## PEMANFAATAN BIOMASSA DAUN PECAH BELING (Strobilanthes crispus) TERMODIFIKASI TANIN SEBAGAI SORBEN UNTUK LOGAM ORGANOLEAD

## BIOMASS UTILIZATION OF TANNINS MODIFIED PECAH BELING LEAVES (Strobilanthes crispus) AS SORBENT FOR ORGANOLEAD METALS
1* Agung Budiraharjo , dan 2 Sukandar 1,2, Program Studi Teknik Lingkungan Fakultas Teknik Sipil dan Lingkungan, Institut Teknologi Bandung Jl Ganesha 10 Bandung 40132
*1 budiraharjo.agung@gmail.com, dan 2 sukandar11@gmail.com
Abstrak:  Pb-organik  atau  senyawa  organolead  merupakan  logam  turunan  dari  Pb  yang  tingkatan toksisitasnya empat kali lebih tinggi dibandingkan dengan senyawa logam Pb murni dan Pb ionik. Dalam penelitian ini, modifikasi tannin dari biomassa daun Strobilanthes cripus dimanfaatkan sebagai biosoben untuk mengurangi konsentrasi senyawa organolead. Biosorben yang digunakan dalam penelitian ini terdiri dari  tiga  jenis:  biosorben  dari  biomassa  tanpa  perlakuan  (BTP),  biosorben  polimerisasi  dari  biomassa daun  (BDP),  dan  biosorben  polimerisasi  ekstrak  tannin  dari  biomassa  (BEP).  y  Scanning  Electron Microscopy  (SEM),  kadar  air,  kadar  abu,  kadar  volatil,  dan  kadar  karbon  terikat  dilakukan  untuk menentukan karakteristik fisik dan kimia biosorben yang dibandingkan dengan SNI 06-3730 dan SII 0258- 79.  Untuk  memperkirakan  kapasitas  penyerapan  logam  organolead,  maka  dilakukan  percobaan  secara sistem batch, dengan parameter yang mempengaruhi proses adsorpsi terdiri dari variasi ukuran biosorben, dosis  biosorben,  waktu  kontak,  serta  konsentrasi  awal  limbah  artifisial  organolead.  Mekanisme penyerapan organolead dianalisis melalui uji isoterm adsorpsi berdasarkan model Langmuir dan model Freundlich)
Kata kunci: organolead, biosorpsi, pecah beling (Strobilanthes cripus), polimerisasi tannin
Abstract : Organic-Pb or organolead compound is a derivative of Pb metal which have toxicity levels four times higher than the pure metal Pb and Pb ionic. In this research, the modification of tannin from the Strobilanthes crispus  leaves biomass was utilized as an adsorbent material for the removal of organolead from artificially contaminated solution. Biosorbent used in this study consists of three types: biosorbent from biomass without treatment (BTP), biosorbent treatment polymerization from the biomass (BDP), and biosorbent treatment polymerization from the tannin extract from biomass (BEP). The Scanning Electron Microscopy (SEM), moisture content, ash content, volatile content, and fixed carbon content was conducted to  determine  the physical  and  chemical  characteristics  of  biosorbent  compared  to  SNI  06-3730 and  SII 0258-79. Batch experiments were used to predict the adsorption capacity of lead ion. Different parameters affecting  the  adsorption  process  were  tested  including  initial  adsorbent  particle  size,  adsorbent  dose, contact time and adsorbate dose.  The adsorption process of organolead was tested with Langmuir and Freundlich model.
Key words: organolead, biosorption, pecah beling leaves, polymerization of tannin

