical Equilibria in Natural Water. Wiley Interscience. New York. 583p.

65

ACID MINE DRAINAGE TREATMENT IN CORRELATION WITH MINE CLOSURE COSTS EFFICIENCY

Siti Khodijah(1), Ir. Djoko Widajatno(1)

(1) PT Arutmin Indonesia

Abstract Any activities that expose sulfide minerals to the air pose longterm potential water damage. Risk of Acid Mine Drainage (AMD) or Acid Rock Drainage (ARD) should be fully evaluated before the mining procces itself can be started. Enterprises should focus on prevention rather than control or treatment. AMD can be identified visually and chemically characterized. These sources include AMD derived from waste rock piles, ore piles, tailings storage facilities, tailings dams, open pit mining, underground mining and ore piles leaching.

Acidity level is the primary measure of AMD potential. It depends on pH, mineral acidity (metal concentrations) and water flow. Characterization of AMD potential should be started from early exploration, feasibility studies until the operation stage. AMD management plan for operation and mine closure must be developed since entering the stage of feasibility studies. Mining can proceed only if the mine closure plan prepared during the feasibility study has shown that the AMD can be well managed from the technical and economic standpoint.

Regulation of central and local government aims to protect the environment including water resources, biodiversity, renewable and nonrenewable energy. Regulations that relevant to the AMD is the Environmental Protection Act and Biodiversity Conservation, Environmental Protection Policy, Monitoring & Management of Water Quality.

AMD preventive strategy is much better than the recovery action. Selecting the optimal control strategy for AMD management dependent on climate, topography, mining method, material type, mineralogy and the availability of the neutralizing resources. Identification of potential active AMD can be an effective prevention strategy. Prevent AMD formation by built water dam in long term period usually requires engineered system that includes vegetation aspects until ground water aspect. Selecting the appropriate passive or active treatment technologies based on the potential presence of acid and metal at the mine site will guarantee the quality of target water in neutral condition.

Sampling and analysis programs are required to characterize the detailed geological model as mine entered a stage of exploration to mining stage. Geological block models based on static test result can be used to identificate and predict of the potential of AMD.

AMD risks associated with environmental, financial and corporate reputation. Effective risk management strategy can be done by sorting the potential risk of AMD, then creating options for preventive measures to manage those hazards. By early implementation of AAT treatment program, mine closure cost efficiency and good mining practices can be complied.

I. Background A significant AMD impact, long-term and very real in mining activities goes to undermine the credibility of the mining industry on the environmental aspects. More than 30 or 40 years, during mining operations develop from the underground mine production into the open pit, from low to high production, the amount of sulfide material that could potentially create AMD has increased exponentially. Once a mining operation is stopped, poor water quality in the form of

66

AMD probably will continue to impact on the environment, human health and life for tens or even hundreds of years. AMD also can have significant long term impacts on water quality after closure of the mine pit. AMD management costs of the mines in various countries could reach billions of dollars.

The phenomenon that occurs in a famous copper mine in the Iberian (Pyrite Belt) in Spain in 3000 years BC has produced AMD for over 2000 years. At mine sites that have been closed (orphaned / abandoned mines) in Europe (from many centuries ago), the United States, Canada and the old mines are still operating where AMD management and characterization is still bad, then the costs high recovery will continue to impact the level of corporate profits and government to be a burden to overcome.

There is plenty of evidence concerning the consequences of failure in predicting and managing the AMD for the mining industry. Consequences include significant unplanned expenditure allocated for remedial action, damage to corporate reputation and the appearance of tighter regulation. Increase in unplanned costs often range between 50-100 million U.S. dollars which is restoration activities must also implement a strategy for managing the AMD during the closure.

The risks posed by inadequate management of AMD can be significant. In addition to the large scale and cost for recovery efforts in case of pollution, it also creates the perception that the mining industry is reactive and not able to prevent harmful effects. None of these perceptions were consistent with the mining industry, but rather to provide a strong contribution to sustainable development.

Attention to the AMD developed in the 1970’s that is characterized by the formation of UNEP (UN Environmental Program). Since then a range of knowledge about the AMD was developed including the development of testing methods and interpretation as well as methods of handling the AMD. Impacts that may result from the AMD is on aquatic biota, both directly due to the high level of acidity as well as an increase in metal content in water (acidic water easily dissolves the metals).

Mining development requires proactive management of AMD, starting from the stage of exploration, mine closure planning and financing in a comprehensive manner. It's never too early in the life of a project to establish the main parameters needed to assess and manage potential of AMD. An important step in management practices AMD is to assess the risks as early as possible.

II. Content AMD is a general term used to mention leachate water, seepage or drainage. This water is acidic (high acidity level and can be indicated by pH values lower than 5). AMD resulting from the influence of natural oxidation of sulfide minerals contained in the exposed in the presence of air in the presence of water during mining activities.

Earth moving activities especially excavation will accelerate the process of AMD formation because it resulted in exposure of sulfide minerals to air, water and other microorganisms. Acid water is actually not only formed as a result of mining activities. Any activity that could potentially lead to exposure and oxidation of sulfide minerals will potentially cause the formation of acidic water. Some activities such as agriculture, road construction and drainage, as well as the processing of other land in the area of sulfur-containing minerals, it will produce acid water. Characteristics would be similar to the AMD.

Vice President of Newmont Australian Operations and Managing Director of Newmont Australia Limited, Paul Dowd in 2005 said : “Treating acid drainage once it has occurred, or mitigating environmental impact after it has occurred, is usually in an admission that something

67

has gone wrong either in the characterization, planning, design or operation of a mine.” Therefore, AMD prevention should begin since exploration and mining continued until the post.

Acidic water can contaminate natural surface water and ground water, lowering pH and increasing dissolved elements (mainly metals) that are harmful to the environment. Acute impact of AMD can be found among others in aquatic ecosystems, public health risks, and contamination on the horizon growing areas of reclamation, revegetation failure, increased erosion and embankment stability.

Figure 1. Acid Mine on Void Water

AMD formation is possible because the availability of sulphide minerals, oxygen (in air), and water. Types of sulfur present in the rocks and is easily oxidized sulfur contained in the form of sulfide minerals such as Pyrite (FeS2), Marcasite (FeS2), Pyrrhotite (FexSx), Chalcocite (Cu2S), Covellite (CUS), Molybdenite (MoS2), Chalcopyrite (CuFeS2), Galena (PbS), Sphalerite (ZnS), Arsenopyrite (FeAsS).

The most reactive sulfide minerals in the formation of AMD is pyrite (molar metal/sulfur ratio <1). The presence of pyrite in the coal mine can be found in the lining of the roof and floor of coal, as well as impurities in the layer of coal (ash or clay band). Usually layers of carbonaceous or coaly clay rock containing sulfide minerals are quite significant. AMD does not always correlate with sulfur content in coal seams; coal mines do not mean with low sulfur content does not have the potential of AMD.

Identification of Potential Acid Mine Water :

1. Identification of rock that will be excavated

Geological parameters of the material you need to know include : the number, dimensions, location, the process of formation, lithology, mineralogy, sulfide mineralization, alteration, degree of oxidation, color, size, grain structure, and fracture strength. Generally, one or more parameters are a weathering process controller and are an important contributor. Ideally the material is divided to geological units are homogeneous, if because of the

68

variability that could not be done, then divided based on practical considerations, such high levels.

2. The estimated potential of generating AMD

The time of each rock was exposed (waste rock, tailings, or mine walls) and environmental conditions (deposited on open land or under water) and must also consider the impact of post-accumulation processes such as weathering, erosion and sedimentation.

3. Development of mitigation and monitoring program

A principle of management of AMD is prevention is better than treatment. There needs to be characterization of rock & prevention plan since the exploration, planning & design, construction, mining, and post-mining.

The main source of AMD in the coal mining overburden (overburden and interburden). Besides the formation of AMD that cannot be prevented from mine pit, leaching of impurities of coal, and coal stockpiles. Mechanical prevention of the formation of AMD can only be achieved by integrating the results of characterization (rock geochemical model) with mine planning, design and management strategies overburden. Rock geochemical model into consideration in planning excavations (Excavation plan), so it can be a separation between PAF (potential acid forming) and NAF (non-acid forming potential), and planning land filling (waste dump plan). To ensure reliability, geochemical characteristics of rocks can be confirmed through a blast hole cutting samples.

Through the efforts of segregation, the separation between PAF and NAF materials can be performed. The method commonly applied in the accumulation of overburden is encapsulation and layering, the PAF and NAF materials placed in such a way as to avoid the formation of AMD (to prevent oxidation of sulfide minerals and / or water flow).

Mixing (blending) of several types of rocks or with PAF and NAF limestone will result in a heap of potential water quality meets quality standards. Mixing will be successful if done with conveyor & stacker system and coated with a material PAF alkaline rocks (layering). Mixing with organic material (i.e. sewage, sludge, municipal landfills, pulp & paper waste) serves to consume oxygen, tailings desulphurization, water management methods (hydrodynamic control, dewatering, diversion, flooding, seals, and liner). Other preventive methods are usually applied by the mining company that is soil cover, cover alkaline, organic cover, a synthetic cover (i.e. polyethylene PE, HDPE high density polyethylene, polyvinyl chloride PVC, geosynthetic clay liners GCL, and geomembrane), the gas barrier (flooding) and vegetation.

69

Figure 2. Encapsulation Method

Acid Mine Water Treatment : 1. Active treatment

Is a technology that requires the operation, maintenance, and monitoring by humans based on external energy sources and use of infrastructure and systems are engineered. Examples of this technology include aeration, neutralization, metal removal, chemical precipitation, membrane processes, ion exchange, and biological sulphate removal.

2. Passive treatment

Is a treatment process that does not require intervention, surgery or care by humans on a regular basis? A water treatment system that utilizes the energy sources available naturally such as topographical gradient, microbial metabolic energy, photosynthesis and chemical energy and requires regular maintenance but rarely to operate throughout its design life (Pulles et al, 2004, in the GARD Guide, 2009).

