## STUDI ADSORPSI LOGAM Pb(II)  DAN Cd(II)  PADA  ASAM HUMAT DALAM MEDIUM AIR
Atik Rahmawati 1 ,  Sri Juari  Santoso 2
Wali Songo Semarang N AI I , Tarbiyah Fakultas 1
Fakultas MIPA Universitas Gajah  Mada Yogyakarta 2

## ABSTRACT
It had been conducted a study on  adsorption of Cd (II) and Pb (II) of humic acid isolated from peat soil from village of Sambutan, the subdistrict of Samarinda Ilir, East Kalimantan. Aspects studied covered adsorption kinetics and adsorption isotherm of Cd (II)  and Pb (II)  of humic  acid in water medium.
Adsorption  process  carried  out  by  batch  method.  Kinetics  study  conducted  by  intracting  metal adsorption of Cd (II) and Pb (II) with humic acid at various times, meanwhile studying the adsorption isotherm is done by interacting Cd (II)  and Pb (II)  at various concentrations with humic acid.
The  results  showed  the  adsorption  rate  of  Cd  (II)  and  Pb  (II)  on  humic  acid  followed  first  order  with  rate constants  of  Cd  (II)  and  Pb  (II)  of  0.0012  and  0.0038  mg  menit -1 /10  humic  acid.  Carboxylic  groups  of  humic acid  as  the  main  groups  which  were  actively  involved  in  the  interaction  of  metal-humic  acid  and  have experienced  deprotonation  is    hard  nucleophile.  It  made  Pb (II) was more quickly and easily adsorbed than Cd (II).  Adsorption  isotherm  of  Cd  (II)  and  Pb  (II)  on  humic  acid  followed  the  pattern  of Langmuir isotherm with adsorption  capacities  of  Pb  (II)  of  1.66  x10-3  mol  / g and for Cd (II) 3.83 x10-3 mol / g . The adsorption energy of both metals is relatively  small  that is equal to 16.1  for Cd(II)  an d 21.4  kJ / mol  for Pb(II)
Key  words  : adsorption rate, adsorption isotherm, Cd(II), Pb(II), humic acid

## ABSTRAK
Telah  dilakukan  penelitian  tentang  adsorpsi  logam  Cd(II)  dan  Pb(II)  pada  asam  humat  hasil  isolasi tanah  gambut  yang  berasal  dari  Desa  Sambutan,  Kecamatan  Samarinda  Ilir,  Samarinda,  Kalimantan  Timur. Aspek  adsorpsi  yang  dipelajari meliputi kinetika dan isoterm adsorpsi Cd(II) dan Pb(II) pada asam humat dalam medium  air.
Proses  adsorpsi  dilakukan  dengan  metode batch .  Studi  kinetika  adsorpsi  dilakukan  dengan menginteraksikan  logam  Cd(II)  dan  Pb(II)  dengan  asam  humat  pada  berbagai  variasi  waktu,  sedangkan  untuk mempelajari  isoterm  adsorpsi  dilkukan  dengan  menginteraksikan  logam  Cd(II)  dan  Pb(II)  pada  berbagai  variasi konsentrasi dengan asam humat.
Hasil  penelitian  menunjukkan  laju adsorpsi Cd(II) dan Pb(II) pada asam humat mengikuti orde satu  dengan  tetapan  laju  Cd(II)  dan  Pb(II)  sebesar  0,0012  dan  0,0038  menit -1 /10  mg  asam  humat.  Gugus karboksilat  sebagai  gugus  utama  asam  humat  yang  berpera n  aktif  dalam  interaksi  logam-asam  humat  yang mengalami  deprotonasi  merupakan  nukleofil  keras,  sehingga  Pb(II)  lebih  cepat  dan  mudah  teradsorp dibandingkan  Cd(II).  Isoterm  adsorpsi  Cd(II)  dan  Pb(II)  pada  asam  humat  mengikuti  pola  isoterm  Langmuir, dengan  kapasitas  adsorpsi  Pb(II)  sebesar  1,66x10 -3 mol/g  dan  untuk  Cd(II)  sebesar  3,83x10 -3 mol/g.  Energi adsorpsi kedua logam relatif  kecil  yaitu sebesar 16,1 untuk logam  Cd(II)  dan 21,4  kJ/mol  untuk logam  Pb(II)
Kata  kunci : laju adsorbsi, isotherm adsorpsi, logam Cd(II), logam Pb(II), asam humat

## I. PENDAHULUAN
Unsur  kadmium  dan  timbal  secara alamiah merupakan unsur-unsur yang jumlahnya kecil (unsur trace ), namun demikian  adanya  buangan  logam  tersebut ke lingkungan dalam jumlah besar mengakibatkan  lingkungan  tercemar  dan
dapat  menyebabkan  keracunan  terhadap makhluk  hidup.
Kadmium termasuk logam yang sangat  toksik  dan  menyebabkan  masalah kesehatan  pada  manusia  seperti  penyakit bronchitis  dan itai-itai ,  dimana  kadmium terakumulasi  di  ginjal  (Liu  dan  Huang, 1999).  Seperti  yang  menimpa  masyarakat  di
sekitar  sungai  Jinzu  di  pulau  Honsyu Jepang yang  telah  tercemar  kadmium, menderita  penyakit  yang  dikenal  dengan penyakit itai-itai . Penyakit ini menyebabkan  ratusan  orang  meninggal  di daerah tersebut akibat terakumulasi
kadmium dalam jaringan tubuhnya. Sementara  itu  keracunan  logam  timbal  pada manusia  diketahui  menyebabkan  penyakit anemia. Beberapa metode telah dikembangkan untuk mengurangi
kandungan  logam  berat  dari  air  buangan, seperti  koagulasi,  kompleksasi,  ekstraksi pelarut, pertukaran ion,  dan  adsorpsi. Metode  adsorpsi  umumnya  berdasarkan interaksi  logam  dengan  gugus  fungsional yang  ada  pada  permukaan  adsorben  melalui interaksi  pembentukan  kompleks.  Adsorpsi ini biasanya terjadi pada permukaan padatan  yang  kaya  akan  gugus  fungsional seperti  :  -OH,  -NH,  -SH  dan  –COOH (Stumm  dan Morgan,  1996).
Pengikatan logam oleh bahan organik  penting  untuk  dipelajari  mengingat spesiasi  logam-logam  dalam  cairan  limbah buangan didominasi oleh kompleks organik-logam,  dan  di  lingkungan  tanah keberadaan  logam-logam  juga  dipengaruhi oleh bahan organik tanah khususnya senyawa  humat  (Chung  dkk., 1996).
Kemampuan senyawa humat
membentuk  kompleks  yang  stabil  dengan kation-kation polivalen telah dilaporkan oleh  beberapa  peneliti  (Stevenson,  1982 dalam  Aiken  dkk.,  1985).  Pembentukan kompleks tersebut
memfasilitasi: mobilisasi,  transport,  deposisi  logam trace dalam  tanah,  sedimen,  batuan  endapan  dan deposit biogenik. Kompleks organik memainkan  peran  kunci  pada  pelapukan batuan,  serta  berfungsi  sebagai  pembawa kation  logam  dalam  air  alami  (Stevenson dan  Ardakani,  1972;  Stevenson,  1983 dalam  Aiken  dkk., 1985).