## PENDAHULUAN
Salah satu limbah yang berbahaya adalah limbah dari senyawa logam berat timbal (Pb). Timbal merupakan satu unsur logam berat yang lebih tersebar luas dibanding kebanyakan logam toksik  lainnya  yang  berasal  dari  beberapa  industri  seperti  industri  pembuatan  baterai,  industri pembuatan kabel listrik, industri pewarna cat ( antifouling cat ) (Rees et al., 2014), dan gas landfill (Ilgen et al ., 2007 dan Selatnia et al ., 2004). Senyawa Pb-organik atau organolead merupakan senyawa organometal turunan dari logam Pb yang tingkat toksisitasnya empat kali lebih tinggi dibandingkan dengan senyawa logam Pb murni dan Pb ionik karena ketika senyawa organolead dilepaskan  pada  lingkungan  akan  terjadi  reaksi  dealkilasi  yang  menyebabkan  senyawa
organolead tingkat toksisitasnya lebih tinggi (Gallet dan Winter, 2002, dalam Andreotolla et al., 2008). Senyawa organolead dapat terbentuk dari proses metilasi secara biologis dan kimia dari senyawa  Pb  anorganik  dalam  lingkungan  perairan  (Singare  et  al.,  2012).  Toksisitas  spesies- spesies alkil-lead semakin menurun dengan berkurangnya jumlah alkil yang terkait pada logam timbal,  R4Pb  >  R3Pb+  >  R4Pb2+  >  Pb2+>Pb  (dengan  R  adalah  gugus  metil  atau  etil),  tetapi bentuk ioniknya lebih lama berada dalam lingkungan.
Proses adsorpsi merupakan proses pengolahan dari logam berat yang diharapkan dapat mengambil  ion-ion  logam  berat  dari  limbah  logam organolead tersebut.  Terdapat  dua  metoda adsorpsi,  yaitu  adsorpsi  secara  fisik  dan  adsorpsi  secara  kimia  (Notodarmojo,  2005).  Kedua metoda ini terjadi ketika molekul dalam fase cair melekat pada permukaan padat sebagai gaya tarik  menarik  pada  permukaan  zat  padat  (adsorben)  untuk  mengatasi  energy  kinetik  molekul pencemar  pada  fase  cair  (adsorbat)  (Kurniawan  dan  Notodarmojo,  2010).  Teknik  ini  lebih menguntungkan  daripada teknik  yang  lain dilihat dari  segi  biaya  yang  tidak  begitu besar serta tidak adanya efek samping zat beracun (Blais et al ., 2000). Metode adsorpsi umumnya berdasar interaksi  ion  logam  dengan  gugus  fungsional  yang  ada  pada  permukaan  adsorben  melalui interaksi pembentukan kompleks dan biasanya terjadi pada permukaan padatan yang kaya gugus fungsional seperti  –OH,  -NH,  -SH  dan  -COOH  (Stum  dan  Morgan,  1996  dalam  Puwaningsih, 2009).
Proses biosorpsi digunakan untuk menggambarkan proses non-metabolisme pengikatan logam dimediasi biomassa hidup atau mati (Suryan dan Ahluwalia, 2012). Biosorben ini memiliki kemampuan sorpsi yang dapat dimanfaatkan untuk menyisihkan kandungan logam Pb, Ni dan Cr. Ion  logam  berat  seperti  Pb,  Ni,  dan  Cr.  yang  non-biodegradable,  dapat  menjadi  racun  dan karsinogenik  bahkan  pada  konsentrasi  yang  rendah,  oleh  karena  itu,    biasanya  menimbulkan ancaman  serius  bagi  kesehatan  lingkungan  dan  masyarakat  karena  tingkat  toksisitasnya  yang lebih tinggi dibandingkan dengan logam Ni dan Cr (Sukandar et al., 2006).
Salah satu senyawa yang terkandung di dalam biomassa daun pecah beling (Strobilanthes crispus) ini adalah Tannin. Dilihat dari strukturnya, Tannin mempunyai potensi yang cukup besar untuk  dijadikan  sebagai  adsorben  karena  gugus  -OH  yang  terikat  dapat  berinteraksi  dengan komponen adsorbat. Adanya gugus -OH, pada Tannin menyebabkan terjadinya sifat polar pada adsorben tersebut. Dengan demikian tannin lebih kuat menyerap zat yang bersifat polar dari pada zat yang kurang polar.

## METODOLOGI Persiapan Biomassa
Daun  Pecah  Beling  ( Strobilanthes  crispus )  dikumpulkan  disekitar  Geger  Kalong, Lembang dan Dago Giri, Kota Bandung, Jawa Barat. Daun pecah beling dicuci bersih dengan aquades  untuk  menghilangkan  debu  yang  menempel.  Daun  dipotong-potong  kecil  dan dikeringkan  dalam  oven  pada  temperatur  70˚C  selama  1  hari,  kemudian  didinginkan  pada temperatur ruang. Metode persiapan biosorben tanpa perlakuan ini merujuk pada Hasfita (2011). Daun yang sudah kering dihaluskan dengan bantuan blender hingga menjadi serbuk halus tanpa perlakuan (Biosorben Tanpa Polimerisasi, BTP). Serbuk daun dipisahkan menjadi 30 mesh (0,595 mm), 50 mesh (0,30 mm), dan 100 mesh (0,149 mm) menggunakan mechanical sieve analysis untuk digunakan dalam optimasi variasi ukuran.