70

A process of gradually removing metals and / or acidity of a bios stem such as natural but man-made supporting ecological and geochemical reactions. The process does not require energy or chemicals after construction and will be decades old with a minimum of human assistance (Gusek, 2002, in the GARD Guide, 2009).

3. In situ Treatment

The forms in situ treatment :

- The spread of alkaline material along the affected land and mine waste

- In pit water (pit lake) treatment

- Organic covers the land mines and mine waste

- Permeable reactive barrier (organic-rich material, zero-valent iron)

The Minister of Energy and Mineral Resources Regulation No. 18 of 2008 on Mine Reclamation and Closure, in article 1, paragraph (3) which states that "Mine Closure is an activity aimed at repairing or setting up a land use that disrupted as a result of the termination of mining activities and / or processing and purification to meet the criteria according to the Mine Closure Plan document.”

The end of mine morphology includes parameters as follows : reserves, allocation of land, morphology, surface water & ground water, terrestrial & aquatic biology.

The impact of mining on water resources can last long term, therefore processing of AMD is part of the assurance for the quality of water in the post-mining. This has become one of the indications of post-mining succession and able to minimize the cost of guaranteed post-mining, reclamation guarantees (deposits, insurance, warranty, accounting reserve).

In this case, develop a coal miner for 16 years (2009-2025) has launched a trust fund for mine closure program of U.S. $ 28 million, as well as the cost of AMD prevention & control of up to closure of U.S. $ 11 million. The total cost of countermeasures AMD and mine closure program of U.S. $ 39 million. Another example, a gold mine of PT Kelian Equatorial Mining (KEM) for 10 years (2003-2013) has prepared the following mine closure costs Prevention & Control AMD by providing funds amounting to U.S. $ 80 million.

CASE STUDY environmental pollution in Buyat Bay by PT Newmont Minahasa Raya (NMR), son of world-class gold mining company from the United States, Newmont. This mining company, according to the results of their internal audit revealed The New York Times edition of December 22, 2004, illegally dumped 33 tons of mercury in the next 4.5 years to the basic operation of Buyat Bay, Minahasa, and North Sulawesi. Dated March 9, 2005, Ministry of Environment to deploy 7 (seven) and the State Attorney Lawyer 3 (three) lawyers to sue NMR through the South Jakarta District Court case number 94/Pdt.G/2005/PN.Jak.Sel registers. NMR to assess the government has committed acts against the law so that pollute the environment. In addition to recovery action, the government sued for compensation of material NMR of U.S. $ 117,680,000 and Rp immaterial 150 billions.

CASE STUDY (Closing and Settlement) Woodcutters mine, NT

Former Woodcutters mine near Darwin in the Northern Territory of Australia involves underground mining and open, type of material in the form of zinc content in large numbers between 1985 to 1999. At closure, the legacy of mine waste is collected in two large tailings dam containing a net acid-forming material and a highly sulfidic waste rock pile. Waste rock

71

pile contains a number of significant bersulfida materials from the original open-pit mine and has been especially exposure to seasonal tropical climate for several years.

Detailed cost-benefit efforts have been implemented for five alternative closures, involves a combination of in situ rehabilitation or relocation of the tailings and waste rock.

Based on this study, Mine Closure Plan in the beginning is to :

- Relocation of sulfide tailings into the pit according to the capacity of the pit, to prevent the formation of AMD from the tailings underneath it in the future.

- Rehabilitation of waste rock storage facilities in situ using a dry cover system.

In 2000, Newmont Australia Ltd (formerly Normandy) to run a flagship project through a multidisciplinary study of science to solve the mine closure, including final rehabilitation plan backfilled mine pit and waste rock layer design.

Modeling drainage of ground water and runoff water (run-off) at all sites was conducted to assess the impact of AMD produced from waste rock, tailings in the pit, tailings dams, and groundwater quality. Modeling is then connected to the water flow analysis to evaluate the long-term risk of receiving water bodies (water body) for some alternative closure.

Based on the results of modeling and assessment of risk, it was decided :

- Heaps of waste rock covers require two layers, consisting of :

o The soil layer with water permeability (permeability) is low, to minimize the migration of water into the waste rock material and reduce the rate of oxidation of sulfide in a heap.

o The top o 'store-and-off', to provide a medium for the growth of vegetation and protect soil with low water permeability.

Open pit needs to be charged back to near the surface with clean material (after the relocation of the tailings), than if allowed to become an open lake as originally planned.

All excavation work associated with the closure, such as layering and recountouring, completed in 2004. Technical studies carried out to design for waste rock, minimizing the impact of ground water, identify the metal content in biota, water and river sedimentation. It is necessary to evaluate compliance with the quantitative success criteria for post-closure performance.

Detailed monitoring plan has been developed to assess the performance of post-closure. Through the design process, Newmont consult with agency decision makers and local stakeholders, which strongly supports an integrated approach to the design of final cover used at Woodcutters?

While the final implementation of mine closure and rehabilitation activities have demonstrated the application of the principles of good mining practices.

With this research and development of technology of acid mine water treatment, hopefully it will increase the effectiveness and efficiency of acid mine water treatment as summarized below :

“Placement of waste (including AMD) coupled with precise progressive rehabilitation during mining operations will reduce the costs of mine closure and the process can be accelerated if the closure criteria have been developed and approved by the decision-making bodies and stakeholders. During mine operations running, significant cost savings can be achieved if rehabilitation activities have been initiated prior to the demobilization of mine equipment and termination of employment / contractor.”

72

Figure 3. Woodcutters Mine Site in 1998 Prior to The Termination

Mining and Rehabilitation

Initial placement of waste (including AMD) coupled with precise progressive rehabilitation during mining operations will reduce the costs of mine closure and the process can be accelerated if the criteria for closure has been achieved and approved by the decision-making bodies and stakeholders. During mine operations running, significant cost savings can be achieved if rehabilitation activities have been initiated prior to the demobilization of mine equipment and termination of employment / contractor.

III. References Acid Mine Drainage Training, Prof. Dr. Rudy Sayoga Gautama, LAPI-ITB, 2011 Mine Closure II Workshop, Dr. Lana Saria, Ministry of Energy & Mineral Resources,

Directorate General of Mineral, Coal and Geothermal, Directorate of Environmental Engineering and Mineral, Coal and Geothermal, 2010.

Managing Acid & Metal Drainage, Australian Government, Department of Industry Tourism and Resources, The Hon Ian Macfarlane MP, 2007.


73

PREDIKSI KUALITAS AIR PADA KOLAM BEKAS TAMBANG BATUBARA DI JORONG, KALIMANTAN SELATAN

Erika K. E. Saputri dan Rudy S. Gautama. Program Magister Rekayasa Pertambangan

Institut Teknologi Bandung

Abstrak Air Asam Tambang (AAT) atau Acid mine/rock drainage (AMD) dapat didefinisikan sebagai air yang berasal dari kegiatan tambang terbuka atau tambang bawah tanah atau timbunan bijih atau batubara yang dicirikan oleh tingkat keasaman yang tinggi dan (pH rendah) dengan peningkatan kandungan logam terlarut. Air Asam Tambang merupakan salah satu masalah lingkungan yang signifikan di tambang batubara. Terdapat beberapa pit yang sudah terisi oleh air dan menghasilkan air asam, Dilakukannya studi ini untuk memprediksi kualitas air di masa mendatang pada pit yang masih dalam tahap operasi.

Prediksi kualitas air pada kolam bekas tambang perlu dilakukan untuk memberikan gambaran nilai keasaman yang yang akan memberi pengaruh terhadap lingkungan. Sehingga rencana preventive dapat dilakukan untuk menghindari dampak negatif. Terdapat berbagai metode yang digunakan untuk memprediksi kualitas air kolam bekas tambang (Pit Lakes), salah satu program tersebut berdasarkan reaksi kimia. PHREEQC adalah geochemical modeling dimana terdapat persamaan dan perhitungan pencampuran untuk mengevaluasi interaksi kimia antara air dan mineral yang reaktif. Prediksi dilakukan pada empat lubang dengan indeks kelarutan pirit yang berbeda. Pada setiap lubang dilakukan analisis mineralogi dinding lubang dan kandungan kimia dari sumber air. Semua itu adalah masukan data dalam menjalankan program PHREEQC.

1. Pendahuluan Indonesia memiliki banyak tambang bartubara terutama di pulau kalimantan. 70% dari tambang batubara yang berada di Indonesia memiliki potensi menghasilkan air asam tambang. Air Asam Tambang (AAT) atau Acid mine/rock drainage (AMD) dapat didefinisikan sebagai air yang berasal dari kegiatan tambang terbuka atau tambang bawah tanah atau timbunan bijih atau batubara yang dicirikan oleh tingkat keasaman yang tinggi dan (pH rendah) dengan peningkatan kandungan logam terlarut (Gautama, 2009). Air Asam Tambang merupakan salah satu masalah lingkungan yang signifikan, tidak hanya pada tambang mineral tetapi juga pada tambang batubara.

Air Asam Tambang terbentuk dari beberapa reaksi kimia dan biologi, dimana merupakan hasil kontak antara air, oksigen dan mineral pirit. Adapun persamaan reaksinya adalah:

4 FeS2 + 15 O2 + 14 H2O → 4 Fe(OH)3 + 8 H2SO4

Kebanyakan tambang batubara yang ada di Indonesia adalah tambang open pit. Lubang yang dihasilkan dari penambangan metode open pit berukuran besar dan dalam. Sehingga apabila lubang itu terisi air maka kemungkinan besar akan terbentuk air asam tambang.

Prediksi kualitas air pada kolam bekas tambang menjadi tema penelitian. Lokasi penelitian adalah tambang atubara di Jorong, Kalimantan Selatan. Prediksi dilakukan pada empat lubang tambang, yaitu Pit UC_West, Pit UC_East, Pit M45C dan Pit M4E_Nahiya.