Meskipun  banyak  penelitian  yang telah dilakukan  tentang  interaksi  asam humat  dengan  ion-ion  logam  (Stevenson, 1977;  Sposito,  1986  dalam  Zavarzina  dkk, 2000)  dan  beberapa  model  telah  ditemukan
untuk memberikan gambaran dari
kompleksasi ion-ion logam dengan senyawa  humat  (Tipping  &  Hurley,  1992; Benedetti  dkk.,  1995  dalam  Zavarzina  dkk, 2000),  namun  penelitian  tentang  hal  ini masih  memerlukan  pengamatan  yang  lebih jauh  mengingat  asam  humat  merupakan bahan  organik  alami  yang  sangat  heterogen dan kompleks.
Berdasarkan  uraian  di  atas,  maka dalam penelitian ini ada beberapa permasalahan  pokok  yang  dikemukakan yaitu  :  (1)  bagaimana  laju  adsorpsi  logam Cd(II)  dan  Pb(II)  pada  asam  humat?  (2) bagaimana pola isoterm dan berapa kapasitas  adsorpsi  logam  Cd(II)  dan  Pb  (II) pada  asam  humat?  (3)  berapa  energi adsorpsi  logam  Cd(II)  dan  Pb  (II)  pada asam  humat?

## II. LANDASAN TEORI 2.1 Logam  dalam  Sistem Perairan
Spesiasi  logam  transisi  dalam  sistem perairan  alamiah  pada  prinsipnya  diatur oleh  :  (1)  pH,  (2)  jenis  dan  kepekatan  ligan dan  senyawa-senyawa  pengkhelat  dalam perairan, dan (3) keadaan oksidasi komponen  mineral  dan  lingkungan  redoks sistem  tersebut  (Leckie  dan  James,  1974 dalam  Connell  dan  Miller,  1995).  Interaksi dinamis pada batas larutan-padatan menentukan  perpindahan  logam  antara  fase cair  dan  fase  padat.  Dengan  demikian, logam  transisi  dapat  berada  dalam  bentuk endapan,  koloid  atau  larutan.
Semua  kation  logam  dalam  air berada  dalam  keadaan  ion  logam  terhidrat [M(H 2 O) x n+ ] dan spesies hidroksi
[MOH(H 2 O) x-1 +(n-1) ]  dimana  kation-kation logam  tersebut  membentuk  kompleks  aquo. Reaksi  koordinasi  yang  melibatkan  kation logam  pada  larutan  berair  adalah  reaksi pertukaran  ligan  air  yang  terkoordinasi dengan  ligan,  baik  anion  anorganik  maupun molekul  organik.  Fenomena  dimana  ligan mampu  mengikat  logam  pada  lebih  dari satu  tempat  disebut  pengompleksan  atau pengkhelatan  (Stumm  dan Morgan,  1996).
Senyawa  humat  merupakan  agen pengkhelat  penting  yang  terjadi  secara
alamiah.  Kemampuan  mengikat  ion  logam merupakan  salah  satu  sifat  dari  senyawa humat.  Ikatan  dapat  terjadi  sebagai  khelat antara  gugus  karboksilat  dan  gugus  fenol, sebagai  khelat  antar  dua  gugus  karboksilat atau sebagai kompleks dengan gugus karboksilat  (Manahan,  2000).

## 2.2 Asam Humat  sebagai Adsorben
Salah  satu  karakteristik  utama  asam humat  sebagai  bagian  dari  fraksi  oganik tanah gambut adalah kemampuannya mengadsorpsi  bahan  organik  dan  anorganik. Kemampuan  senyawa  humat berinteraksi dengan kation  logam  disebabkan  oleh sebagian besar gugus-gugus fungsional asam  humat  mengandung  atom  oksigen seperti  –COOH,  fenolat,  enolat,  -OH alkoholat  dan –C=O.
Berdasarkan  keberadaan  senyawa humat  yang  heterogen,  interaksi  kation logam  dengan  senyawa  humat  terjadi  pada sejumlah  besar  sisi  aktif,  dengan  afinitas yang  berbeda.  Interaksi  ion  logam  divalen maupun  trivalen  dengan  asam  humat  atau asam  fulvat  dalam  medium  air  pada  pH mendekati  7,  dapat  berlangsung  melalui pembentukan  ikatan  hidrogen  atau  jembatan air,  interaksi  elektrostatik  atau  pertukaran ion,  ikatan  koordinasi  dan  melalui  struktur cincin  khelat.  Pengikatan  kation  logam terjadi  pertama  kali  melalui  interaksi  yang menghasilkan  kompleks  yang  stabil  yaitu membentuk  ikatan  koordinasi  dan  struktur cincin. Pembentukan ikatan melalui interaksi  yang  lebih  lama  terjadi  apabila  sisi aktif  yang  mengikat  logam  dengan  kuat telah  jenuh  (Stevenson,  1994).
Kerndorf dan Schnitzer  (1980) telah  menguji  interaksi  11  ion  logam dengan asam humat, dan  hasil  yang diperoleh menunjukkan bahwa dengan meningkatnya  pH,  efisiensi  adsorpsi  ion logam  pada  asam  humat  juga  meningkat. Sedangkan efisiensi adsorpsi akan berkurang dengan berkurangnya konsentrasi  logam. Hasil penelitian Kerndoff dan Schnitzer,  1980  dalam  Schnitzer,  1986 menunjukkan  bahwa  pada  pH    2,4  urutan
adsorpsinya  adalah  :  Hg  >  Fe  >  Pb  >  Cu  = Al  >  Ni  >  Cr  =  Zn  =  Cd  = Co = Mn. Pada pH  3,7  mengikuti  urutan  Hg  >  Fe  >  Al > Pb > Cu > Cr > Cd = Zn = Ni = Co = Mn. Pada pH  4,7  mengikuti  urutan  Hg  =  Fe  =  Pb = Al =  Cr  >  Cd  > Ni = Zn > Co > Mn. Pada pH 5,8  mengikuti  urutan  Hg  =  Fe  =  Pb  =  Al  =
Cr = Cu > Cd > Zn > Ni > Co > Mn. Mekanisme adsorpsi tergolong
kompleks,  karena  tidak  hanya  11  ion  logam dan  H + (total  12  ion)  yang  berinteraksi dengan  asam  humat  tetapi  mereka  juga berinteraksi  satu  sama  lain.  Mekanisme yang terlibat tampaknya mencakup pertukaran ion, kopresipitasi dan
pembentukan  kompleks  lingkaran  bagian dalam  dan  luar.  Afinitas  ion-ion  tersebut pada  asam  humat  tidak  berkaitan  dengan berat  atom,  nomor  atom  dan  jari-jari  ion terhidrat.
2.3 Adsorpsi
Menurut Oscik  (1982)  adsorpsi adalah  proses  akumulasi  substansi  adsorbat pada  permukaan  adsorben  yang  disebabkan oleh  gaya  tarik  antar  molekul  atau  interaksi kimia  atau  suatu  akibat  dari  medan  gaya pada  permukaan  padatan  (adsorben)  yang menarik molekul-molekul gas/uap atau cairan.  Proses  ini  dapat  terjadi  sebagai proses  fisika  yang  melibatkan  gaya  van  der Waals  dan  ikatan  hidrogen,  dan  selanjutnya dikenal  dengan  fisisorpsi  atau  dapat  juga terjadi proses kimia yang melibatkan pembentukan  senyawa  kimia  melalui  ikatan kimia  yang  lebih  kuat  dan  dikenal  sebagai kemisorpsi.