## Ekstraksi Tanin dari Biomassa
Daun pecah beling yang berukuran 30 mesh ditimbang sebanyak 60 g dimasukkan dalam labu erlenmeyer 1 L dan ditambah pelarut aseton-air (7:3) sebanyak 300 mL, diaduk selama satu jam  dengan  menggunakan shaker .  Selanjutnya,  larutan  dimaserasi  selama  24  jam  pada  suhu kamar. Larutan dipisahkan dengan menggunakan kertas saring setelah 24 jam, residu dimaserasi ulang selama 24 jam lagi dan disaring dengan kertas saring, ulangan dilakukan sampai tiga kali. Filtrat pertama, kedua, dan ketiga digabung dan dipisahkan dari pelarutnya menggunakan soxlet hingga diperoleh ekstrak larutan pekat, kemudian dikeringkan didalam oven pada suhu 70-80oC sampai diperoleh tanin kering. Metode ekstaksi tanin ini merujuk pada Sa`adah (2010).

## Polimerisasi Kondensasi Tanin
Pembuatan biosorben dengan modifikasi polimerisasi kondensasi dilakukan pada ekstrak tanin (Biosorben Ekstrak Polimerisasi, BEP) dan pada BTP ukuran 100 mesh (Biosorben Daun Polimerisasi, BDP), karena pada pada uji optimasi ukuran biosorben didapatkan 100 mesh sebagai ukuran  optimum.  Prosedur  pembuatan  BEP  mengacu  pada  metode  yang  dikemukakan  Hasfita (2011).  Proses  polimerisasi  kondensasi  dilakukan  dengan  menambahkan  BWT  100  mesh  atau ekstak tanin dan formaldehid 1% ke dalam 100 ml H 2 SO 4 0.5 M dengan rasio sebuk daun atau ekstak tanin:formaldehid = 1:4 m/v. Kondensasi dilakukan selama 3 jam pada serangkaian alat pemanas, didinginkan, dan dicuci dengan aquades. Biosorben kemudian dikeringkan dalam oven pada temperatur 105˚C untuk menghilangkan efek racun yang ditimbulkan oleh formaldehid.

## Uji Karakteristik Biosorben
Karakterisasi  biosorben  terdiri  atas  dua  jenis  yaitu  karakterisasi  fisik  dan  kimia  serta karakterisasi struktur. Analisis karakteristik fisik dan kimia biosorben meliputi: uji kadar air, uji kadar abu, uji kadar volatil, dan uji kadar karbon terikat. Analisis struktur morfologis biosorben meliputi  analisis  bentuk  kristal  menggunakan X-ray  Diffractometer (XRD),  analisis  gugus fungsional  menggunakan Fourier  Transform  Infrared (FTIR),  analisis  bentuk  permukaan menggunakan Scanning Electron Microscopy (SEM).

## Uji Kinerja Biosorben
Uji  kinerja  biosorben  dilakukan  dengan  mode  operasional batch skala  laboratorium sesuai dengan percobaan menurut Vijayaraghavan dan Yun (2008). Adapun variasi faktor yang dipilih adalah ukuran biosorben, dosis biosorben, waktu kontak, dan konsentrasi awal logam berat Pb(IV).
Gambar 1 . Skema percobaan batch reaktor (Vijayaraghavan dan Yun, 2008)
Proses  pengujian  adsorbsi  logam  berat  dilakukan  dengan  berbagai  variasi  ukuran biosorben (30; 50; dan 100 mesh ), dosis biosorben (10; 15; 20; 25; 30; 40; dan 50 g/L), waktu kontak waktu kontak (5; 10; 20; 40; 60;  dan 80 menit) , serta konsentrasi awal limbah artifisial Pb (IV)   (5; 10; 20; 40; 60; dan 80 mg/L) agar didapat nilai optimum dari masing-masing faktor. Limbah artifisial dibuat dengan  mengencerkan larutan induk standar Pb (IV) konsentrasi 1000 mg/L hingga didapat variasi konsentrasi yang dibutuhkan. Percobaan uji kinerja dilakukan dengan mengagitasi  biosorben  dalam  50  mL  larutan  Pb  (IV)  dengan  konsentrasi  tertentu  dalam  labu Erlenmeyer 250 mL pada temperatur ruang dan sebelumnya diukur untuk nilai pH nya. Sampel disaring  dengan  kertas saring,  kemudian  pada filtrat diukur  nilai  pH  akhir.  Konsentrasi  logam yang  masih  terkandung  dalam  filtrat  diukur  dengan  alat Atomic  Absorption  Spectrofotometer (AAS). Efisiensi penghilangan logam berat (R) dapat dihitung dengan Persamaan (1) (Ackacha et al ., 2012).
% 100 x C C C R o o  
Persamaan (1)
dimana Co dan C (mg/L) adalah konsentrasi logam awal dan konsentrasi logam setelah uji kinerja. Sedangkan kapasitas penyerapan logam (q) dapat dihitung dengan Persamaan (2) (Akar et al ., 2012).
M xV C C q o ) (   Persamaan (2)
dimana q (mg/g) adalah kapasitas adsorpsi dari biosorben, M (g) adalah massa biosorben, dan V (L) adalah volume larutan.