74

Gambar 1. Pit UC_West

Gambar 2. Pit M45C

Tabel 1. Dimensi Pit di Jorong, Kalimantan Selatan

Pit UC_West Pit UC_East Pit M45C Pit M4E_NahiyaKedalaman (m) -55 -50 -105 -40

Volume (m3) 14,902,323.40

2,556,034.88

30,050,679.70

4,571,530.55

Luas area Pit (m2) Pada kedalaman 0 meter

741,731

173,209 725,325 240,511

75

2. Metode dan Material

Sampel dan Karakteristik Geokimia Sampel batuan diambil dari dinding lubang tambang dan sampel air yang diambil dari sumber air yang mengalir ke lubang tambang. Sampel batuan diambil pada permukaan dinding lubang tambang dan 30 cm dari permukaan dinding. Sampel pada permukaan dinding mewakili exposed rock yang mengalami kontak dengan udara dan mengalami proses oksidasi dengan batuan. Dan sampel yang diambil dari kedalaman 30 cm, mewakili fresh rock, dimana batuan ini diasumsikan tidak mengalami proses oksidasi dengan udara di atmosfer. Pada lokasi pertambang ini, sumber air yang akan mengisi pit adalah air hujan dan air tanah. Untuk mendapatkan nilai kualitas air dari kedua sumber ini, maka dilakukan pengambilan sampel air hujan dan sampel airtanah.

Pada sampel batuan dilakukan analisis X-Ray Diffraction (X-RD) untuk mengetahui mineralogi pada dinding lubang tambang.

Tabel 2. Hasil X-Ray Diffraction.

Mineralogi Pit UC_West Pit UC_East Pit M45C Pit M4E_Nahiya

HW LW HW LW HW LW HW LW

Quartz

Kaolonite

Muscovite

Pyrite

Rancieite

Ferricopiapite

Kyanite

Pyrophylite

Kaliophylite

Note: HW: High Wall, LW: Low Wall.

Mayoritas mineralogi batuan pada keempat pit adalah kuarsa (SiO2), kaolin (Al2Si2O5(OH)4), muskovit (H2KAl3Si3O12), dan pirit (FeS2). Uji mikroskop batuan dilakukan sebagai pembanding uji X-RD untuk mendapatkan data yang dinilai valid. Uji miskroskop batuan menghasilkan kuarsa, kaolin, muskovit dan pirit sebagai mineralogi batuan.

Sumber air yang masuk ke Pit UC_West, UC_East dan M4E_Nahiya adalah air hujan, sedangkan Pit M45C adalah air hujan dan airtanah. Dilakukan pengukuran temperature air, pH dan electrical conductivity (EC). Temperature dan pH air hujan adalah 36,60C dan 6,07. Airtanah memiliki temperature dan pH adalah 26,70C dan 6,93.

Statik tes dilakukan untuk mengetahui klasifikasi batuan, termasuk Potentially Acid Forming

76

(PAF) atau Non-Acid Forming (NAF). Analisis geokimia static tes dilakukan untuk menentukan komposisi asam-basa dari sampel, apakah berpotensi menghasilkan asam atau menetralkan. Statik tes terdiri dari analisis pH pasta, Acid Neutralizing Capicity (ANC), dan Net Acid Generating (NAG). pH pasta mengindikasikan tingkat keasaman dan kadar garam dari material sisa ketika sampel pasta yang dibuat melalui pencampuran sampel batuan dengan air destilat.

Geokimia Modeling Geokimia modeling digunakan untuk memprediksi kualitas air, modeling menggunakan program PHREEQC versi 2 (Parkhurst, 1999). PHREEQC versi 2 adalah suatu program komputer yang ditulis dalam bahasa pemograman C, dimana hal ini didesain untuk menunujukkan lebar varian perhitungan geokimia air pada temperatur rendah. PHREEQC adalah program berdasarkan model ion asosiasi dari air dan memiliki kemampuan juga dalam perhitungan spesies dan indeks kejenuhan, perhitungan reaksi bertingkat dan satu dimensi transfer dari air, mineral, gas, padatan terlarut, persamaan ion exchange dan reaksi irreversible, dimana juga termasuk reaksi mol transfer dari reactan, reaksi kinetik yang terkendali, larutan yang tercampur dan pertukaran temperatur dan model kebalikan dari sejumlah mineral dan transfer mol gas (Parkhurst, 1999).

Untuk memprediksi kualitas air menggunakan PHREEQC diperlukan mineralogi batuan dan komposisi kimia dari sumber air sebagai input data. Tidak semua mineralogi dari hasil X-RD dimasukkan sebagia input data, hanya major mineralogy seperti kuarsa, kaolin, muskovit dan pirit.

Prediksi kualitas air dilakukan dengan nilai indeks kejenuhan (Saturation index, SI) dari pirit yang berbeda-beda. Perbedaan nilai SI pirit memberikan nilai kelarutan yang berbeda dari mineral pirit di dalam air. Logaritma dari hasil pembagian dari ion-activity product (IAP) dan solubility-product (KSP) adalah indeks kejenuhan. IAP adalah produk dari aktivitas elemen. Analisis dilakukan berdasarkan konsentrasi aktivitas transform berdasarkan kemampuan ion, temperatur, dan formasi komplek. KSP adalah nilai maksimum kemampuan terlarut dari suatu elemen ( berdasarkan data persamaan kelarutan yang diambil dari literature) dimana nilainya dipengaruhi oleh temperatur air (Merkel, 2008).

ܫ = ூ௦

(4)

Gambar 1. Ilustrasi skenario I

Prediksi dilakukan dalam dua scenario. Skenario I mengasumsikan mineralogi dari dinding lubang tambang tersebar merata pada high wall dan low wall. Skenario II mengasumsikan mineralogi pada dinding lubang tambang memiliki perbedaan pada high wall dan low wall, atau mineralogi tidak tersebar secara merata.

77

Gambar 2. Ilustrasi skenario II

3. Hasil dan Diskusi

Geokimia Air Proses pembentukan AMD akan berhenti bila konsentrasi pirit pada batuan sudah tidak cukup lagi untuk melakukan reaksi atau pirit tidak mengalami kontak dengan udara dan air. Untuk mengetahui konsentrasi pirit di dinding lubang tambang cukup sulit, sehingga dilakukan pendekatan konsentrasi pirit dengan menggunakan indeks kejenuhan mineral pirit. Perbedaan indeks kejenuhan dari pirit memberikan berbagai prediksi dari komposisi kimia atau kualitas air dari kolam bekas tambang. Semakin banyak pirit yang terlarut, semakin kecil nilai pH yang ditunjukkan oleh kolam bekas tambang.

Gambar 3. Prediksi nilai pH berdasarkan perbedaan nilai indeks kejenuhan (SI) pirit skenario I.

Skenario I memberikan nilai pH hasil prediksi yang lebih asam dari skenario II, hal ini dikarenakan pada skenario II tidak semua dinding lubang tambang mengandung pirit pada high wall dan low wall. Seperti pada Pit UC_West, berdasarkan hasil X-RD, mineral pirit tidak terdapat pada dinding lubang tambang di low wall, sehingga prediksi yang dihasilkan tidak menunjukkan nilai pH yang asam pada low wall, tetapi pada high wall terkandung mineral pirit.

pH terendah pada Pit UC_West berdasarkan skenario I adalah 3.14 pada nilai SI 22.36. Sehingga dapat disimpulkan kelarutan mineral pirit berlangsung hingga nilai indeks kejenuhan mencapai 22.36, pada kejenuhan ini dihasilkan pH dengan nilai 3.14 pada Pit UC_West.

pH terendah pada Pit UC_East berdasarkan skenario I adalah 3.14 pada nilai SI 22.36. Sehingga dapat disimpulkan kelarutan mineral pirit berlangsung hingga nilai indeks kejenuhan mencapai

78

22.36, pada kejenuhan ini dihasilkan pH dengan nilai 3.14 pada Pit UC_East.

pH terendah pada Pit M45C berdasarkan skenario I adalah 3.24 pada nilai SI 19.21. Sehingga dapat disimpulkan kelarutan mineral pirit berlangsung hingga nilai indeks kejenuhan mencapai 19.21, pada kejenuhan ini dihasilkan pH dengan nilai 3.24 pada Pit M45C.

pH terendah pada Pit M4E_Nahiya berdasarkan skenario I adalah 2.88 pada nilai SI 20.45. Sehingga dapat disimpulkan kelarutan mineral pirit berlangsung hingga nilai indeks kejenuhan mencapai 20.45, pada kejenuhan ini dihasilkan pH dengan nilai 2.88 pada Pit M4E_Nahiya.

Gambar 4. Prediksi nilai pH berdasarkan perbedaan nilai indeks kejenuhan (SI) pirit skenario

II.

pH terendah pada Pit UC_West berdasarkan skenario II adalah 4.13 pada nilai SI 18. Sehingga dapat disimpulkan kelarutan mineral pirit berlangsung hingga nilai indeks kejenuhan mencapai 18, pada kejenuhan ini dihasilkan pH dengan nilai 4.13 pada Pit UC_West.

pH terendah pada Pit UC_East berdasarkan skenario II adalah 4.13 pada nilai SI 18. Sehingga dapat disimpulkan kelarutan mineral pirit berlangsung hingga nilai indeks kejenuhan mencapai 18, pada kejenuhan ini dihasilkan pH dengan nilai 3.14 pada Pit UC_East.

pH terendah pada Pit M45C berdasarkan skenario II adalah 3.24 pada nilai SI 19.21. Sehingga dapat disimpulkan kelarutan mineral pirit berlangsung hingga nilai indeks kejenuhan (SI) mencapai 19.21, pada kejenuhan ini dihasilkan pH dengan nilai 3.24 pada Pit M45C.

pH terendah pada Pit M4E_Nahiya berdasarkan skenario II adalah 3.76 pada nilai SI 18. Sehingga dapat disimpulkan kelarutan mineral pirit berlangsung hingga nilai indeks kejenuhan (SI) mencapai 18, pada kejenuhan ini dihasilkan pH dengan nilai 3.76 pada Pit M4E_Nahiya.

Prediksi menggunakan PHREEQC dihitung berdasarkan parameter seperti pH, silika (Si), kalsium (Ca), magnesium (Mg), besi (Fe), Natrium (Na), Kalium (K), bikarbonat (CO3

2-), sulfur (SO4

2-), klor (Cl), aluminium (Al), mangan (Mn), amonium (NH4+), barium (Ba), fluor (F), Zeng

(Zn).