Adsorpsi  kimia  melibatkan  ikatan koordinasi sebagai hasil penggunaan bersama  pasangan  elektron  oleh  padatan (adsorben)  dan  adsorbat.  Oscik  (1982) mengemukakan  bahwa  pada  adsorpsi  fisika ikatan  pada  permukaan  adsorben  lemah  dan bersifat reversibel, sehingga molekul- molekul  yang  telah  teradsorp  mudah  lepas dengan  cara  menurunkan  tekanan  gas  atau konsentrasi  zat  terlarut.
Pada  proses  fisisorpsi,  di  bawah kondisi  suhu  dan  tekanan  tertentu,  lapisan adsorpsi  yang  terbentuk  memiliki  ketebalan beberapa  diameter  dari  molekul  adsorbat,
sedangkan  pada  kemisorpsi  hanya  terbentuk lapisan  tunggal (monolayer) .
Faktor-faktor yang mempengaruhi interaksi logam  dengan  adsorben
Lyman  dkk.  (1995)  dalam  Sujandi (2002)  mengemukakan  bahwa  gaya  dorong adsorpsi  permukaan  merupakan  kombinasi dua  faktor,  yaitu  afinitas  adsorbat  terhadap pelarut  dan  afinitas  adsobat  pada  adsorben. Kedua faktor  ini  dipengaruhi  oleh  : a. Sifat  logam  dan ligan Pendekatan  sifat-sifat  ion  logam  dan ligan  dikembangkan  oleh  Pearson  (1968) yang  menggolongkan  akseptor  dan  donor elektron  ke  dalam  asam  dan  basa  keras  dan lunak.  Jika  adsorbat  berupa  kation  logam dapat  dinyatakan  sebagai  asam  Lewis  dan gugus-gugus fungsional pada adsorben sebagai  basa  Lewis,  maka  pengklasifikasian HSAB  ( hard  soft  acid  and  base )  dapat diterapkan  pada proses adsorpsi.
Secara umum, asam keras cenderung  lebih  stabil  berikatan  dengan basa  keras,  sedangkan  asam  lunak  berikatan stabil  dengan  basa  lunak.  Fenomena  ini berhubungan  dengan  energi  orbital  dari spesies-spesies  tersebut.
b. Sifat  Pelarut
Pada adsorpsi padat-cair,
mekanisme adsorpsi bergantung pada faktor-faktor  seperti  gaya  interaksi  antara molekul  adsorbat  dengan  permukaan,  gaya interaksi  antara  molekul  pelarut  dengan permukaan  adsorben,  dan  gaya  interaksi antara  molekul  dari  komponen  larutan dengan  lapisan  permukaan  adsorben  dan pori-porinya  (Oscik,  1982).  Pelarut  dapat ikut teradsorp atau sebaliknya dapat mendorong  proses adsorpsi.
c. pH sistem
Pengikatan  kation  logam  pada  ligan permukaan, seperti halnya pengikatan kation  logam  oleh  ligan  terlarut  sangat dipengaruhi  oleh  pH.  Pada  pH  rendah,  ligan permukaan cenderung terprotonasi, sehingga  kation  logam  juga  berkompetisi dengan H + untuk terikat pada ligan permukaan.  Sebaliknya  pada  pH  tinggi dimana jumlah ion OH - besar, menyebabkan  ligan  permukaan  cenderung
terdeprotonasi,  sehingga  pada  saat  yang sama terjadi kompetisi antara ligan permukaan  dengan  ion  OH - untuk  berikatan dengan  kation  logam.
Menurut  Jin  dkk.,  (1996),  adsorpsi ion  logam  pada  situs  aktif  asam  humat diasumsikan nonlinear dan mengikuti mekanisme  Langmuir-Hinshelwood  dengan order  reaksi  antara  0  dan  1.  Model  kinetika diekspresikan  dalam  persamaan  matematika berikut  :
A o o A o A o C C t k k C C C C     1 ) / ln(
dimana  k 0 :  konstanta  laju  reaksi  order  nol (mol/L) -1 ,  k 1 :  konstanta  laju  reaksi  order satu  (min -1 ),  C o :  konsentrasi  ion  logam awal,  C A :  konsentrasi  ion  logam  sisa  dalam larutan.  Plot  ln(C o /C A )/(C o -C A )  terhadap t/(C o -C A ),  diperoleh  garis  lurus  dengan slope  k 1 dan intersep  –k o .
Penerapan  model  kinetika  di  atas oleh  Jin  dkk.,  (1996),  diperoleh  bahwa semua  intersep  dari  plot  untuk  adsorpsi  ion tunggal  maupun  kompetitif  menunjukkan nilai  positif.  Ini  berarti  k o akan  berharga negatif untuk  semua  ion  logam  yang diamati. Namun ko yang diperoleh dituliskan  bernilai  positif.
Menurut  Atkins,  1986  dan  Masel, 1996  dalam  Santosa  (2001),  model  kinetika L-H  harus  memenuhi  mekanisme  L-H  yaitu :  (i)  spesies  adsorbat  haruslah  dua  atau lebih,  (ii)  semua  spesies  harus  pertama  kali teradsorp  pada  adsorben,  (iii)  reaksi  yang menghasilkan  produk  di  antara  adsorbat harus  terjadi  pada  permukaan  adsorben  dan (iv) desorpsi produk dari permukaan adsorben  (Santosa,  2001).
Berdasarkan  alasan  di  atas,  Santosa (2001)  mengusulkan  model  kinetika  baru yang  menggambarkan  adsorpsi  ion  logam pada  asam  humat.  Model  kinetika  baru yang  diusulkan  adalah  sebagai  berikut:
K C t k C C C
A A A A       1 0 ln
Plot
A A A C C C     0 ln terhadap  t/C A akan  diperoleh garis  lurus  dengan  slope  k 1 dan intersep  K.
Untuk  mengetahui  kapasitas  dan energi  adsorpsi  dapat  dihitung  berdasarkan model  isoterm  Langmuir  sesuai  dengan persamaan  berikut  :
m C = b C bK  1
dimana  C  :  konsentrasi  adsorbat  sisa  dalam larutan,  m  :  jumlah  adsorbat  yang  teradsorp oleh  adsorben,  b  :  jumlah  maksimum adsorbat  yang  mengisi  adsorben,  K  : konstanta  keseimbangan  adsorpsi.
Plot  C/m  terhadap  C  memberikan garis  lurus  dengan  dengan  slope  1/b  dan intersep  1/bK,  sehingga  tetapan  K  dan  b dapat  ditentukan.  Berdasarkan  harga  K, maka  energi  adsorpsi    dapat  dihitung menggunakan  persamaan  berikut  :
E ads =  R T ln  K

## III. METODE PENELITIAN
3.1 Laju  adsorpsi  Cd(II)  dan  Pb(II) Proses  adsorpsi  dilakukan  dengan metode batch .  Sebanyak  10  mg  asam  humat diinteraksikan  dengan  50  mL  larutan  Cd(II) 50  mg/L.  Interaksi  dilakukan  pada  pH optimum untuk adsorpsi Cd(II) pada adsorben  asam  humat.  Campuran  diaduk dengan pengaduk  magnet.  Kadmium(II) diinteraksikan  dengan  asam  humat  selama 5,  10,  20,  30,  45,  60,  90  dan  120  menit. Kemudian  sampel  disaring  menggunakan kertas  saring  whatman  42.  Konsentrasi Cd(II)  terhidrat  dalam  filtrat  ditentukan menggunakan  Elektroda  Selektif  Ion  (ESI), dan  konsentrasi  Cd(II)  total  dalam  filtrat ditentukan  dengan  Spektroskopi  Serapan Atom  (SSA).