## Uji Isotermal Adsorpsi
Mekanisme  penyerapan  dianalisis  melalui  uji  isoterm  adsorpsi  berdasarkan  model Langmuir dan model Freundlich. Dari parameter isoterm dapat diketahui mekanisme penyerapan logam  berat  oleh  biosorben.  Penentuan  isoterm  Langmuir  digunakan Persamaan  (3) (Notodarmojo, 2005).
q = q m x K L x c t 1+(K L x C t ) Persamaan (3)
dimana  q  (mg/g)  adalah  kapasitas  adsorpsi  dari  biosorben  pada  kondisi  setimbang,  qm  adalah kapasitas maksimum biosorben, Ct adalah konsentrasi logam (mg/L), dan KL adalah konstanta langmuir Sementara model isoterm Freundlich digunakan Persamaan (4) (Notodarmojo, 2005). q = K f C e 1 n
Persamaan (4)
dimana  q  (mg/g)  adalah  kapasitas  adsorpsi  dari  biosorben  pada  kondisi  setimbang,  Kf  adalah konstanta adsorpsi Freundlich, Ce konsentrasi larutan logam pada kesetimbangan (mg/L) dan n adalah  konstanta.  Sorpsi  isoterm  yang  didapatkan  akan  digunakan  untuk  menjelaskan  tipikal ikatan yang terjadi antara Pb (IV) pada biosorben tanin termodifikasi dari daun pecah beling.

## HASIL DAN PEMBAHASAN

## Karakteristik Fisik dan Kimia Biosorben
Karakterisasi fisik, kimia, dan struktur dilakukan untuk mengetahui sifat fisik, kimia, dan struktur dari biosorben. Hasil uji kadar air, volatil, abu, dan karbon terikat dibandingkan dengan Standar  Nasional  Indonesia  (SNI)  06-3730-1995  dan  Standar  Industri  Indonesia  (SII)  0258-79 seperti yang ditampilkan pada Tabel 1.

## Tabel 1. Karakteristik Fisik Dan Kimia Biosorben

## Kadar Air
Penetapan kadar air bertujuan untuk mengetahui sifat higroskopis dari biosorben. Kadar air  dapat  mempengaruhi  kemampuan  adsorpsi.  Semakin  besar  kadar  air  suatu  adsorben,  maka semakin kecil kemampuan adsorben tersebut dalam menyerap adsorbat. Kadar air yang rendah dibutuhkan untuk meningkatkan reaktivitas selulosa karena gugus hidroksil dalam air lebih reaktif daripada dalam selulosa (Puspita, 2013).
Berdasarkan Tabel  1 ,  kadar  air  dari  ketiga  jenis  biosorben  berkisar  antara  6,78%  - 12,70%. Biosorben BTP memiliki kadar air tertinggi yaitu sebesar 12,7 % apabila dibandingkan dengan biosorben BEP dan BDP. Kondisi ini menunjukan bahwa perolehan kadar air dipengaruhi oleh struktur biomassa dan perlakuan terhadap biomassa pada saat awal preparasi.
Parameter Biosorben Standar BTP BEP BDP SNI SII Kadar Air (%) 12,70 6,78 7,50 Maks. 15 Maks. 10 Kadar Abu (%) 17,20 18,59 21,36 Maks. 10 Maks. 2,5 Kadar Volatil (%) 31,90 36,02 30,16 Maks. 25 Maks. 15 Kadar Karbon (%)  50,90 45,39 48,48 Min. 65 -