79

Gambar 5. Prediksi kelarutan Fe dengan perbedaan nilai indeks kejenuhan (SI) pirit

berdasarkan skenario I

Pada mulanya kelarutan Fe di air mengalami peningkatan secara perlahan, tetapi setelah melewati SI pirit lebih dari 12 nilai kelarutan

Gambar 6. Prediksi kelarutan SO4

2- dengan perbedaan nilai indeks kejenuhan (SI) pirit berdasarkan skenario I

Gambar 7. Prediksi kelarutan parameter lain pada Pit UC_West dengan perbedaan nilai indeks

kejenuhan (SI) pirit berdasarkan skenario I.

80

Perbandingan nilai pH, indeks kejenuhan dan komposisi kimia berdasarkan skenario I menghasilkan pH yang lebih rendah dengan indeks kejenuhan yang lebih tinggi serta kandungan Fe dan SO4

2- terlarut yang lebih tinggi di dalam kolam bekas tambang.

Nilai kelarutan Fe dan SO42- yang tinggi meneyebabkan rekasi air asam tambang. Oksidasi

mineral sulfida seperti pirit menyebabkan terbentukanya air asam tambang yang tergambar dalam reaksi:

2 FeS2 + 15 O2 + 2 H2O → 2 Fe2+ + 4 SO42- + 4 H+ (5)

4 Fe2+ + O2 + 4 H+→ 4 Fe3+ + 2 H2O (6)

4 Fe3+ + 12 H2O → 4 Fe(OH)3↓ + 12 H+ (7)

FeS2 + 14 Fe3+ + 8 H2O→15 Fe2+ + 2 SO42- + 16 H+ (8)

Gambar 8. Prediksi kelarutan Fe dengan perbedaan nilai indeks kejenuhan (SI) pirit berdasarkan skenario II

Gambar 9. Prediksi kelarutan SO4

2- dengan perbedaan nilai indeks kejenuhan (SI) pirit berdasarkan skenario II

81

Gambar 10. Prediksi kelarutan parameter lain pada Pit UC_West dengan perbedaan nilai

indeks kejenuhan (SI) pirit berdasarkan skenario II.

4. Kesimpulan Pada penelitian ini, prediksi nilai pH bedasarkan perbedaan nilai indeks kejenuhan (SI) pirit, dimana menghasilkan interval pH yang berbeda untuk setiap pit. Pada Pit UC_West, pH prediksi memiliki range 3.14 sampai 5.48 untuk skenario I dan 4.13 sampai 5.38 untuk skenario II. Pada Pit UC_East, pH prediksi memiliki range 3.14 sampai 5.48 untuk skenario I dan 4.13 sampai 5.38 untuk skenario II. Pada Pit M45C, pH prediksi memiliki range 3.24 sampai 6.51 untuk skenario I dan skenario II. Dan pada Pit M4E_Nahiya, pH prediksi memiliki range 2.88 sampai 6.15 untuk skenario I dan 3.76 sampai 6.07 untuk skenario II.

5. Ucapan Terima Kasih Penulis mengucapkan terima kasih kepada PT Jorong Barutama Greston (Indo Tambangraya Megah (ITM) anak perusahaan) untuk pendanaan dlam penelitian ini. Penulis juga mengucapkan terima kasih kepada Prof. Yuzo Obara untuk saran di dalam penulisan makalah ini.

6. Daftar Pustaka Parkhurst, David L., C.A.J. Apello. User’s Guide to PHREEQC (Version 2) - A Computer

Program for Speciation, Batch-Reaction, One-Dimensional Transport, and Inverse Geochemical Calculations. U S. Geological Survey. Denver, Colorado (1999).

Chapra, Steven C. Surface Water-Quality Modeling. The McGraw-Hill Companies, Inc. New York (1997).

Sawyer, Clair N., Perry L. McCarty, Gene F. Parkin. Chemistry for Environmental Engineering and Science. The McGraw-Hill Companies, Inc. New York (2003).

Merkel, Broder J., Britta Planner-Friedrich. Groundwater Geochemistry, A Practical Guide to Modeling of Natural and Contaminated Aquatic Systems. Springer-Verlag. Heidelberg, Berlin (2008).

Mottana, Annibale, Rodolfo Crespi, Giuseppe Liborio. Guide to Rock and Minerals. Simon and Schuster, Inc. New York (1988).

Pellant, Chris. Rock and Minerals. Dorling Kindersley Limited. London (1996).


82

PERHITUNGAN DOSIS PENGAPURAN AIR ASAM TAMBANG (ACID MINE DRAINAGE) DI KOLAM PENGENDAPAN LUMPUR AIR LAYA PUTIH ,PT.

BUKIT ASAM (Persero) Tbk TANJUNG ENIM, SUMATERA SELATAN

Achmad Taufik Arief, Try Jayanti Sukma, Hartini Iskandar ¹) ¹) Jurusan Teknik Pertambangan Fakultas Teknik Universitas Sriwijaya

Kampus Unsri Inderalaya-Jl. Raya Prabumulih Km 32 Inderalaya – Ogan Ilir ¹)email : [email protected]

Abstrak Penambangan batubara di Tambang Air Laya PT. Bukit Asam (Persero) dilaksanakan dengan sistem tambang terbuka, dimana dilakukan pembersihan, pematangan lahan dan pengupasan tanah penutup (overburden) dan penggalian batubara. Akibat kegiatan pengupasan tanah penutup dan penggalian batubara akan mengakibatkan mineral-mineral sulfida terutama Pyrit (FeS2) akan terekpose sehingga terjadi reaksi antara mineral-mineral tersebut dengan Udara (O2) dan Air (H2O) yang kemudian akan menghasilkan air asam tambang (mine acid drainage). Proses penanganan air asam tambang dilakukan melalui sistem drainase dimana air asam tambang dari area galian dan dari limpasan dialirkan ke Kolam Pengendap Lumpur (KPL) untuk mengendapkan padatan yang berasal dari tanah yang tererosi air limpasan. Metode yang digunakan PT. Bukit Asam (Persero) untuk penetralan air asam tambang adalah dengan metode aktif yaitu dengan menambahkan kapur tohor (CaO) secara langsung ke badan air dalam KPL. Metode ini tergolong belum efektif karena belum diketahui secara persis dosis yang pasti sehingga sulit dievaluasi keefektifannya. Pengkajian yang dilakukan dengan percobaan skala laboratorium dan pengamatan serta analisa lapangan. Dari Analisa laboratorium didapat dosis kapur tohor (CaO) yang efektif untuk menaikkan pH air asam tambang yang berasal dari Air Laya Putih dengan pH awal ± 3 yaitu 0,5 gr/ml, sedangkan dari pengujian lapangan didapat dosis kapur 0,2 gr/l. Dengan dosis kapur 0,2 gr/l maka perkiraan kebutuhan kapur adalah 177,6 ton per bulan dengan biaya Rp. 124.320.000,- /bulan. Kata Kunci: Air Asam tambang, Dosis, Kapur tohor Abstract Coal mining in Tambang Air Laya. PT. Bukit Asam (Persero) is carried out by open mining system, which after cleaning, the maturation of land and the stripping cover (overburden) and coal excavation. As a result of overburden stripping activities and the excavation of coal will result in sulfide minerals, especially Pyrit (FeS2) will terekpose so that the reaction between these minerals with air (O2) and water (H2O), which will then produce acid mine water (acid mine drainage). Acid mine water treatment process carried out through the drainage system where acid mine water from the excavation area and the runoff flowed into the mud settling pond (KPL) to precipitate solids derived from water runoff eroded soil. The method used PT. Bukit Asam (Persero) for neutralizing acid mine water is an active method by adding calcium oxide (CaO) directly into the body of water in the MPA. This method is considered not effective because it is not exactly the dose that would so difficult to evaluate its effectiveness. The study was conducted with laboratory scale experiments and field observations and analysis. Laboratory analysis found a dose of calcium oxide (CaO) is effective to raise the pH of acid mine water that comes from the Air Laya White with initial pH of 0.5 ± 3 g / ml, while the dose obtained from field testing of lime 0.2 gr / l . With a dose of lime 0.2 gr / l, the estimated lime requirement is 177.6 tons per month at a cost of Rp. 124.320.000, - / month. Keywords: Acid Mine Water, dose, calcium oxide, Mud settling pond


83

1. Pendahuluan Seperti umumnya di banyak tambang batubara, lapisan overburden di PT. Bukit Asam (Persero) Tbk. Tanjung Enim secara alami mengandung senyawa-senyawa sulfida dalam jumlah yang berubah-ubah terutama dalam bentuk mineral pyrit (FeS2). Jenis mineral ini sangatlah berpotensi menimbulkan air asam tambang bila bertemu dengan oksigen (O2) dan air (H2O). Uji geokimia menunjukkan bahwa kira-kira 35% lapisan batuan penutup (overburden) PT. Bukit Asam (Persero) Tbk. Tanjung Enim berpotensi membentuk asam. Dalam lapisan overburden yang tidak terganggu, proses ini berlangsung dengan sangat lambat. Namun, di dalam timbunan lapisan overburden, tingkat reaksi akan jauh lebih cepat karena permukaan lapisan yang lebih luas. Di dalam kondisi-kondisi ini, air yang keluar dari timbunan lapisan overburden akan bersifat asam dan dapat menyebabkan kerusakan lingkungan. Kejadian ini umumnya disebut sebagai air asam tambang/AAT (mine acid drainage). Jika tidak berhasil dikendalikan, air asam tambang dari timbunan lapisan overburden ini bisa bertahan sampai bertahun-tahun. AAT ini penyebab utama pencemaran air pada daerah di sekitar lokasi penambangan. Pencemaran air ini dapat membahayakan ekosistem disekitar badan air, karena pH yang terlalu rendah. Keasaman pada air ini juga dapat menimbulkan korosi pada peralatan tambang sehingga mengurangi umur pakai peralatan tersebut. Menurut Undang-Undang No.4 tahun 2009 tentang Pertambangan Mineral, Batubara dan Panas bumi serta Minyak dan Gas bahwa Perusahaan Pertambangan wajib melaksanakan pengelolaan lingkungan dan menurut Peraturan Gubernur No. 18 tahun 2005 tentang baku mutu limbah cair bagi industri, hotel, rumah sakit, domestik bahwa perusahaan pertambangan batubara (ps 13) wajib melakukan pengolahan limbah cair sehingga baku mutu limbah cair yang dibuang kelingkungan tidak melampaui baku mutu lingkungan limbah cair yang ditetapkan. Menurut Peraturan Menteri ESDM No. 113 tahun 2003 ada 4 (empat) parameter yang wajib dikelola pada kegiatan penambangan batubara yaitu pH, Partikulat (TSS), Mn (mangan) dan Fe (besi).