Konsentrasi  Cd(II)  yang  teradsorp ditentukan dengan rumus: konsentrasi Cd(II)  awal  dikurangi  dengan  konsentrasi Cd(II) total pada filtrat. Sedangkan konsentrasi Cd(II) yang terkompleks
dengan asam humat terlarut adalah: konsentrasi Cd(II) total pada filtrat
dikurangi  konsentrasi  Cd(II)  terhidrat  pada filtrat.  Untuk proses  adsorpsi  Pb(II)  sama dengan  logam  Cd(II)

## 3.2 Isoterm adsorpsi  Cd(II)  dan  Pb(II)
Proses  adsorpsi  dilakukan  dengan metode batch .  Sebanyak  10  mg  asam  humat diinteraksikan  dengan  50  mL  larutan  Cd(II) dengan  konsentrasi 10, 20, 40, 60, 100, 150, 200,  300  mg/L.  pH  larutan  sistem  diatur pada  pH  optimum  untuk  adsorpsi  Cd(II) pada  asam  humat.  Larutan  campuran  diaduk dengan pengaduk magnet dan diinteraksikan selama waktu yang
diperlukan  untuk  mencapai  keseimbangan yang diperoleh dari penentuan waktu adsorpsi Cd(II) pada asam humat. Kemudian supernatan dipisahkan dari padatannya  dengan  disaring  menggunakan kertas  saring  whatman  42.  Konsentrasi Cd(II)  terhidrat  dalam  filtrat  ditentukan menggunakan  Elektroda  Selektif  Ion  (ESI), dan  konsentrasi  Cd(II)  total  dalam  filtrat ditentukan  dengan  Spektroskopi  Serapan Atom  (SSA).
Konsentrasi  Cd(II)  yang  teradsorp adalah:  konsentrasi  Cd(II)  awal  dikurangi konsentrasi Cd(II) total. Sedangkan konsentrasi Cd(II) yang terkompleks dengan asam humat terlarut adalah: konsentrasi Cd(II) total pada filtrat dikurangi  konsentrasi  Cd(II)  terhidrat  pada filtrat.  Untuk proses  adsorpsi  Pb(II)  sama dengan  logam  Cd(II)
IV. HASIL  DAN PEMBAHASAN
4.1  Kinetika  Adsorpsi  Cd(II)  dan  Pb(II) pada  Asam Humat
Untuk mengetahui laju adsorpsi Cd(II)  dan  Pb(II)  pada  asam  humat, dilakukan penelitian dengan cara menginteraksikan asam humat dengan Cd(II) dan Pb(II)  dengan  konsentrasi tertentu dan waktu interaksi yang bervariasi.  Waktu  interaksi  yang  diperlukan untuk mencapai keseimbangan adsorpsi dapat  digunakan  sebagai  ukuran  laju  reaksi. Semakin  sedikit  waktu  interaksi,  maka semakin tinggi laju reaksi. Apabila keseimbangan adsorpsi telah tercapai,
penambahan waktu interaksi
tidak menambah  jumlah  logam  yang  teradsorp.
Oscik  (1982)  menyatakan  bahwa adsorpsi  dari  fase  gas  maupun  larutan umumnya  adsorbat  menuju  ke  permukaan adsorben  dalam  waktu  relatif  pendek,
sedangkan keseimbangan adsorpsi memerlukan  waktu  yang  lebih  lama.  Hasil penelitian pengaruh
waktu interaksi terhadap  adsorpsi  Pb(II)  dan  Cd(II)  pada asam  humat  ditunjukkan  pada Gambar  1.
Gambar  1. Pengaruh waktu interaksi terhadap adsorpsi Pb(II) dan Cd(II) pada asam humat
Berdasarkan Gambar 1 terlihat bahwa  adsorpsi  Cd(II)  dan Pb(II) pada asam humat  memiliki  kecenderungan  yang  sama yaitu terus meningkat dengan meningkatnya  waktu  interaksi  dan  adsorpsi berlangsung  relatif  cepat  sebelum  5  menit. Pada  interaksi  5-60  menit,  baik  Cd(II) maupun  Pb(II)  menunjukkan  peningkatan adsorpsi  yang  cukup  signifikan,  namun demikian  pertambahan  waktu  interaksi  yang semakin besar  relatif  tidak  menambah jumlah  logam  yang  teradsorp.  Dengan  kata lain pertambahan jumlah logam yang teradsorp tidak sebanding dengan pertambahan  waktu  interaksi.  Hal  ini  dapat dikatakan  bahwa  adsorpsi  telah  mencapai keseimbangan.
Telah  diketahui  bahwa,  asam  humat baik  fraksi  terlarut  maupun  fraksi  tak  larut dapat  berinteraksi  dengan  ion  logam.  Oleh karena itu, pada penelitian ini juga dipelajari  interaksi  Cd(II)  dan  Pb(II)  dengan asam  humat  baik  fraksi  tak  larut  maupun fraksi  terlarut.  Hasil  penelitian  pengaruh waktu  interaksi  terhadap  spesiasi  Cd(II)  dan
Pb(II),  yaitu  Cd(II)  dan  Pb(II)  yang teradsorp, terhidrat maupun yang membentuk  kompleks  dengan  asam  humat ditunjukkan  pada Gambar  2 dan 3.