## Kadar Abu
Pengujian kadar abu bertujuan untuk memperlihatkan jumlah oksida-oksida logam yang tersisa pada pemanasan tinggi. Abu yang terbentuk berasal dari mineral-mineral yang terikat kuat pada  arang,  seperti  kalsium,  kalium,  dan  magnesium  (Rumidatul,  2006).  Pada  karbon  aktif kandungan  abu  sangat  berpengaruh  pada  kualitas  karbon  aktif.  Keberadaan  abu  yang  berlebih dapat  menyebabkan  terjadinya  penyumbatan  pori-pori  karbon  aktif  sehingga  luas  permukaan karbon aktif menjadi berkurang.
Hasil analisis kadar abu ketiga jenis biosorben dapat dilihat pada Tabel 1 dengan nilai berkisar  17,2%-21,36%.  Ketiga  biosorben  tidak  memenuhi  persyaratan  SNI  dimana  kadar  abu maksimal bernilai 10%. Hal ini disebabkan karena pada ketiga biosorben tersebut kadar karbon terikatnya tinggi yang dapat mempengaruhi berat jenis, dimana berat jenis dan kerapatan yang besar akan meningkatkan kadar abu (Pari et al ., 1996).

## Kadar Volatil
Kadar  volatil  merupakan  hasil  dekomposisi  zat-zat  penyusun  arang  akibat  proses pemanasan  selama  pembakaran  dan  bukan  komponen  penyusun  arang.  Kadar  volatil menunjukkan  kandungan  zat-zat  mudah  menguap  yang  hilang  pada  pemanasan  950˚C.  Pada Tabel 1 dapat dilihat bahwa kadar volatil ketiga jenis biosorben berkisar antara 31,06%-36,02%. Ketiga biosorben tersebut tidak memenuhi standar SNI dan SII yang mensyaratkan kadar volatil maksimum 25% dan SII yang mensyaratkan kadar volatil maksimum 15%.

## Kadar Karbon Terikat
Pada Tabel 1 dapat dilihat bahwa kadar karbon terikat berkisar antara 45,39%- 50,90%. Kadar  karbon  terikat  yang  tinggi  menandakan  fraksi  karbon  yang  terekat  di  dalam  adsorben semakin besar sehingga mengakibatkan luas permukaan biosorben semakin besar dan menambah kemampuan penyerapan (Saraswati, 2013).

## Karakterisasi Struktur Biosorben
Pada Gambar  2 terlihat  permukaan  BTP  yang  memiliki  rongga  yang  memungkinkan sebagai tempat terjadinya proses penyerapan, dimana logam berat pada larutan akan memenuhi permukaan biosorben dan mengisi rongga kosong sehingga terjadi interaksi antara biosorben dan logam  berat.  Berdasarkan Gambar  2 .  terlihat  permukaan  BDP  lebih  memiliki  banyak  rongga yang  berkumpul  dan  berlapis  dan  lebih  rapat  dibandingkan  dengan  BTP.  Perubahan  struktur permukaan ini dipengaruhi oleh proses modifikasi biosorben oleh formaldehid. Permukaan BEP sangat  rapat  pada  pembesaran  500x  dan  pada  pembesaran  5000x  dapat  terlihat  rongga-rongga pada  permukaan  seperti  balok  yang  memiliki  banyak  rongga  yang  berkumpul  merata dibandingkan dengan BTP dan BDP.
a. BTP b. BDP c. BEP
Perbesaran 500x Perbesaran 5000x
Gambar 2 .  Hasil karakterisasi SEM biosorben pada perbesaran 500x dan perbesaran 5000x

## Uji Kinerja Biosorben Pengaruh Variasi Ukuran Biosorben Terhadap Penyerapan Oranolead
Salah  satu  faktor  yang  mempengaruhi  kapasitas  adsorpsi  penyerapan  senyawa organolead adalah  ukuran  partikel  dari  biosorben.  Semakin  menurunnya  ukuran  partikel  pada biosorben  maka  tingkat  adsorpsi  akan  meningkat.  Pada  percobaan  ini  pengaruh  ukuran  yang dilakukan  adalah  pada  variasi  ukuran  30 mesh ,  50 mesh dan  100 mesh .  Pada  percobaan  ini dilakukan pada 100 mLlarutan Organolead 60ppm pada kondisi suhu ruangan ± 25˚C, dengan agitasi  menggunakan shaker 200  rpm  selama  60  menit.  Pengaruh  dari  variasi  ukuran  partikel biosorben dapat terlihat pada Gambar  IV.
Gambar 3 . Pengaruh variasi ukuran BTP Berdasarkan Gambar  3 .  tersebut  penyerapan  Organolead  paling  efektif  terjadi  pada ukuran  100 mesh yaitu  dengan  efisiensi  sebesar  55%  dan  kapasitas  penyerapan  sebesar  1,648 mg/g. Biosorben 100 mesh digunakan untuk mendapat kondisi umum pada variasi selanjutnya.