Sebagai perusahaan yang peduli lingkungan PT. Bukit Asam (Persero) langkah penanganan air asam tambang di tiga lokasi penambangan yaitu Tambang Air Laya (TAL), Bangko dan Muara Tiga Besar. Khususnya di area Air Laya, dimana pada area galian AAT yang ditampung di dasar tambang dipompakan ke Kolam Pengendap Lumpur (KPL), selanjutnya air tersebut dilewatkan pada saluran kapur (CaO) dengan tujuan agar pH dapat dinaikkan. Sedangkan pada daerah backfilling maupun outside dump, penanganan dilakukan dengan pola pengaliran pada permukaan timbunan sehingga air limpasan mengalir kedalam kolam pengendap lumpur (KPL), kemudian dilakukan cara yang sama dengan penanganan pada daerah galian. Metode penanganan dengan cara pengapuran relatif efektif, tetapi belum diketahui secara pasti berapa dosis yang efektif untuk menaikkan pH, selama ini hanya dilakukan pengapuran secara rutin dan relatif batu kapur yang digunakan besar dan biaya juga besar.

Pengolahan air asam tambang dengan metode pengapuran secara aktif/langsung, belum diketahui dosis yang pasti yang dapat menaikkan pH air asam tambang yang berasal dari kolam pengendap lumpur di lokasi Air Laya Putih sampai mencapai batas baku mutu lingkungan (BML). Untuk mendapatkan dosis pengapuran yang tepat dalam menaikkan pH air asam tambang di Kolam Pengendapan Lumpur Air Laya Putih serta tingkat keefektifannya terhadap biaya pengapuran, tingkat keberhasilan dan kestabilan hasil pengolahan sehingga menghasilkan air yang sesuai dengan Baku Mutu Lingkungan (BML).

Oleh karena itu dalam studi ini dilakukan perhitungan dosis pengapuran dalam upaya memperkecil kerugian baik dari segi biaya dan tenaga dari metode penanganan air asam tambang yang dilakukan. Penelitian ini diharapkan dapat membandingkan hasil percobaan laboratorium dan percobaan lapangan sehingga dapat mengetahui biaya pengapuran dan efektifitas metode penanganan dengan cara pengapuran yang selama ini dilakukan dan memberikan masukan


84

2. Metoda

Tahapan penelitian ini terdiri dari studi literatur, pengumpulan data sekunder berupa data curah hujan, peta daerah tangkapan hujan KPL air laya putih, debit air yang masuk ke sistem dan spesifikasi kapur tohor. Pengumpulan data primer berupa pengukuran pH air asam tambang pada pipa keluaran pertama hasil pemompaan air dan main sump tambang yang akan menuju Kolam Pengendapan Lumpur (KPL) dan hasil analisa laboratorium dan percobaan lapangan.

a. Pengukuran pH Air Asam Tambang Lokasi pengumpulan data dan pengukuran pH dilakukan pada kolam pengendapan lumpur (KPL) yaitu pada pipa keluaran pertama hasil pemompaan air dan main sump tambang yang akan menuju KPL. Hasil analisa laboratorium pengecekan pH air pertama adalah (Tabel 1):

Tabel 1. Hasil pengujian pH sampel air asam tambang pada inlet Kolam pengendap

lumpur air laya

No. Waktu pH

1. 19 November 2009 3.14

2. 21 November 2009 3

3. 23 November 2009 3,1

4. 26 November 2009 2,9

5. 29 November 2009 3,1

Dari 5 (lima) kali pengecekan pH air asam tambang berasal dari kolam pengendapan Air Laya Putih sebelum dilakukan pengapuran pH rata-rata sebesar ±3.

b. Percobaan laboratorium Untuk mendapatkan gambaran dosis kapur yang tepat untuk menaikkan pH air asam tambang yang berasal dari KPL Air Laya Putih dari pH 3 sampai mencapai Baku Mutu Lingkungan (BML sebesar pH 6 – 9). Percobaan dilakukan dengan Standar Operation Procedure (SOP) yang digunakan dalam percobaan standar ASTM dalam SNI 06-6989.11-2004 air dan air limbah bagian 11, yaitu tentang cara uji derajat keasaman (pH) dengan menggunakan alat pH meter. Adapun prosedur percobaannya adalah sebagai berikut:

Penyiapan peralatan meliputi pH meter digital (jenway/3150), timbangan digital (sartorius/CP224S), gelas ukur berukuran 1 liter, hot plat dan pengaduk dan kertas tissue.

Bahan yang digunakan; larutan penyangga (buffer) pH 4, 7 dan 10 , sample air asam tambang dari air laya putih dan kapur tohor (CaO) yang berfungsi sebagai reagen.

Kapur tohor yang digunakan berasal dari PT. Semen Baturaja, berdasarkan hasil pengujian di laboratorium Biopres teknik Kimia kadar Ca yang terkandung dalam CaO sebesar lebih kurang 39,58%


85

Dalam percobaan laboratorium sampel Air asam tambang berasal dari kolam pengendap lumpur Air Laya Putih dengan berat sampel 1 liter.

Penimbangan reagen (kapur tohor) dilakukan dengan dosis 0,1 gr/l, 0,2 gr/l, 0,3 gr/l, 0,4 gr/l, 0,5 gr/l dan 0,6 gr/l.

Kemudian dilakukan pengadukan (mixing) untuk mengetahui pH akhir setelah itu dilakukan perhitungan dosis batu kapur.

Tahapan percobaan laboratorium untuk mendapatkan dosis efektif kapur diuraikan pada Gambar

Gambar 1. Bagan Alir Percobaan Laboratorium

c. Perhitungan Dosis Kapur

Perhitungan terhadap dosis kapur dimaksudkan untuk mendapatkan jumlah kapur yang diperlukan untuk percobaan lapangan:

1. Data primer berupa dosis kapur efektif yang diperoleh dari percobaan laboratorium (0,5 gr/l).

2. Debit air yang masuk ke kolam pengendapan lumpur Air Laya Putih yang berasal dari pemompaan tambang Air Laya dan Curah Hujan langsung ke lokasi berdasarkan luas cathment area Air Laya Putih

3. Berat1 karung (1 karung =40 kg).

Gambar 2. Bagan alir perhitungan dosis kapur

Test pH Awal (pH meter)

Sampel 1 liter

Penambahan Reagen (kapur tohor)

Pengadukan

Test pH Akhir

Dosis Kapur efektif

Perhitungan dosis kapur

Dosis kapur hasil percobaan laboratorium

Debit Air yang masuk ke KPL ALP - Air hujan langsung ke

lokasi berdasarkan catctment area

- Pemompaan dari TAL

Berat 1 karung kapur (40 kg)

Test pH Akhir

Percobaan Lapangan

Perhitungan dosis kapur

kapur (40 kg)


86

d. Percobaan Lapangan

Percobaan skala lapangan untuk membuktikan hasil penelitian laboratorium terhadap dosis kapur 0,5 gr/l yang dapat menaikkan pH air asam tambang sampai memenuhi kualitas menurut Baku Mutu Lingkungan (BML), dimana tahapannya yaitu:

Penetapan lokasi percobaan KPL dengan karakteristik fisik luas ±3 ha, dan memiliki volume ±48.000 m³, terdiri 7 kolam yang memiliki dimensi yang hampir sama dengan panjang ±86 m, lebar ±20 m dan kedalaman ±4 m

Prosedur pengapuran

Gambar 3. Bagan alir percobaan lapangan

Penetapan lokasi Pengapuran dilakukan untuk memperhitungkan reaksi yang terjadi pada air asam tambang setelah pengapuran dan keluar melalui outlet dan masuk ke badan sungai dan cara pemberiakan kapur dilakukan pada overflow 7 (overflow terakhir KPL sebelum mencapai outlet).

Gambar 4. Sketsa kolam pengendap lumpur air laya putih

Percobaan Lapangan

Lokasi KPL Air Laya

Putih

Prosedur Pengapuran

Pengamatan pada titik

pantau

Hasil dan Pembahasan

Lokasi dan cara pemberian kapur

Overflow ke 6

Pipa keluaran

AAT

Overflow ke 7

Titik Pantau


87


a. Sumber Air KPL Air Laya Putih Pengamatan terhadap curah hujan harian maksimum daerah tambang dalam satu tahun, selama 25 tahun pengamatan. Data diperoleh Bagian Sipil dan Hidrologi PT. Bukit Asam (Persero) diperoleh curah hujan tahunan maksimum sebesar 3832 mm/tahun. Periode ulang hujan yang digunakan adalah periode ulang hujan 5 tahun didasarkan pada umur tambang dan resiko hidrologi serta tujuan dan rencana tata letak pembuatan saluran. Dari perhitungan dengan metode Gumbell didapat curah hujan untuk periode 2, 5, 10 sampai 100 tahun (yang digunakan oleh PT. Bukit Asam adalah periode ulang 5 tahun). Hasil curah hujan rencana adalah 573,64 mm/bulan atausama dengan 0,797 mm/jam.

b. Daerah Tangkapan Hujan Air laya Putih

Dalam rencana pembuatan dan pengelolaan KPL untuk mengolah air asam tambang, hal ini penting selain curah hujan adalah daerah tangkapan hujan (catchment area). Cathcment area dari KPL dalam menampung air limpasan, yaitu berlokasi di daerah backfilling Klawas tengah Selatan dan Timbunan Mahayung seluas 235 Ha. Koefisien limpasannya adalah 0,8 (kondisi daerah alang-alang dan sedikit tanaman). Berdasarkan data-data diatas naka debit air yang masuk ke dalam sistem adalah 3.302 m³/jam.