Gambar  2. Pengaruh waktu interaksi terhadap spesiasi Cd(II) dengan asam humat
Gambar  3. Pengaruh waktu interaksi terhadap spesiasi Pb(II) dengan asam humat
Hasil  penelitian  yang  terlihat  pada Gambar  2  dan  3  menunjukkan  bahwa jumlah  Cd(II)  dan  Pb(II)  yang  membentuk kompleks  dengan  asam  humat  terlarut semakin menurun dengan meningkatnya waktu  interaksi.  Pada  gambar  tersebut  juga terlihat  bahwa  proporsi  jumlah  Cd(II)  yang membentuk  kompleks  Cd(II)-humat  dengan jumlah  logam  Cd  yang  teradsorp  hampir sama.  Hal  ini  sangat  berbeda  dengan  Pb(II), dimana  Pb(II)  lebih  banyak  yang  teradsorp dibandingkan  yang  membentuk  kompleks Pb(II)-humat. Hal ini mengindikasikan bahwa  Cd(II)  lebih  mudah  membentuk kompleks  dibandingkan  Pb(II).  Mudahnya Cd(II)  membentuk  kompleks  Cd(II)-humat dibandingkan
Pb(II) kemungkinan disebabkan  Cd(II)  memiliki  orbital  terluar  d yang  energinya match (setara)  dengan orbital  atom  donor  (atom  ligan)  sehingga
0,00008 0,00010 0,00012 0,00014 0,00016 0 20 40 60 80 100 120 140 Waktu (menit) K on se nt ra si l og a m t e ra ds orps i (m ol /L) [Pb]teradsorp(mol/L) [Cd]teradsorp(mol/L) Log. ([Pb]teradsorp(mol/L)) Log. ([Cd]teradsorp(mol/L)) 0,00000 0,00005 0,00010 0,00015 0,00020 0,00025 0 20 40 60 80 100 120 140 Waktu (menit) K o n s e n tr a s i C d (I I) (m o l/ L ) [Cd]teradsorp(mol/L) [Cd]terhidrat(mol/L) [Cd]terkompleks(mol/L) 0,00000 0,00005 0,00010 0,00015 0,00020 0,00025 0 20 40 60 80 100 120 140 Waktu (m enit) K o n s e n tr a s i P b (I I) ( m o l/ L ) [Pb]teradsorp(mol/L) [Pb]terhidrat(mol/L) [Pb]terkompleks(mol/L)
saat ligan mendekati Cd(II) terjadi pemisahan ( splitting ) orbital d dan dihasilkan energi. Energi inilah yang digunakan untuk membentuk kompleks Cd(II)-humat. Akibat pembentukan kompleks Cd(II)-humat,
kemungkinan Cd(II)  memiliki  kemampuan  „membongkar‟ ikatan  makromolekul  asam  humat  baik antar  maupun  inter  makromolekul  asam humat,  untuk  membentuk  ikatan  Cd(II)- humat  terlarut.
Ikatan  ion-ion  logam  dengan  asam humat  melibatkan  proses  yang  kompleks seperti kompleksasi, khelat, interaksi coulomb, pembentukan garam dan pengendapan  (Hayes  dan  Swift,  1978; Greenland  dan  Hayes,  1987  dalam  Jin  X dkk.,  1996).  Semua  proses  ini  dapat dikarakterisasi  sebagai  bentuk  perubahan energi.  Berdasarkan  pada  studi  fenomena nonlinear  yang  dilakukan  para  peneliti, menyatakan  bahwa  proses  yang  melibatkan berbagai  bentuk  energi  dapat  dikategorikan sebagai  fenomena  nonlinear.  Proses-proses yang  melibatkan  plasma,  protein,  polimer organik, dan larutan secara umum mengikuti  proses  nonlinear.  Demikian  juga asam humat, sebagai makromolekul mengikuti proses nonlinear. Proses
nonlinear digambarkan sebagai bentuk
matematika  yang  menggambarkan  interaksi dari fenomena fisik atau kimia dari makromolekul  tersebut.
Model  kinetika  nonlinear  Langmuir- Hinshelwood dapat digunakan untuk menggambarkan  sorpsi  ion-ion  logam  pada asam  humat.  Menurut  Atkins  (1986)  dan Masel  (1996)  model  kinetika  L-H  harus memenuhi mekanisme L-H yaitu: (i)
spesies  adsorbat  haruslah  dua  atau  lebih,  (ii) semua  spesies  harus  pertama  kali  teradsorp pada adsorben, (iii) reaksi yang menghasilkan  produk  di  antara  adsorbat harus  terjadi  pada  permukaan  adsorben  dan (iv) desorpsi produk dari permukaan adsorben  (Santosa,  2001).
Berdasarkan  mekanisme  L-H  di atas,  menjadi  tidak  realistis  jika  adsorpsi ion  logam  pada  sistem  larutan  ion  tunggal diasumsikan  mengikuti  model  kinetika  L-H.
Oleh karena itu Santosa (2001)
mengusulkan  model  kinetika  baru  untuk menggambarkan adsorpsi kation logam pada  asam  humat  berdasarkan  penurunan persamaan isoterm Langmuir. Model persamaan  tersebut  adalah  sebagai  berikut  :
K C t k C C C A A A A       1 0 ln Dengan  membuat  kurva  linear A A A C C C     0 ln
terhadap  t/C A ,  dapat  ditentukan  harga  K  dan k 1 masing-masing  dari  intersep  dan slope.
Penerapan model kinetika yang diusulkan  Santosa  (2001)  memberikan  data konstanta  laju  adsorpsi  ( k 1 )  dan  konstanta keseimbangan adsorpsi (K) yang ditunjukkan  pada Tabel  1.
Tabel 1. Parameter kinetika dengan menerapkan  model  kinetika  yang  diusulkan Santosa (2001) untuk adsorpsi Cd(II) dan Pb(II) pada asam humat Logam Parameter  kinetika  orde satu yang mencapai keseimbangan k 1 (menit - 1 )/10 mg AH K (mol/L) -1 Cd(II) Pb(II) 0,0012 0,0038 729,4 4336,5
Data  Tabel  1  menunjukkan  bahwa kecepatan  adsorpsi  Pb(II)  lebih  besar dibandingkan  Cd(II).  Berdasarkan  harga  K tersebut  terlihat  bahwa  kemampuan  asam humat mengadsorb Pb(II) lebih  besar dibandingkan  Cd(II).
Telah  diketahui  bahwa  salah  satu faktor  yang  mempengaruhi  interaksi  logam dengan  adsorben  adalah  sifat  ion  logam  dan jenis  ligan.  Lyman  dkk.  (1995)  dalam Sujandi  (2002)  mengemukakan  bahwa  gaya dorong adsorpsi  permukaan  merupakan kombinasi dua faktor, yaitu afinitas adsorbat terhadap  pelarut  dan  afinitas adsobat pada adsorben.
Berdasarkan klasifikasi elektrofil- nukleofil keras-lunak Pearson, Pb(II) termasuk dalam golongan elektrofil menengah  (antara  keras-lunak),  sedangkan Cd(II) dikategorikan sebagai elektrofil lunak.  Gugus  karboksilat  sebagai  gugus utama  asam  humat  yang  berperan  aktif dalam  interaksi  logam-asam  humat  yang mengalami deprotonasi merupakan nukleofil  keras,  sehingga  Pb(II)  lebih  cepat dan mudah  teradsorp dibandingkan  Cd(II).

## 4.2  Isoterm Adsorpsi  Pb(II)  dan Cd(II)
Isoterm adsorpsi merupakan hubungan  keseimbangan  antara  konsentrasi adsorbat  dalam  fasa  fluida  dan  konsentrasi adsorbat  di  dalam  partikel  adsorben  pada temperatur tertentu. Untuk mempelajari isoterm adsorpsi Pb(II) dan Cd(II), diinteraksikan  10  mg  asam  humat  murni dengan  Pb(II)  dan  Cd(II)  pada  berbagai konsentrasi  selama  30  menit.  Pola  isoterm adsorpsi  Pb(II)  dan  Cd(II)  hasil  penelitian ditunjukkan  pada Gambar  4 dan 5.
Gambar  4. Pola isoterm adsorpsi Pb(II)
Gambar  5. Pola isoterm adsorpsi Cd(II)
Secara  umum  pola  isoterm  adsorpsi yang  ditunjukkan  pada  Gambar  4  dan  5 menunjukkan  terjadi  kenaikan  jumlah  ion logam  yang  teradsorp  per  gram  adsorben seiring  dengan  naiknya  konsentrasi  ion logam yang diinteraksikan.
