doi: 10.14710/teknik.v42i3.36031               Copyright © 2021, TEKNIK, p-ISSN: 0852-1697, e-ISSN: 240-9919

## Sintesis Karbon Aktif Limbah Lumpur Aktif Industri Gula sebagai Adsorben Limbah Logam Berat Cu(II)
Adhi Setiawan 1* , Muhammad Iqbal Ali Bawafi 1 , Tarikh Azis Ramadani 1 , Indri Santiasih 2
1 Program Studi Teknik Pengolahan Limbah, Politeknik Perkapalan Negeri Surabaya (PPNS),
2 Program Studi Magister Terapan Teknik Keselamatan dan Resiko, Politeknik Perkapalan Negeri Surabaya (PPNS) Jl. Teknik Kimia, Kampus ITS Sukolilo, Surabaya, Indonesia 60111

## Abstrak
Penelitian ini bertujuan melakukan sintesis karbon aktif dari limbah lumpur aktif unit Sludge Drying Bed (SDB)  industri  gula  sebagai  adsorben  dan  efektifitasnya  dalam  menurunkan  kandungan  logam  berat Cu(II).  Proses  karbonasi  lumpur  aktif  dilakukan  pada  suhu  600 o C  dilanjutkan  dengan  aktifasi menggunakan  asam  sulfat  20%.  Hasil  penelitian  menunjukkan  bahwa  karbon  aktif  memiliki  kadar  air, kadar  zat  yang  menguap,  dan  daya  serap  I 2 telah  memenuhi  SNI.  Hasil  SEM  menunjukkan  bahwa morfologi  partikel  berbentuk  granular  dengan  ukuran  rata-rata  partikel  sebesar  134,3  μm.  Luas permukaan  spesifik  partikel  karbon  aktif  sebesar  1013,63  m 2 /g.  Pengujian  karbon  aktif  untuk  adsorpsi logam  Cu(II)  menunjukkan  bahwa  peningkatan  waktu  kontak  adsorpsi  akan  meningkatkan  efisiensi penyisihan Cu(II). Peningkatan konsentrasi awal Cu(II) menyebabkan kecenderungan penurunan efisiensi penyisihan  Cu(II).  Efisiensi  penyisihan  maksimum  Cu(II)  diperoleh  pada  kondisi  waktu  kontak  40  menit dan  konsentrasi  awal  Cu(II)  12,5  mg/L  dengan  nilai  sebesar  86,32%.  Isoterm  Adsorpsi  karbon  aktif mengikuti  persamaan  Freunlich.  Kinetika  adsorpsi  karbon  aktif  pada  konsentrasi  awal  Cu(II)  sebesar 6,125 dan 12,5 mg/L mengikuti pseudo orde dua sedangkan pada konsentrasi awal Cu(II) sebesar 25 dan 50 mg/L mengikuti pseudo orde satu .
Kata kunci : adsorpsi; isoterm adsorpsi; karbon aktif limbah lumpur; kinetika adsorpsi

## Abstract
[Title:  Synthesis  of  Activated  Carbon  from  Sugar  Industry  Activated  Sludge  as Adsorbent for Heavy Metal Waste Cu(II) ] This study aimed to synthesize activated carbon from activated  sludge  waste  from  the  sugar  industry  Sludge  Drying  Bed  (SDB)  unit  as  an  adsorbent  and  its effectiveness  in  reducing  the heavy  metal  content  of  Cu  (II).  The  activated  sludge  carbonation process  is carried out at a temperature of 600oC, followed by activation using 20% sulfuric acid. The results showed that activated carbon has moisture and volatile matter content. The results also showed that the absorption capacity I2 had met SNI. SEM results showed granular particle morphology with an average particle size of  134.3  μm.  The  specific  surface  area  of  the  activated  carbon  particles  is  1013.63  m2/g.  Testing  of activated carbon for adsorption of Cu(II) metal showed that increasing the adsorption contact time would increase  the  efficiency  of  Cu(II)  removal.  The  increase  in  the  initial  concentration  of  Cu(II)  causes  a tendency  to  decrease  the  efficiency  of  Cu(II)  removal.  The  maximum  removal  efficiency  of  Cu(II)  was obtained  at  the  contact  time  of  40  minutes,  and  the  initial  concentration  of  Cu(II)  was  12.5  mg/L  with  a value  of  86.32%.  The  isothermal  adsorption  of  activated  carbon  follows  the  Freunlich  equation.  The adsorption kinetics of activated carbon at initial Cu(II) concentrations were 6.125 and 12.5 mg/L following the pseudo-second-order. Meanwhile, the initial Cu(II) concentrations were 25 and 50 mg / L following the
pseudo-first-order .
Keywords : adsorption; adsorption isotherm; waste sludge-base activated carbon; adsorption kinetic
------------------------------------------------------------------
*) Penulis Korespondensi. E-mail: adhistw23@gmail.com