## Pengaruh Variasi Dosis Biosorben dalam Penyisihan Organolead
Pengaruh variasi dari dosis biosorben yang digunakan untuk adsorpsi organolead tersebut dapat berguna untuk pertimbangan biaya operasional penggunaan metode biosorpsi dibandingkan dengan metode-metode pengolahan limbah lain. Dosis optimum untuk penyerapan organolead untuk biosorben BTP adalah sebesar 5 g, untuk BEP sebesar 5 g, dan untuk BDP sebesar 1 gram.
Gambar 4. Efek dosis dan kapasitas penyerapan biosorben untuk organolead

## Pengaruh Variasi Waktu Kontak Organolead
Pengaruh variasi waktu kontak dilakukan bertujuan untuk mengetahui waktu optimum suatu biosorben dapat mencapai kesetimbangan yang optimum dalam hal penyerapan organolead.
42%
43% 55% 1,263 1,287 1,648 0% 10% 20% 30% 40% 50% 60% 70% 80% 90% 100% 0,000 0,200 0,400 0,600 0,800 1,000 1,200 1,400 1,600 1,800 30 50 100 E fi si en si B io so rp si ( % ) Ka p a si ta s b io so rp si , q ( m g /g ) Ukuran Biosorben (mesh) 0% 20% 40% 60% 80% 100% 0,000 1,000 2,000 3,000 4,000 5,000 6,000 7,000 1,00 1,50 2,00 2,50 3,00 4,00 5,00 E fi si en si B io so rp si ( % ) Ka p a si ta s B io so rb en , q ( m g /g ) Dosis Biosorben  (g) Efisiensi BTP Efisiensi BEP Efisiensi BDP
Kapasitas BTP Kapasitas BEP Kapasitas BDP
Berdasarkan Gambar 5 . diperoleh waktu kontak optimum untuk BTP adalah 10 menit, BEP 60 menit dan BDP 80 menit.
Gambar 5. Pengaruh waktu kontak terhadap penyerapan organolead

## Pengaruh Konsentrasi Awal Limbah Artifisial
Penentuan  dari  konsentrasi  awal  limbah  artifisial organolead bertujuan  untuk  melihat pengaruh  optimum  dari  konsentrasi  limbah  yang  dapat  diserap  oleh  biosorben  agar  proses biosorpsi dapat bekerja secara optimal.
Gambar 6. Grafik pengaruh konsentrasi awal limbah aritifisial organolead
Pada Gambar  6 .  efisiensi  penyerapan  biosorben  tertinggi  untuk  BTP,  BEP  dan  BDP terdapat pada  konsentrasi awal limbah 60 mg/L yaitu berturut-turut sebesar  99,1%; 88,4% dan 99,12%  dengan masing-masing kapasitas penyerapan BTP dan BDP sebesar 1,19 mg/g, 1,415 mg/g dan 5,947 mg/g.

## Penentuan Isoterm Adsorpsi Isotermal Langmuir
Isoterm langmuir mempunyai model penyerapan yang mendefinisikan bahwa kapasitas adpsorpsi maksimum terjadi akibat adanya lapisan tunggal ( monolayer ) adsorbat di permukaan adsorben  (Handayani,  M.  dan  Sulistiyono,  E.,  2009)  yang  sebanding  dengan  luas  permukaan adsorben. Pada Gambar 7., terlihat bahwa persamaan garis lurus untuk masing-masing biosorben pada proses adsorpsi yang dimodelkan ke dalam model linearisasi isoterm Langmuir. Hasil regresi liner pada ketiga grafik diperoleh parameter langmuir pada Tabel 2 .
Gambar 7. Kurva isoterm Langmuir untuk biosorpsi organolead
Tabel 2. Parameter data for Langmuir isotherm
1/q m q m 1/(q m *K L ) K L R 2 BTP -0,7942 -1,2591 0,8913 -0,8911 0,9684 BEP -1,2083 -0,8276 19,408 -0,0623 0,9882 BDP -0,0641 -15,6006 0,1407 -0,4556 0,9824 Dari Tabel 2. terlihat nilai q m dan K L untuk semua biosorben bernilai negatif. Nilai q m pada BTP, BEP dan BDP yang bernilai negatif mengindikasikan ikatan antara biosorben dengan logam kurang kuat.