Pada
konsentrasi  aplikasi  100-200  mg/L,  jumlah logam yang teradsorp relatif tidak bertambah,  hal  ini  menunjukkan  bahwa semua  situs  pada  permukaan  adsorben  telah terisi  penuh  oleh  adsorbat  (ion  logam).  Dari Gambar  4  dan  5  menunjukkan  bahwa proses  adsorpsi  berjalan  mengikuti  proses nonlinear,  yaitu  jumlah  ion  yang  teradsorp dengan  jumlah  ion  yang  tidak  teradsorp tidak  proporsional  atau  tidak  mengikuti suatu konstanta rasio yang konstan (Giddings,  1991).
Pada  konsentrasi  aplikasi  Cd(II) rendah,  jumlah  logam  yang  teradsorp  lebih kecil  dibandingkan  yang  tidak  teradsorp. Hal  ini  menunjukkan  bahwa  selain  terjadi pembentukan ikatan Cd-situs aktif
adsorben,  kemungkinan  juga  diikuti  proses pemutusan  ikatan  Cd-situs  aktif  (desorpsi). Rendahnya  Cd(II)  yang  teradsorp  pada asam humat  pada  konsentrasi  aplikasi rendah  juga  disebabkan  oleh  banyaknya asam humat yang terlarut, untuk membentuk  kompleks  Cd-asam  humat.  Hal ini  didukung  dengan  hasil  penelitian  bahwa pada  konsentrasi  aplikasi  rendah,  logam  Cd yang  membentuk  kompleks  Cd-asam  humat lebih  besar  dibandingkan  yang  teradsorp seperti  ditunjukkan  pada Gambar  6.
Pada  Gambar  6  juga  terlihat  bahwa dengan  bertambahnya  konsentrasi  Cd(II) yang  diaplikasikan,  jumlah  logam  yang teradsorp maupun yang membentuk
kompleks  juga  meningkat.  Namun  pada saat  jumlah  Cd(II)  yang  teradsorp  pada asam  humat  mencapai  nilai  maksimum, logam  Cd  yang  membentuk  kompleks dengan  asam  humat  semakin  meningkat.
Telah diterangkan sebelumnya bahwa
Cd(II)  sangat  mudah  membentuk  kompleks Cd(II)-asam humat terlarut. Hal ini menjadikan  dengan  meningkatnya  jumlah Cd(II)  yang  diinteraksikan  dengan  asam humat,  Cd(II)  sisa  (yang  tidak  teradsorp)
0 0,0003 0,0006 0,0009 0,0012 0,0015 0 0,0003 0,0006 0,0009 0,0012 0,0015 [Pb(II)] awal (mol/L) [Pb (I I)] te ra d s o rp (m o l/ g A H ) 0,0000 0,0005 0,0010 0,0015 0,0020 0,0025 0 0,0005 0,001 0,0015 0,002 0,0025 0,003
[Cd(II)] awal (mol/L) [C d (I I)] te ra d s o rp (m o l/ g A H )
oleh padatan asam humat cenderung membentuk  kompleks  Cd(II)-asam  humat.
Gambar  6. Pengaruh konsentrasi awal Cd(II) terhadap spesiasi Cd(II) dengan asam humat
Hal  sebaliknya  terjadi  pada  Pb(II), pada  konsentrasi  aplikasi  rendah  (10-60 mg/L)  jumlah  Pb(II)  yang  teradsorp  lebih besar  dibandingkan  yang  tidak  teradsorp yang ditunjukkan konsentrasi keseimbangan  Pb(II)  yang  rendah.  Hal  ini didukung  dengan  hasil  penelitian  bahwa pada  konsentrasi  aplikasi  rendah,  Pb(II) yang  membentuk  kompleks  Pb(II)-asam humat  lebih  kecil  dibandingkan  jumlah yang  teradsorp  seperti  ditunjukkan  pada Gambar  7.
Gambar  7. Pengaruh konsentrasi awal Pb(II) terhadap spesiasi Pb(II) dengan asam humat Dengan  bertambahnya  konsentrasi Pb(II)  yang  diaplikasikan,  jumlah  Pb(II) yang  teradsorp  maupun  yang  terkompleks dengan asam humat juga semakin meningkat, namun akhirnya konstan.
Jumlah  Pb(II)  untuk  teradsorp  maupun membentuk  kompleks  dengan  asam  humat
terlarut  memberikan  profil  (kecenderungan) yang  hampir  sama.  Hal  ini  sangat  berbeda dengan pembentukan  kompleks  Cd(II)- asam  humat  yang  terus  meningkat  dengan bertambahnya konsentrasi Cd(II) yang diaplikasikan seperti ditunjukkan pada Gambar  7.  Hal  ini  disebabkan  kompleks Pb(II)-asam  humat  relatif  kurang  stabil  jika dibandingkan dengan kompleks  Cd(II)- asam humat. Ketidakstabilan kompleks Pb(II)-asam  humat,  menjadikan  Pb(II)  yang tidak  teradsorp  cenderung  dalam  bentuk terhidrat.  Hal  ini  didukung  oleh  interaksi dilakukan  dalam  medium  air  yang  bersifat polar,  dimana  Pb(II)  lebih  tertarik  atom  O dari  H 2 O,  menjadikan  Pb(II)  lebih  banyak yang  terhidrat.
Menurut Shaw (1980), jumlah keadaan  maksimal  yang  ada  menunjukkan jumlah  lapisan  adsorbat  yang  terbentuk pada  permukaan  adsorben.  Jika  keadaan maksimal  berjumlah  satu,  maka  adsorpsi tersebut  mengikuti  pola monolayer (lapis tunggal),  sedangkan  jika  lebih  dari  satu, maka  adsorpsi  mengikuti  pola multilayer.
Hasil  yang  diperoleh  dari  penelitian ini  menunjukkan  pola  isoterm  adsorpsi Cd(II)  dan  Pb(II)  pada  konsentrasi  aplikasi 10-200 mg/L  mengikuti  pola monolayer .

## 4.3  Kapasitas  dan  Energi  Adsorpsi Cd(II)  dan Pb(II)
Pola  isoterm  adsorpsi  Cd(II)  dan Pb(II)  hasil  penelitian  menunjukkan  bahwa adsorpsi maksimum  terjadi  pada  lapis tunggal (monolayer) .  Hal  ini  menunjukkan bahwa  pola  isoterm  mengikuti  pola  isoterm adsorpsi Langmuir yang salah satu asumsinya  adalah  adsorpsi  hanya  terbatas pada pembentukan lapis
tunggal (monolayer) .  Asumsi  Langmuir  yang  lain adalah  semua  situs  aktif  adalah  setara. Asumsi ini dapat dipenuhi dengan pendekatan  bahwa  gugus  atau  situs  aktif dalam  asam  humat  yang  berperan  dalam interaksi  dengan  kation  logam  adalah  gugus –COOH,  dimana  gugus  inilah  yang  paling dominan  mengalami  deprotonasi  pada  pH interaksi  baik  Cd(II) maupun  Pb(II).