## TEKNIK, 42 (3), 2021, 317

## 1. Pendahuluan
Perkembangan  proses  industri  yang  cukup  pesat menyebabkan peningkatan jumlah limbah yang dihasilkan baik  dalam  bentuk  padat,  cair,  serta  gas.  Air  limbah merupakan  salah  satu  jenis  limbah  yang  seringkali dihasilkan  oleh  aktifitas  proses  produksi.  Salah  satu kandungan  air  limbah  yang  yang  berbahaya  bagi lingkungan  dan  kesehatan  adalah  logam  berat.  Secara umum  kandungan  ion  logam  berat  pada  air  limbah industri diataranya yaitu Cd(II), Zn(II), Pb(II) dan Cu(II). Tembaga  adalah  salah  satu  ion  logam  berat  yang  paling umum  ada  pada  air  limbah  industri  (Zare dkk .,  2015). Cu(II) memiliki sifat toksik, karsinogenik, dan mutagenik yang memiliki efek berbahaya pada tubuh manusia seperti kerusakan  hati,  otak  dan  masalah  saraf  pusat.  Selain  itu, Organisasi  Kesehatan  Dunia  (WHO)  telah  membatasi kandungan  tembaga  maksimum  dalam  air  minum sebanyak 0,05  mg/L (Yang dkk ., 2018). Beberapa proses pengolahan  limbah  logam  berat  saat  ini  dapat  dilakukan menggunakan metode ion exchange, presipitasi, membran filtrasi  osmosis,  serta  adsorpsi.  Dari  beberapa  jenis pengolahan  tersebut  metode  adsorpsi  memiliki  kelebihan antara  lain,  ekonomis,  ramah  lingkungan  serta  dapat diregenerasi  (Zare dkk .,  2015).  Pemanfaatan  limbah lumpur  aktif  yang  cukup  melimpah  merupakan  alternatif untuk menghasilkan adsorben yang ekonomis serta proses yang sederhana.
Instalasi  pengolahan  air  limbah  pada  umumnya memiliki  unit  pengolahan  biologi  untuk  mendegradasi kandungan organik yang ada di dalam air limbah. Metode pengolahan  biologi  menggunakan  lumpur  aktif  akan menghasilkan  residu  lumpur  dalam  jumlah  besar  pada saat proses pengendapan sehingga seringkali menimbulkan  masalah  dalam  proses  penangannya. Limbah lumpur aktif pengolahan secara biologi memiliki kandungan  polimer  ektraseluler,  sel  mikroba,  mineral, serta  nutrisi  (Gong  dkk.,  2014).  Proses  pengolahan  dan pembuangan limbah lumpur aktif diperkirakan memerlukan  biaya  sebesar  50%-60%  dari  biaya  total pengolahan  limbah  (Ren,  2004).  Proses  pengolahan  dan pembuangan  limbah  lumpur  aktif  selama  ini  masih bersifat  tradisional  yang  terbatas  pada  proses  penguraian aerobik  dan  anerobik,  penimbunan,  pengomposan, landfilling ,  dan  pembakaran  (Hadi dkk .  2015).  Proses pengolahan  dengan  metode  tersebut  memerlukan  lahan yang  cukup  luas,  biaya  yang  relatif  tinggi  serta menimbulkan masalah pencemaran sekunder ke lingkungan  (Werther  dan  Ogada,  1999).  Bahkan,  proses pembakaran  atau  insenerasi  limbah  lumpur  aktif menghasilkan  polusi  udara  yang  membutuhkan  kontrol secara  ketat  agar  tidak  menimbulkan  problem  gangguan terhadap kesehatan dan lingkungan.
Saat  ini  telah  dikembangkan  teknologi  pirolisis limbah  lumpur  yang  dipertimbangkan  sebagai  salah  satu cara  yang  efektif  dalam  menangani  limbah  lumpur  (Li
dkk ., 2020). Proses pirolisis limbah lumpur menghasilkan senyawa  tar  yang  dapat  dimanfaatkan  sebagai  bahan bakar  cair  kendaraan  bermotor  serta  produk  gas  dengan nilai  kalori  yang  cukup  tinggi  (Song dkk .,  2019).  Selain itu,  residu  hasil  proses  pirolisis  tersebut  memiliki kandungan karbon yang tinggi sehingga dapat dimanfaatkan  sebagai  material  karbon  aktif  (Manara  dan Zabaniotou,  2012).  Karbon  aktif  merupakan  salah  satu jenis  adsorben  yang  seringkali  digunakan  untuk menghilangkan bahan organik serta logam berat di udara, gas,  air  minum,  serta  air  limbah  (Al  Qodah  dan Shawabkah,  2009).  Hal  tersebut  disebabkan  karbon  aktif memiliki  struktur  pori  yang  kompleks  serta  luas permukaan  spesifik  yang  tinggi  sehingga  memiliki  daya serap yang besar.