Perencanaan pompa : pompa yang digunakan dalam memompakan air dari sump TAL adalah 4 unit pompa Sulzer 358 KW dengan spesifikasi pompa yang beroperasi.

c. Dosis Pengapuran Skala Laboratorium

Dari percobaan laboratorium diperoleh data perubahan pH terhadap masing-masing dosis kapur. Dari Tabel 2. dapat dilihat bahwa dosis kapur yang dapat menaikkan pH air asam tambang yang berasal dari pengendapan lumpur dengan pH 3 sampai memenuhi baku mutu lingkungan pH yaitu 6-9 adalah kapur dengan dosis 0,5 gr/l dan 0,6 gr/l. Jadi untuk percobaan skala laboratorium digunakan dengan menggunakan dosis kapur 0,5 gr/l.

Tabel 2. Hasil Percobaan pH Skala Laboratorium

No. pH pada dosis (....gr/liter)

0,1 0,2 0,3 0,4 0,5 0,6

1. 3,3 3,6 4,2 4,7 5,9 6,5

2. 3,4 3,7 4,4 4,6 6 6,7

3. 3,4 3,8 4,3 4,6 6,1 6,8

4. 3,4 3,9 4,3 4,6 6,2 6,9

5. 3,4 3,9 4,2 4,6 6,3 7

6. 3,4 3,9 4,4 4,6 6,3 7,1

7. 3,3 3,9 4,3 4,7 6,4 7,2


88

No. pH pada dosis (....gr/liter)

0,1 0,2 0,3 0,4 0,5 0,6

8. 3,3 3,9 4,2 4,7 6,3 7,2

9. 3,3 3,9 4,2 4,7 6,4 7,1

10 3,3 3,8 4,4 4,7 6,3 7,2

Rata- Rata

3,35 3,83 4,29 4,65 6,22 6,97

Sumber : Hasil analisis Laboratorium

d. Hasil Percobaan Skala Lapangan Pada percobaan lapangan, dilakukan persiapan sebagai berikut :

1. Dosis empiris 0,5 gr/l (menaikkan pH 3 sampai 6)

2. Debit air yang masuk ke sistem ± 37 m³/ menit; konversi 37 m³/ menit = = 2.220.000 liter/jam.

3. Perhitungan jumlah kapur yang dibutuhkan (secara teori).

2.020 liter /jam x 0,5 gr / liter = 1.020.000

gr/jam = 1.020 kg/jam.

4. Berat 1 karung kapur 40 kg, jadi kebutuhan kapur per jamnya yaitu 1.020 kg/jam/40 kg = 25,5 karung per jam (secara teori).

Gambar 4. Grafik hubungan pH terhadap dosis kapur skala lapangan

02468

101214

0 4 8 12 16 20 24 28 32 36 40 44 48 52 56 60 64 68 72 76 80 82

25 karung17 karung10 karung5 karung

Menit ke

pH


89

Dari percobaan dapat disimpulkan bahwa pemakaian 10 karung lebih efektif dari 25, 17 dan 5 karung kapur. Pemakaian 25 karung dan 17 karung menyebabkan aliran air terlalu basa yaitu mencapai pH 10 sampai pH 11, sedangkan 5 karung kapur hanya menaikkan pH air mencapai 6 hanya berlangsung beberapa menit saja. (Gambar 4).

Perhitungan dosis batu kapur skala lapangan, data perhitungan didapat dari hasil percobaan yang dilakukan dengan data sebagai berikut :

Lama pengaruh dalam mempertahankan pH dalam kondisi Baku Mutu Lingkungan = ±70 menit.

Waktu kesampaian kapur mencapai outlet = ±10 menit

Waktu pemberian kapur kembali=70 menit – 10 menit = 60 menit.

Jadi penambahan kapur dilakukan setiap 60 menit ( 1 jam)

o Dosis lapangan 10 karung/jam

o 1 karung ±40 kg

o Debit air (Q) = ±37 m³ /menit = 37.000 liter/menit.

10 karung/jam = 400 kg/jam = 6,667 kg/menit

= 6667 gr/menit

Dengan Q = 37.000 liter/menit maka dosis dapur per liternya adalah

6667 gr/menit

= = 0,18 gr/liter

37.000 liter/menit

= ±0,2 gr/liter

Dari percobaan yang dilakukan pada overflow ke 6 dan overflow ke 7 dikatahui bahwa pemberian kapur pada overflow ke 7 lebih efektif sebagai lokasi pengapuran.

Pengecekan pH dilakukan pada titik pantau (outlet KPL) yang berjarak ±35 m dari lokasi pengapuran. Pengecekan dilakukan setiap 2 menit dan menggunakan 4 dosis kapur, dan setiap dosis dilakukan 2 kali percobaan (Gambar 4).


90

Tabel 3. Hasil Pengamatan pada Titik Pantau

Perc.

pH awal

Jumlah Karung

Waktu kesampai kapur pada outlet

Lama pengaruh kapur Rentang pH

A ±3

25 (0,5) 10 menit

±62 menit 6-11,5 B 17 (0,3) ±64 menit 6 – 10 C 10 (0,2) ±70 menit 6- 9 D 5 (0,1) 16 menit ± 6

e. Evaluasi Percobaan Laboratorium dan Lapangan Berdasarkan percobaan antara laboratorium dan aplikasinya ternyata terdapat perbedaan dosis efektif kapur tohor dalam menaikkan pH air asam tambang Air Laya Putih.

Tabel 3. Hasil pengamatan pada titik pantau

Perc.

pH awal

Jumlah Karung

Waktu kesampai kapur pada outlet

Lama pengaruh kapur

Rentang pH

A ±3

25 (0,5) 10 menit

±62 menit 6-11,5 B 17 (0,3) ±64 menit 6 – 10 C 10 (0,2) ±70 menit 6- 9 D 5 (0,1) 16 menit ± 6

Dari Tabel 3 dapat dilihat bahwa dengan waktu pengaruh relatif sama, pemakaian 25 dan 17 karung kapur merupakan suatu pemborosan. Jadi dari percobaan dapat disimpulkan bahwa penambahan 10 karung kapur lebih efektif. Dengan debit air lebih kurang 37 m³/menit maka dosis kapur per liternya adalah lebih kurang 0,2 gram/liter.

f. Evaluasi percobaan laboratorium dan lapangan Berdasarkan percobaan antara laboratorium dan aplikasinya ternyata terdapat perbedaan dosis efektif kapur tohor dalam menaikkan pH air asam tambang Air Laya Putih.

Tabel 4. Perbandingan pH pada dua skala percobaan

Perc..

Dosis Pengapuran

pH awal

Skala LaboratoriumpH akhir

Skala Laboratorium

pH akhir 1. 0,1

±3

3,35 < 6 2. 0,2 3,83 6 - 9 3. 0,3 4,29 6 -10 4. 0,5 6,22 6 -11 5. 0,6 6,97 -


91

Perbedaan dosis kapur skala laboratorium dengan skala lapangan disebabkan oleh :

a. Percobaan skala laboratorium sampel berada dalam kondisi statik (dalam beaker gelas), sedangkan pada kondisi lapangan air asam tambang mengalir pada suatu saluran.

b. Kondisi air asam tambang di lapangan sebagian dipengaruhi oleh sisa pengapuran sebelumnya.

g. Perhitungan Kebutuhan Kapur (KK) dan Biaya Pengapuran (BP) Perhitungan kebutuhan kapur (KK) yang digunakan untuk keperluan penetralan air asam tambang didapat dari hasil perhitungan debit pompa (Qpompa) Sulzer 358 KW sebesar 37 m³/menit atau sebesar 2.220.000 liter /jam. Sedangkan jam jalan rata-rata pompa perbulan sebesar 407 jam, bila satu bulan jam kerja 25 hari, maka jam jalan pompa per jam sebesar 16 jam. Jika dosis kapur (dosis lapangan) sebesar 0,2 gr/liter, maka kebutuhan kapur per hari didapat :

KK = 0,2 gr/liter x 2.220.000 liter/jam x 16 jam

= 7.104.000 gr

= 7.104 kg/hari (dimana @40 kg

= 177,6 karung per hari)

= 7,104 ton/hari

= 7,104 ton/hari x 25 hari

= 177,6 ton/bulan

Untuk menghitung besarnya Biaya Pengapuran (BK) per bulan digunakan harga 1 kg kapur sebesar Rp. 700,- (data tahun 2011). maka biaya pengapuran untuk 1 bulan didapat:

BP = 177,6 ton/bulan = 17.700,6 kg/bulan x 700/kg = Rp. 124.320.000/bulan

= Rp. 4.972.000/hari

= Rp. 310.750/jam

Untuk menghitung kebutuhan kapur dengan Dosis Kapur skala laboratorium sebesar 0,5 gr/liter, maka kebutuhan kapur per harinya sebesar 17,76 ton/hari atau sebesar 444 ton per bulan.

Sedangkan biaya pengapuran sebesar per bulannya sebesar Rp. 310.800.000,- atau sebesar Rp. 12.432.000,- per hari dan per jamnya sebesar Rp. 777.000/jam


92

Tabel 5. Perbandingan perkiraan jumlah dan biaya pengapuran

dosis laboratorium dan lapangan

Perc. Pembanding Dosis Laboratorium

Dosis Lapangan

1. Dosis 0,5 gr/liter 0,2 gr/liter 2. Jumlah kapur 17,76 ton/hari 7 ton/hari 3. Biaya

Pengapuran Rp. 12.432.000,-/ hari

Rp. 4.972.000,-/ hari

4. Kesimpulan

Kesimpulan 1. Dari lima kali pengecekan sample air pada inlet kolam pengendapan lumpur Air Laya

Putih diketahui pH aktual lebih kurang 3

2. Sumber air utama yang masuk ke kolam pengendapan lumpur Air Laya Putih berasal dari pemompaan sump TAL dan air limpasan yang berada dalam kawasan tangkapan hujan backfilling Klawas tengah Selatan dan Timbunan Mahayung seluas 235 Ha.