## Freundlich Isotherm
Model dari isoterm Freundlich tidak memprediksi saturasi permukaan dan memperkirakan bahwa adsorben  memiliki  permukaan  yang  heterogen  sehingga  setiap  molekul  memiliki  penyerapan yang berbeda (Javaid et al. , 2011). Dari kurva pada Gambar 8. tersebut dihasilkan persamaan garis  lurus  untuk  masing-masing  biosorben  yang  kemudian  dapat  ditentukan  nilai  koefisien Freundlich (K f ) dari nilai intercept kurva dan nilai  n dari slope kurva. Hasil regresi linier pada grafik diperoleh parameter isoterm Freundlich pada Tabel. 3.
Gambar 8 Kurva isoterm Freundlich untuk biosorpsi organolead
y = 0,8913x - 0,7942 R² = 0,9684 y = 19,408x - 1,2083 R² = 0,9882 y = 0,1407x - 0,0641 R² = 0,9824 0.000 0.001 0.002 0.003 0.004 0.005 0.006 0.007 0.000 0.002 0.004 0.006 0.008 1/q e 1/Ce
Tabel 3. Data parameter isoterm Freundlich untuk biosorpsi organolead 1/n n K F Log K F R 2 BTP 1,3615 0,7345 0,4056 2,5445 0,9833 BEP 1,5608 0,6366 -1,4765 0,0034 0,9341 BDP 1,1703 0,8545 1,0223 10,5269 0,9826
Nilai K F pada isoterm Freundlich menunjukan laju penyisihan adsorbat sehingga semakin besar nilai K F maka laju penyisihan logam pada proses adsorpsi semakin cepat dan jika melihat data pada Tabel 3. maka urutan biosorben yang memiliki laju tercepat dalam penyisihan logam adalah BDP>BTP>BEP.

## KESIMPULAN
Pada  uji  kinerja  dari  ketiga  biosorben  tersebut  didapatkan  efisiensi  mulai  dari  yang terbesar, yaitu pada BTP, BDP dan BEP sebesar 99,1%; 99,12% dan 88,4 %, dengan kapasitas adsorpsinya BTP sebesar 1,19 mg/g, BDP sebesar 5,947 mg/g dan BEP sebesar 1,415 mg/g. Dari kedua jenis isotherm proses sorpsi tersebut didapatkan pola isotherm adsorpsi Langmuir untuk BEP dan pola isotherm Freundlich untuk BTP dan BDP.