0,0000 0,0003 0,0006 0,0009 0,0012 0,0015 0,0000 0,0005 0,0010 0,0015 0,0020 Konsentrasi Cd(II) aw al (m ol/L) K o n s e n tr a s i C d (I I) ( m o l/ L ) [Cd]teradsorp(mol/L) [Cd]terhidrat(mol/L) [Cd]terkompleks(mol/L) 0,0000 0,0002 0,0003 0,0005 0,0006 0,0000 0,0002 0,0004 0,0006 0,0008 0,0010 0,0012 Konsentrasi aw al Pb(II) (m ol/L) K o n s e n tr a s i P b (I I) ( m o l/ L ) [Pb]teradsorp(mol/L) [Pb]terhidrat(mol/L) [Pb]terkompleks(mol/L)
Penerapan persamaan isoterm Langmuir dapat
digunakan untuk
mengetahui  kapasitas  adsorpsi  dan  energi adsorpsi  Cd(II)  dan  Pb(II)  pada  asam humat.  Harga  kapasitas  adsorpsi  ditentukan dari  slope  grafik  (1/b),  sedangkan  besarnya energi  adsorpsi  ditentukan  secara  tidak langsung  dengan  menghitung  harga  K  dari intersep  grafik.  Selanjutnya  harga  energi adsorpsi  dapat  dihitung  dari  harga  K menurut  persamaan  :
E ads =  RT lnK
Hasil
perhitungan kapasitas
adsorpsi,  konstanta  kesetimbangan  (K)  dan energi adsorpsi dengan menggunakan persamaan  isoterm  Langmuir  ditunjukkan pada Tabel  2.
Tabel  2. Harga  kapasitas  adsorpsi  (b), konstanta  kesetimbangan  (K)  dan  energi adsorpsi (E) yang dihitung dengan menggunakan persamaan isoterm Langmuir Spesies b (mol/g) K (mol/L) -1 E (kJ/mol) Cd(II) Pb(II) 0,00383 0,00166 675 5656 16,1 21,4 Hasil penelitian menunjukkan bahwa  kapasitas  adsorpsi  Cd(II)  lebih  besar dibandingkan
Pb(II). Jika
ditinjau berdasarkan  teori  HSAB  Pearson,  maka kapasitas  Pb(II)  yang  teradsorp  pada  asam humat akan lebih besar dibandingkan Cd(II),  dimana  afinitas  Pb(II)  terhadap gugus-gugus  fungsional  asam  humat  (gugus –COOH)  yang  merupakan  nukleofil  keras lebih besar dibandingkan Cd(II)  yang
merupakan
elektrofil lunak. Namun demikian hasil penelitian menunjukkan
sebaliknya. Seperti telah dijelaskan
sebelumnya  bahwa  Cd(II)  sangat  mudah membentuk  kompleks  dengan  asam  humat. Kemungkinan  kompleks  Cd(II)-humat  yang terbentuk  saling  berikatan  dengan  kompleks Cd(II)-humat  yang  lain  untuk  membentuk sebuah  agregat  yang  besar,  sehingga  air sebagai  medium  tidak  mampu  mensolvasi, akibatnya  asam  humat  terlarut  menjadi terendapkan, sehingga meningkatkan
kapasitas  adsorpsi  Cd(II)  pada  asam  humat. Hal  ini  didukung  oleh  penelitian  yang dilakukan  Liu  dan  Huang,  yang  mengamati struktur  konformasi  kompleks  Cd(II)-AH. Hasil penelitian menunjukkan bahwa dengan meningkatnya logam Cd  yang terkompleks dengan asam humat, meningkatkan  agregasi  asam  humat.  Ion- ion  kadmium  digambarkan  berkoordinasi dengan gugus fungsional asam humat
(gugus  –COO - ). Hasil penelitian menunjukkan
bahwa  energi  adsorpsi  kedua  logam  relatif kecil.  Namun  demikian  rendahnya  energi adsorpsi  ini  tidaklah  menunjukkan  bahwa adsorpsi hanya berlangsung melalui interaksi  fisika  saja,  tetapi  menunjukkan kalau  interaksi  fisika  ikut  berperan  dalam mekanisme  adsorpsi  selain  interaksi  secara kimia.  Menurut  Jin  dkk.  (1996),  rendahnya energi  adsorpsi  ini  dapat  diakibatkan  oleh mekanisme  pengikatan  ion  logam  pada asam humat bersifat kompleks akibat banyaknya  jenis  gugus  fungsional  asam humat  yang  dapat  mengikat  ion  logam  dan memiliki  reaktivitas  yang  berbeda  sehingga dapat  mengikat  ion  logam  melalui  interaksi fisika  maupun  kimia.  Hal  ini  sejalan  dengan pendapat Stevenson (1994) yang menyatakan  bahwa  pengikatan  ion  logam dengan  asam  humat  dapat  terjadi  melalui  (i) pembentukan  ikatan  hidrogen  atau  jembatan air, (ii) interaksi elektrostatik dengan muatan  negatif  dari  gugus  –COOH,  (iii) pembentukan  ikatan  koordinasi  dengan  satu gugus  donor  dan  (iv)    pembentukan  struktur khelat  atau  cincin,  seperti  kombinasi  – COO - dan –OH fenolat.

## V. KESIMPULAN
a. Laju  adsorpsi  logam  Pb(II)  dan  Cd(II) pada  asam  humat  merupakan  orde  satu. Laju adsorpsi Pb(II) lebih besar dibandingkan  Cd(II)  dengan  konstanta laju  adsorpsi  Pb(II)  sebesar  3,8  x  10 -3 menit -1 sedangkan  Cd(II)  sebesar  1,2  x 10 -3 menit -1 .  Timbal(II)  merupakan elektrofil  yang  lebih  keras  dibandingkan Cd(II),  hal  ini  mengakibatkan  Pb(II) relatif  lebih  banyak  dan  lebih  cepat
teradsorp  pada  sisi  aktif  asam  humat yang  telah  mengalami  deprotonasi.
b. Isoterm  adsorpsi  Cd(II)  dan  Pb(II)  pada asam  humat  mengikuti  pola  isoterm Langmuir.  Kapasitas  adsorpsi  Cd(II) lebih  besar  dibandingkan  Pb(II)  masing- masing  sebesar  3,83  x10 -3 dan  1,66 x10 -3 mol/g.  Hal  ini  disebabkan  dengan meningkatnya  Cd(II)  yang  membentuk kompleks Cd(II)-AH telah meningkatkan agregasi asam  humat, sehingga meningkatkan kapasitas adsorpsi  Cd(II) pada asam humat.
c. Energi  adsorpsi  kedua  logam  relatif kecil  yaitu  sebesar  16,1  untuk  logam Cd(II)  dan  21,4  kJ/mol  untuk  logam Pb(II). Namun demikian rendahnya
energi adsorpsi ini tidaklah menunjukkan  bahwa  adsorpsi  hanya berlangsung melalui interaksi fisika saja,  tetapi  menunjukkan  kalau  interaksi fisika  ikut  berperan  dalam  mekanisme adsorpsi  selain  interaksi  secara kimia.

## VI. DAFTAR  PUSTAKA
Adamson,  A.W.,  1990, Physical  Chemistry of  Surfaces ,  Fifth  Editions,  John Wiley  and Sons, Inc.,  New York.
Aiken,  G.R.,  McKnight,  D.M.,Wershaw, R.L.  dan  P.  MacCarthy,  P.,  1985, “ Humic  Substance  in  Soil,  Sediment and Water” : Geochemistry,
Isolation, and Characterization, John  Wiley  & Sons, New York .