3. Dari percobaan skala laboratorium dosis kapur tohor yang didapat untuk menaikkan pH 3 menjadi pH 6 adalah adalah sebesar 0,5 gram/liter, dimana kebutuhan kapur per jamnya yaitu 1.020 kg/jam/40 kg = sebanyak lebih kurang 25,5 karung per jam (teoritis).

4. Dari hasil percobaan skala lapangan dosis kapur yang efektif untuk menaikkan pH yaitu 0,2 gram/liter (dengan debit air yang masuk ke sistem ±37 m³/menit, dan jarak antara lokasi pengapuran dan titik pantau ±35 meter.

5. Pada pengapuran overflow ke 7 lebih efektif dari pengapuran ke 6 berarti pemberian kapur pada saluran yang tidak terlalu luas dan dangkal terbukti lebih efisien dibanding kolam yang besar dan dalam karena akan memberikan kesempatan kapur untuk mengendap dan tidak terbawa sampai ke outlet.

6. Dari percobaan diketahui kebutuhan kapur untuk KPL Air Laya Putih perbulannya sebanyak 177,6 ton, dan biaya pengapuran Rp. 124.320.000. Keadaan ini berlaku jika pengapuran dilakukan selama 16 jam per hari, sesuai dengan rata-rata operasi pompa sehari.

Saran ika pengapuran dilakukan dengan metode aktif sebaiknya lokasi pemberian kapur dilakukan pada suatu saluran yang tidak terlalu besar dan dangkal, ini dimaksudkan supaya arus yang ditimbulkan oleh aliran akan selalu mengaduk kapur sehingga pengendapan kapur dapat dihindari.

5. Daftar Pustaka Anonymous, “Acuan Buku Lingkungan Untuk Perencanaan T ambang Yang Berwawasan Lingkungan”, Direktorat Perencanaan Lingkungan 2008 A.Taufik Arief dan Ezmir Yolansyah, Kajian Pengelolaan Air Asam Tambang dengan Metode

Successive Alkalinity Producing System Di Timbunan Backfilling Muara Tiga Besar Selatan PT. Tambang Batubara Bukit Asam (persero) Tbk 68 Hal. 2006


93

Anonymous, “Laporan Pengelolaan dan Pemantauan Lingkungan Triwulan III 007 Tambang Air Laya dan Tambang Bangko Barat” Unit Penambangan Tanjung Enim, PT. Tambang Batubara Bukit Asam (persero) Tbk., 2007

Anonymous, “Rencana Hidrologi Tambang tahun”. Unit penambangan Tanjung Enim,PT. Bukit Asam (persero) Tbk. 2007

Brezonik, Patrisk L, Chemical Kinetics and process Dynamics in Aquatic System, London, 2002.

Dwi Innayah Kharismawati, Analisa Rencana Teknis dan Ekonomis Sistem Penirisan Tambang Batubara Bukit Asam Tanjung Enim 60 Hal. 2007

M.Azrullah,. “Penanganan Air Asam Tambang Pada Timbunan Banko Barat Pit 3 Timur”, Unit Penambangan Tanjung Enim, PT. Tambang batubara Bukit Asam (persero) Tbk 58 Hal. 2002

Zipper, C dan Jage C., Passive Treatment of Acid Mine Drainage with Vertical Flow System. Dalam Makalah pada Virginia Cooperative Extension, Virginia State University, 2003


94

Manajemen Penanganan Air Asam Tambang yang Terintegrasi

"Studi Kasus Lockpond 4 Liming Point Pit J, PT. Kaltim Prima Coal"

Yudi Lesmana Business Analyst Department - PT Kaltim Prima Coal

Abstrak Air asam yang muncul akibat proses penambangan merupakan salah satu masalah yang dari dahulu hingga sekarang menjadi perhatian khusus perusahaan pertambangan agar selalu menjaga baku mutu air sebelum air tersebut mengalir ke sungai/anak sungai yang digunakan masyarakat. Pada industri pertambangan, khususnya pertambangan batubara, material PAF (Potential Acid Forming) yang merupakan sumber terbentuknya air asam tambang saat berinteraksi dengan air dan udara harus dikelola sebaik mungkin untuk meminimalisasi air asam tambang di Pit sebelum air tersebut dipompa keluar. Air yang dipompa dari pit menuju area diluar pit harus mendapat kontrol khusus terhadap kualitas air sebelum mengalir ke masyarakat. Pit J merupakan pit yang berada paling dekat dengan masyarakat sangatta yang memiliki beberapa titik pengontrolan air sebelum dilepas ke masyarakat. Titik penaatan terakhir sebelum air mengalir menuju anak sungai kenyamukan ialah Kenny J Pond.

Sumber air asam Pit J berasal dari kolam inpit panel 1 yang memiliki volume air ±1,000,000 m3 dengan pH 2-4. Air tersebut dipompa keluar dengan 2 pompa MF-420 yang terhubung dengan booster dengan jenis yang sama dengan debit 230 liter/detik menuju area Sump 4. Pada tahun 2010, Sump 4 dijadikan titik pengapuran awal, lalu air dialirkan langsung menuju Kenny J sebagai kontrol terakhir melalui open channel. Jarak dari Sump 4 menuju Kenny J ialah 3.6 Km. Skenario ini masih menunjukkan penggunaan kapur yang masih besar. Pada tahun 2010 jumlah penggunaan kapur Pit J sebesar 2,640,753 Kg.

Setelah dilakukan review terhadap area catchment aliran air, ditemukan salah satu point penting dimana air yang mengalir dari Sump 4 menuju Kenny J masih terkena pengaruh air asam yang masuk melalui open channel yang menghubungkan kedua kolam tersebut. Pada tahun 2011, Lockpond 4 liming point dibangun. Lokasi Lockpond 4 berada diantara Sump 4 dan Kenny J. Jarak dari Lockpond 4 ke Kenny J ialah 1.3 Km. Sistem pengapuran juga dikembangkan dari cara konvensional menjadi lebih efektif dengan menggunakan mixer dan tandon air yang terhubung dengan pipa berlubang dengan jarak yang sama diatas inlet liming point. Hal ini dilakukan dengan tujuan agar air yang dilepas dari tandon menuju pipa tersebut tercampur merata dengan air asam yang mengalir dibawahnya. Air pada tandon tersebut dicampur dengan kapur bertakaran tertentu lalu dengan dibantu alat mixer sehingga air didalam tandon tersebut tercampur sempurna sebelum dialirkan ke pipa.

Dengan aktifnya Lockpond 4 dan ditutupnya Sump 4 serta pengontrolan yang secara menerus di titik penaatan terakhir Kenny J, pH air yang keluar menjadi lebih baik dan tentunya penggunaan kapur menjadi lebih hemat. Penggunaan kapur hingga Desember 2011 ialah 1,332,230 Kg Atau lebih hemat 49 % dari tahun 2010.

Penanganan air asam tambang yang terintegrasi dapat dilakukan dengan menentukan posisi liming point yang tepat dan pengembangan metode pengapuran yang baik sehingga pH air dapat selalu terjaga pada ambang batas baku mutu air yang ditentukan. Penanganan yang terintegrasi juga terbukti dapat menghemat penggunaan kapur sehingga dapat meminimalisasi biaya yang dikeluarkan perusahaan.

Kata kunci : air asam tambang, lockpond 4, metode pengapuran


95

1. Pendahuluan

Air Asam Tambang/Acid Mine Drainage (AMD) merupakan salah satu tantangan utama dalam pengelolaan lingkungan yang bertanggung jawab. Air Asam Tambang timbul apabila mineral-mineral sulfida yang terkandung dalam batuan terpapar dan bereaksi dengan air dan oksigen. Reaksi kimia yang terjadi adalah sebagai berikut :

4 FeS2 + 15 O2 + 14 H2O 4 Fe (OH)3 + 8 H2SO4............................(1)

Tanpa kehadiran mineral sulfida pada batuan seperti pyrite atau besi sulfide (FeS2), udara dan air, AMD tidak akan muncul.

Pit J merupakan salah satu daerah operasi penambangan PT. Kaltim Prima Coal (KPC) yang lokasinya paling dekat dengan pemukiman penduduk sehingga penanganan dan monitoring masalah air asam tambang harus dilakukan dengan benar dan konsisten. Jarak Pit J dengan pemukiman penduduk ± 1 Km dari compliance point yang terletak di outlet Keny J Pond.

Pit J merupakan pit dengan batubara multiseam yang memiliki ketebalan rata-rata berkisar 1 meter sampai 2 meter, sedangkan jarak antar coal seam nya (interburden) berkisar antara 20 meter sampai 40 meter. Batuan di KPC khususnya di Pit J secara alami mengandung mineral sulfida (FeS2) dengan kandungan sulfur 1% - 2%. Jika sulfida bertemu dengan oksigen dan air, maka akan beroksidasi menghasilkan asam. Berdasarkan kandungan sulfida batuan di KPC terbagi dalam 2 kelompok batuan yakni batuan tanpa atau dengan kandungan sedikit sulfida (NAF) dan batuan dengan jumlah sulfida yang banyak dan mempunyai kemampuan memproduksi asam lebih tinggi (PAF). Berdasarkan uji geokimia menunjukan bahwa rata – rata 35% batuan penutup di KPC berpotensi membentuk asam termasuk batuan yang ada di Pit J.

2. Strategi Penanganan Air Asam Tambang Dengan kondisi diatas, maka strategi yang digunakan untuk meminimalkan resiko air asam tambang khususnya pada area pit dan timbunan merupakan prioritas utama. Usaha preventif yang dilakukan diarea timbunan adalah dengan menutupi setiap overburden yang berpotensi membentuk air asam (PAF) dengan overburden yang tidak berpotensi membentuk air asam (NAF) di daerah dumping. Diharapkan ini dapat meminimalkan terbentuknya aliran air asam yang tingkat keasamannya masih memenuhi standar baku mutu yang telah ditetapkan. Karakteristik spoil dan kemampuan ketersediaan equipment di KPC, telah digunakan dalam menentukan pilihan pembuatan konstruksi dump covers. Saat ini ada tiga pilihan yang dilakukan.