## DAFTAR PUSTAKA
Ackacha, M.A dan elsharif. L.A., (2012):  Adsorption Removal of Lead Ions by Acacia tortilis Leaves:  Equilibrium,  Kinetics  and  Thermodynamics .  International  Journal  of Environmental  Science  and  Development , Vol.  3. Diakses  tanggal  22  Maret  2015. http://www.ijesd.org/papers/290-S10005.pdf
Agrafioti, E., Kalderis, D., dan Diamadopoulos, E. (2013): Arsenic and Chromium Removal from Water  Using  Biochars  Derived  from  Rice  Husk,  Organic  Soid  Wastes  and  Sewage Sludge. Journal of Envirmental Management 133 (2014). 309-314. Diakses tanggal 3 April 2015. http://ac.els-cdn.com/S0301479713007470/1-s2.0-S0301479713007470- main.pdf
Andreotolla,  G.,  Dallago,  L.,  dan  Ferrarese,  E.  (2008):  Feasibility  Study  for  Remediation  of Groundwater  Contamined  By Organolead Compound. Journal  of  Hazardous Materials 156 (2008).  488–498.  Diakses  tanggal  17  Februari  2015.  http://ac.els- cdn.com/S0304389407018249/1-s2.0-S0304389407018249-main.pdf
Blais, J.F., Dufresne, B., dan Mercier, G., (2000): State of The Art of Technologies for Metal Removal from Industrial Effluents. Rev, Sci, Eau 12 (4). 687-711. Handayani,  M.,  dan  Sulistiyono.  (2009):  Uji  Persamaan  Langmuir  dan  Fruendlich  pada Penyerapan Limbah Chrom (IV) oleh Zeolit. PTNBR-BATAN, 2009.S Hasfita, F. (2011): Pengembangan Limbah Daun Akasia (Acacia mangium Wild) sebagai Sorben untuk Aplikasi Pengolahan Limbah . Tesis Tehnik Lingkungan. Program Studi Tehnik Lingkungan ITB.
Hempel,  M.,  Kuballa,  dan  J.,  Jantzen,  E.  (2000):  Discovery  of  a  Transalkylation  Mechanism- Identification of Ethylmercury at a Tetraethyllead-Contaminated Site Using Sodium Tetrapropylborate,  GC–AED  and  HPLC–AFS. Fresenius  Journal  of  Analytical Chemistry 366 . 470–475.
Ilgen, G., GLindemann, D., Hermman, R., Hertel, F., dan Huang, J.H. (2008): Organometals of tin,  Lead  and  Mercury  Compound  in  Landfill  Gases  and  Leachates  from  Bavaria, Germany. Waste Management Journal  28 . 1518-1527. Diakses tanggal  17 Februari 2015. http://ac.els-cdn.com/S0956053X07002309/1-s2.0-S0956053X07002309- main.pdf
Javaid, A., Bajwa, R., Shafique, U., dan Anwar, J. 2011. Removal of Heavy Metals by Adsorption on Pleurotus ostreatus. Biomass and Bioenergy . 35: 1675-1682.
Kurniawan,  H.,  dan  Notodarmojo,  S.  (2010):  Penggunaan  Jerami  Padi  Untuk  Menyisihkan Limbah  Warna  Industri  Tekstil  Color  Index  Reactive  Orange  84. Jurnal  Tehnik Lingkungan Vol.1 . 82-92. Notodarmojo, S. (2005): Pencemaran Tanah dan Air Tanah . Bandung: Penerbit ITB. Nurchi,  V. M.,  dan Villaescusa,  I.  (2010):  Agricultural  Biomasses  as  Sorbents of  Some  Trace Metals. Coordination Chemistry Reviews, 252 . 1179-1188. Diakses tanggal 11 Maret
2015. http://ac.els-cdn.com/S0010854507002251/1-s2.0-S0010854507002251-
main.pdf
Pari, G, Hendra, D., dan Pasaribu, R. A. (2006): Pengaruh Lama Waktu Aktivasi dan Konsentrasi Asam  Fosfat  terhadap  Mutu  Arang  Aktif  Kulit  Kayu  Acacia  mangium. Jurnal Penelitian Hasil Hutan, 24 (1).
Rees,  A.B.,  Turner,  A.,  dan  Comber,  S.  (2014):  Metal  Contamination  of  Sediment  by  Paint Peeling  from  Abandoned  Boats,  with  Particular  Reference  to  Lead. Science  of  The Environment . 494-495 . 313-319.
Sa'adah, L. (2010): Isolasi dan Identifikasi Senyawa Tanin dari Daun Belimbing Wuluh (Averrhoa bilimbi L .). SKRIPSI Jurusan Kimia. Fakultas Sains dan Teknologi UIN : Malang. Saraswati,  T.  (2013): Pemanfaatan  Biomassa  Daun  Belimbing  Wuluh  (Averrhoa Bilimbi)  Sebagai  Sorben  untuk  Aplikasi  Pengolahan  Limbah .  Skripsi  Institut Teknologi Bandung
Selatnia, A, Boukazoula A, Kechid, N., dan Bakhti, M.Z. (2004): Biosorption of Lead(II) from Aqueous Solution by a Bacterial Dead Streptomyces rimosus Biomass. Biochem Eng.
Journal . 19 . 127-35.
Singare, P. U., Mishra, R.M.,  dan Trivedi, M.P. (2012): Sediment Contamination Due to Toxic Heavy Metals in Mithi River of Mumbai. Advance in Analytical Chemistry Journal 2012, 2 (3). 14-24.
Somerville, R. (2009): Low Cost Adsorption Materials for Removal of Metal From Contaminated Water. Journal of KTH Architecture and the Built Environment . ISSN 1651-064X .
Stum W, dan Morgan, J.J. (1996): Aquatic Chemistry dalam Purwaningsih, D. 2009. Adsorpsi Multi  Logam  Ag(I),  Pb(II),  Cr(III),  Cu(II)  Dan  Ni(II)  Pada  Hibrida  Etilendiamino- Silika Dari Abu Sekam Padi. Jurnal Penelitian Saintek, Vol. 14. 59-76 Sukandar, Yasuda, K., Tanaka, M., dan Aoyama,  I. (2006): Metals Leachability from Medical Waste  Incinerator  Fly  Ash:  A  Case  Study  on  Partice  Size  Comparison. Journal Evironmental Pollution . 144 : 726-735.
Suryan, S., dan Ahluwalia S.S. (2012): Biosorption of Heavy Metals by Paper Mill Waste From Aqueous  Solution. International  Journal  of  Environmental  Sciences,  Vol.  2 .  1331 1343. Diakses tanggal 20 Febuari 2015. http://www.ipublishing.co.in/ijesarticles/twelve/articles/voltwo/EIJES3125.pdf
Teeling,  H.,  dan  Cypionka,  H.  (1997):  Microbial  Degradation  of  Tetraethyl  Lead  in  Soil Monitored by Microcalorimetry. Journal Appl. Microbiol. Biot. 48 (1997). 275–279.