Alberty,  R.A.,  Daniels,  F.,  penerjemah  N.M
Surdia,  1992, Kimia  Fisika ,  Edisi kelima,  Versi  SI, Erlangga,  Jakarta. Alimin,  2000, “Fraksinasi  Asam  Humat dan  Pengaruhnya  pada  Kelarutan Ion  Logam Seng(II),  Kadmium(II),
Magnesium(II),  dan  Kalsium(II)” , Tesis, Program Pascasarjana, Universitas Gadjah Mada,
Yogyakarta.
Avena,  M.J.  dan  Koopal,  L.K.,  1999, Kinetics  of  Humic  Acid  Adsorption at  Solid-Water  Interfaces, Environ. Sci. Technol ., 33:  2739-2744.
Chung,  K.H.,  Seong  W.Rhee,  Hyun  S.Shin, dan  Christopher  H.Moon,  1996, “Probe  of  Cadmium  (II)  Binding  on Soil  Fulvic  Acid  Investigated  by 113 Cd  NMR  Spectroscopy”, Can.  J. Chem , 74: 1360-1365.
Connel,  D.W.,  dan  Miller,  G.J.,  Penerjemah Yanti  Koestoer,  1995,  “ Kimia  dan Ekotoksikologi  Pencemaran” ,  UI Press, Jakarta. Darmono,  1995, “Logam  dalam  Sistem Biologi  Makhluk  Hidup” ,  UI-Press, Jakarta.
Gardea,  J.L.-Torresday,  Tang,  L.,  dan
Salvador,  J.M.,  “  Copper  Adsorption by  Sphagnum  Peat  Moss  and  Its Different Humic Fractions”,
Proceedings  of  the  10 th Annual Conference  on  Hazardous  waste
Research, Texas.
Gosh,  K.,  dan  Schnitzer,  M.,  1980, “Macromolecular Structures of Humic  Substances”, Soil  Science ,
129 Hayes,  M.B.,  dan  Himes,  F.L.,  1986, “Nature  and  Properties  of  Humus- Mineral Complexes”, In : “Interaction  of  Soil  Mineral  with Natural  Organics  and  Microbes”
(P.M.  Huang  dan  M.Schnitzer), Soil Sci.  Soc . Am. Special Publ., 17 , Soil Sci. Am., Madison, WI : 103-158.
Huang,  P.  M.dan  Schnitzer,  M.,  1986, “Interaction  of  Soils  Minerals  With Natural  Organic  and  Microbes”, Soil Sci. Soc. Am. Inc. , New York.
Hunter  K.A,  Kim  P.J,  dan  Reid  R.Malcolm,
1999, “Factors Influencing the Inorganic  Speciation  of  Trace  Metal Cations in Fresh Waters”, Mar.Freshwater Res .,  50 : 367-372. Jin,  X.,  Bailey  G.W.,  Yu,  Y.S.,  dan  Lynch,
A.T.,  1996,  “Kinetics  of  Single  and
Multiple Metal Ion Sorption
Processes  on  Humic  Subtances”,
Soil Science , 161 : 509-519.
Kerndorff,  H.,  dan  Schnitzer,  M.,  1980, “Sorption  of  Metals  on  Humic Acid”, Geochim. Cosmochim.  Acta , 44 : 1577-1581.
Kipton,  H.,  Powell,  J.  and  Town,  R.M.,
1992,  “Solubility  and  Fractionation of  Humic  Acid,  Effect  of  pH  and Ionic  Medium”, Anal.  Chim.  Acta , 267 : 47-54.
Liu  Aiguo  dan  Gonzales,  R.D.,  2000,
“Modeling Adsorption of Copper(II), Cadmium(II) and
Lead(II)  on  Purified  Humic  Acid”, Langmuir, 16 :  3902-3909.
Liu  C.  dan  Huang,  P.M.,  1999,  “Atomic Force  Microscopy  of  pH,  Ionic Strength  and  Cadmium  Effects  on Surface  Features  of  Humic  Acid”, In :
“Understanding
Humic
Substances”  :  Advanced  Methods , Properties  and  Applications, The Royal Society of Chemistry,
Cambridge,  UK.
Manahan, S.E.,  2000,  ” Environmental Chemistry ”, Seventh Edition,
Willard  Grant  Press, Boston. Ościk,  J.,  1982, “Adsorption”, John  Wiley
& Sons,  New York.
Sanchez-Cortez,  S.,  Francioso,  O.,  Garcia- Ramos,  J.V.,  Marzadori,  C.,  and Gessa,  C.C.C.,  2000,  “Formation  of
Humic-like  substances  from  Phenols by means SERS Spectroscopy,
p.121, In : Proceedings 10 th
International Meeting of the International-Humic Substances Society, IHSS  10,  24-28  July  2000-
Touluse  (France).
Santosa,  S.J.,  2001,  “Adsorption  Kinetics  of Cd(II)  and  Cr(III)  by  Humic  Acid”, dalam Prosiding  Seminar  Nasional
Kimia  IX ,  Jurusan  Kimia  Universitas Gadjah  Mada,  Yogyakarta,  21  Mei 2001.
Schnitzer,  M.,  1986, “  Pengikatan  Bahan Humat  oleh Koloid Mineral Tanah ”,
(dalam  Huang,  P.M,  dan  Schnitzer, M.,  1986, “Interaksi Mineral Tanah
dengan Organik Alami dan Mikroba ”,  Terjemahan  :  Goenadi, D.H., 1997), Gadjah Mada University  Press, Yogyakarta. Schlebaum, W., 1999, “ Organic Contaminants  in  Soil  Desorption Kinetics and Microbial Degradation” , Wageningen. Senesi,  N.,  1994,  “Spectroscopic  Studies  of Metal Ion Humic Substance Complexation  in  Soil”,  In  : 15 th World Congress  of  Soil  Sci., Acapulco,  Mexico.
Spark,  K.M.,  Wells,  J.D.,  dan  Johnson, B.B.,  1997,  “The  Interaction  of Humic  Acid  With  Heavy  Metals”, Aus. J. Soil Res., 35 :  89-101. Stevenson,  F.J.,  1994, “Humus  Chemistry : Genesis,  Composition,  Reactions” , John  Wiley  & Sons Inc., New York. Stumm,  W  dan  Morgan,  J.J,  1996,  “ Aquatic Chemistry ”,  Third  Edition,  John Wiley  & Sons, Inc, New York. Sudiono,  S.,  Narsito,  dan  Santosa,  S.J., 2001,  “Studi  Interaksi  Asam  Humat dengan  Cu(II)  dan  Ni(II)”,  dalam Prosiding  Seminar  Nasional  Kimia IX , Jurusan Kimia Universitas Gadjah  Mada,  Yogyakarta,  21  Mei
2001. Varrault,  G.,  Camel,  V.,  and  Bermond,  A.,
2000,  Adsorption  of  Trace  Metal Ion  onto  Humic  Acid,  p.  587-588, in: Proceedings  10 th International Meeting  of  the  International-Humic Substances  Society, IHSS  10, 24-28 July  2000-Touluse  (France). Zavarzina, A.G., Demin,  V.V.,  2000, Complexation of Molecular-Size Fractionated  Humic  Acids  with  Zink and  Cadmium,  p.  649-654,  in: Proceedings 10 th International
Meeting  of  the  International-Humic Substances  Society, IHSS  10, 24-28 July  2000-Touluse  (France).