1. Low Effort: Lapisan NAF material yang tebalnya lebih dari 10 meter, yang pemadatannya hanya melalui traffic compaction, tidak memerlukan kompaksi dan watering tambahan.

2. Moderate Effort: satu meter lapisan clay, dipadatkan dengan heavy vibrating roller, tetapi tanpa penyiraman air karena kandungan moisturenya sudah optimal.

3. High Effort: dua meter lapisan NAF Material, memerlukan Pemadatan oleh heavy vibrating roller dan tambahan moisture yang signifikan menggunakan water cart dan buldozer yang dilengkapi ripper.


96

Topsoil

Compacted clay

Acid Forming Spoils

1 2

3

Gambar 1. Proses Penanganan Material PAF KPC

Selain penanganan pada area pit, Pit J juga melakukan penanganan air asam tambang yang dipompa keluar pit. Pit J memiliki satu inpit sump terletak di panel-1 yang merupakan sump dengan elevasi terendah saat ini. Inpit Sump Panel 1 saat ini memiliki catchment 3.81 Km2 yang menampung air asam hingga satu juta m3. proses dewatering Pit J menggunakan sistem pumping. Air yang telah ditampung di inpit sump panel 1 akan dipompa menuju Sump 4 dengan menggunakan 2 pompa MF-420 yang dibantu dengan 2 booster MF-420. Kondisi pH air inpit sump panel 1 rata – rata 2 – 4 yang kemudian dipompakan menuju sump 4. Selain dari inpit sump panel 1, sump 4 juga menampung air yang dipompa dari East Pond dengan MF-340 (Lihat Gambar 2). Pada tahun 2010, sump 4 merupakan tempat pertama penetralan air asam yang berasal dari pit. Penetralan dilakukan dengan metode pengapuran konvensional yaitu mencampurkan kapur langsung ke liming point dengan dosis tertentu. Air dari sump 4 ini kemudian dialirkan menuju kenny J yang merupakan complience point pit J. Selama perjalanannya, air tersebut akan tercampur dengan air yang berasal dari swampy dump dengan rata – rata pH 3 – 5

Bercampurnya air asam dari area dumping pada open channel sepanjang 3,6 Km yang mengalirkan air dari Sump 4 ke Kenny J mengurangi efektifitas pengapuran yang telah dilakukan di Sump 4 selama ini. Penggunaan kapur juga semakin meningkat karena pengapuran dalam jumlah yang relatif besar juga akan terjadi di Kenny J. Oleh karena itu perlu dilakukan review terhadap posisi liming point yang strategis sehingga meminimalisir pengaruh air asam yang masuk kedalam aliran air yang telah dinetralkan menuju compliance point yang terletak di outlet Keny J Pond.


97

Gambar 2. Aliran Air di Pit J

3. Efesiensi Penggunaan Kapur pada Lockpond 4 Liming Point

Proses pemilihan lokasi liming point yang tepat terbukti memberikan hasil yang optimal. Liming point Lockpond 4 berada diantara Sump 4 dan Kenny J, tepatnya 1,3 Km sebelum compliance point Kenny J. Setelah melalui proses pembukaan lahan dan pengerjaan sipil, akhirnya pada awal tahun 2011 Lockpond 4 mulai beroperasi.

Aliran air yang telah dinetralkan pada Lockpond4 kemudian dialirkan ke Kenny J melalui open channel dimana pengaruh aliran air asam dari area dumping sudah jauh berkurang (Lihat Gambar 3). Berkurangnya kontribusi air asam yang mengganngu aliran air menuju compliance point Kenny J berkontribusi besar dalam penghematan penggunaan kapur (Lihat Tabel 1).

Metode pengapuran yang diterapkan pada lockpond 4 juga berbeda dengan Sump 4. Aktifitas pengapuran dikembangkan dengan menggunakan mixer dan tandon air yang terhubung dengan pipa berlubang dengan jarak yang sama diatas inlet liming point. Hal ini dilakukan dengan tujuan agar air yang dilepas dari tandon menuju pipa tersebut tercampur merata dengan air asam yang mengalir dibawahnya. Air pada tandon tersebut dicampur dengan kapur bertakaran tertentu lalu dengan dibantu alat mixer sehingga air didalam tandon tersebut tercampur sempurna sebelum dialirkan ke pipa (lihat Gambar 4). Dosis Kapur dan campuran air juga ditentukan agar air yang keluar dari hasil pengapuran sesuai dengan yang diharapkan. Campuran kapur dengan air juga harus seimbang. Berdasarkan trial yang Pit J gunakan, kapur berbanding air ialah 1 :10. Jumlah larutan kapur yang dialirkan disesuaikan dengan kondisi air pada inlet liming point. Oleh karena itu perlu dilakukan pengecekan secara berkala terhadap kondisi air yang melalui lockpond 4 dan hasil yang didapat pada outlet lockpond 4.


98

Gambar 3. Aliran Air Asam di Pit J

Gambar 4. Proses Pengapuran di Lockpond4 Liming Point

Perawatan alat pengapuran dengan metode ini harus dilakukan secara rutin. Larutan kapur yang mengering pada tandon dan mixer dapat membuat umur alat lebih singkat. Gumpalan kapur yang tidak segera di flushing pada pipa dapat menghambat laju larutan kapur sehingga proses penetralan air asam tidak berjalan dengan baik. Untuk itu perlu dibuatkan dan disosialisasikan dengan baik kepada karyawan cara kerja alat pengapuran ini


99

Tabel 1. Penggunaan Kapur Pit 2010 dan 2011

Month- Lime used 2010 (kg) Lime used 2011 (kg) 1 215,095 112,410 2 92,209 42,885 3 199,070 108,430 4 212,275 104,245 5 231,690 150,040 6 283,005 130,540 7 284,204 140,560 8 158,725 65,640 9 180,475 76,725

10 212,715 84,015 11 239,465 138,305 12 331,825 178,435

TOTAL 2,640,753 1,332,230

Berdasarkan data penggunaan kapur Pit J tahun 2010 dan 2011, penghematan penggunaan kapur yang dilakukan mencapai 49% atau jika menggunakan asumsi harga kapur US$ 3.2 per 15 Kg, maka biaya yang telah dihemat dengan adanya lockpond 4 ini mencapai US$ 279,152 per tahun. Kualitas air yang dihasilkan juga lebih baik dan sesuai dengan ambang batas yang ditetapkan pemerintah yaitu 6-9. Hal ini dikarenakan pencampuran kapur lebih sempurna dan dosis yang digunakan tepat (Lihat Tabel 2).

Tabel 2. Dosis Larutan Kapur

SIMULASI STANDAR PEMBERIAN DOSIS KAPUR

No pH awal pH akhir Kapur (gr/m3) Eff 80% Jumlah Kapur (per 15 kg)

1 3.0 7 58.70 73.38 5 2 3.1 7 54.30 67.88 5 3 3.2 7 49.50 61.88 4 4 3.4 7 45.00 56.25 4 5 3.6 7 40.50 50.63 3 6 3.9 7 36.10 45.13 3 7 4.2 7 30.70 38.38 3 8 4.4 7 26.30 32.88 2 9 4.9 7 21.60 27.00 2 10 5.6 7 17.00 21.25 1 11 5.8 7 12.60 15.75 1 12 6.7 7 8.30 10.38 1 13 6.9 7 4.10 5.13 0 14 7.0 7 - - -

3.1. Proses Pengapuran Lockpond 4 Tandon air pada lockpond 4 berkapasitas 1200 liter dimana jumlah air maksimal yang diperbolehkan untuk diisi kedalam tandon ialah 1000 liter. Air pada tandon berasal dari inlet lockpond 4 yang ditarik dengan pompa. Setelah larutan kapur dialirkan dari tandon dan pengapuran selesai dilakukan, maka air kembali dipompa ke tandon tanpa campuran kapur


100

kemudian mengalirkannya kembali melalui pipa. Proses ini bertujuan untuk membersihkan sisa-sisa kapur yang masih tertinggal di tandon dan pipa. Jika alat tidak dapat berfungsi dengan baik, maka pengapuran secara konvensional harus dilakukan. Jika air yang menuju Kenny J masih dibawah standar, maka pengapuran kembali dilakukan pada inlet Kenny J.

Diagram 1. Bagan Alir Pengapuran Lockpond 4

Persiapan

pH kurang dari 5

Pemompaan dari inlet lockpond 4 ke tandon pencampuran

Pencampuran di tandon liming point

Selesai

Pengecekan pH di inlet

Hidupkan pompa

Pengecekan pH di outlet continue per 15 menit

Catatan : Debit air dalam tandon pencampuran 1000 liter di pompa dari inlet point. Pengecekan pH outlet per 15 menit

Buka valve dari tandon ke outlet

ya

tidak

pH kurang dari 5 ya

tidak


101

4. Kesimpulan

1. Penanganan air asam tambang dilakukan dimulai dari penanganan material PAF yang baik di dalam pit untuk meminimalisir aliran air asam ke dalam maupun luar pit.

2. Pemilihan lokasi liming point harus secara menerus di review sesuai dengan pergerakan tambang yang ada untuk meningkatkan efisiensi penggunaan kapur.

3. Metode pengapuran lockpond 4 terbukti mampu menghasilkan kualitas air yang baik karena terjadi pencampuran yang mendekati sempurna pada air yang mengalir pada inlet liming point.

5. Daftar Pustaka Departemen Enviro PT. Kaltim Prima Coal., 2000, ” Spesifikasi Rehabilitasi Versi 2 “,

Sangatta, Kalimantan Timur. Gautama,Rudi Sayoga “Air Asam Tambang”, Kuliah Air Asam Tambang, Bandung, Jawa Barat Sengupta, M, 1993.,”Environmental Impacts of Mining : Monitoring,Restoration and Control”,

Lewis Publisher, Boca Raton

.

Documents

Makalah Seminar Air Asam Tambang Di Indonesia Ke 4 Tahun 2012