Beberapa  kelebihan  karbon  aktif  yang  disintesis dari  limbah  lumpur  aktif  antara  lain  ramah  lingkungan, tingkat  stabilitas  yang  baik  terhadap  bahan  kimia  dan termal,  serta  memilki  memilki  jumlah  yang  melimpah (Calisto dkk .,  2014).  Pemanfaatan  karbon  aktif  dari limbah  lumpur  aktif  selama  ini  memiliki  keterbatasan antara lain luas permukaan spesifik yang rendah, volume pori  yang  kecil,  serta  kadar  abu  yang  tinggi  sehingga cenderung menurunkan kinerja proses adsorbsi (Ros dkk ., 2006).  Proses  pembuatan  karbon  aktif  pada  umumnya meliputi  tahapan  karbonasi  yang  dilanjutkan  dengan aktivasi.  Proses  aktifasi  karbon  aktif  dapat  dilakukan menggunakan  metode  fisika,  kimia,  serta  kimia-fisika (Salas-Enriques dkk .,  2016).  Proses  aktivasi  secara  fisika dan  kimia  dapat  memperbaiki  struktur  sehingga  dapat meningkatkan  luas  permukaan  spesifik  partikel  sehingga daya  adsorbsi  meningkat  (Wu dkk .,  2021).  Pada  aktifasi karbon  aktif  secara  fisika  proses  pembentukan  pori-pori terjadi  pada  saat  pemanasan  pada  kondisi  atmosfer  inert pada  interval  suhu  700-1100 o C.  Proses  aktifasi  secara kimia  menggunakan aktifator  kimia seperti KOH,  ZnCl 2 , NaCl,  K 2 CO 3 ,  H 2 SO 4 ,  dan  H 3 PO 4 serta  beberapa  jenis lelehan senyawa garam (Xia dkk ., 2016). Beberapa peneliti telah melaporkan hasil penelitian  terkait  dengan  sintesis  karbon  aktif  baik menggunakan metode fisika maupun kimia. Mendez dkk. (2005)  melakukan  sintesis  karbon  aktif  dari  pirolisis limbah  lumpur  domestik  dengan  aktifator  udara  panas. Hasil  uji  BET  menunjukkan  luas  permukaan  spesifik karbon aktif tersebut sebesar 100 m 2 /g serta cukup efektif dalam  mengadsorpsi  ion  Fe 3+ yang  terlarut  di  dalam  air. Guan dkk . (2020) melakukan sintesis karbon aktif dengan memanfaatkan limbah lumpur kertas untuk mengadsorpsi kandungan ion Cr(VI) di dalam air limbah. Proses aktifasi menggunakan  larutan  Na 2 CO 3 -K 2 CO 3 .  Proses  tersebut menghasilkan  karbon  aktif  dengan  luas  permukaan spesifik  antara  801,1-1123,1  m 2 /g  dengan  kapasitas adsorpsi  mencapai  54,04  mg/g.    Shanin dkk .  (2019) melakukan  sintesis  adsorben  dengan  proses  kalsinasi limbah  lumpur  pengolahan  air.  Proses  aktivasi  dilakukan
doi: 10.14710/teknik.v42i3.36031               Copyright © 2021, TEKNIK, p-ISSN: 0852-1697, e-ISSN: 240-9919
Gambar 1 . Warna karbon aktif (a) sebelum aktivasi (b) setelah aktifasi
dengan pemanasan pada suhu 500 o C selama 4 jam. Proses tersebut  menghasilkan  adsorben  dengan  luas  permukaan 35 m 2 /g. Monsalvo dkk . (2012) melakukan sintesis karbon aktif  dari  lumpur  limbah  domestik  sebagai  adsorpsi  4- klorofenol.  Proses  aktifasi  lumpur  kering  menggunakan udara  sebagai  aktifator.  Karakteristik  BET  menunjukkan luas permukaan spseifik tidak melebihi 250 m 2 /g. Rio dkk . (2006)  melakukan  sintesis  karbon  aktif  dari  limbah lumpur domestik dengan aktivasi steam sebagai adsorben untuk  emisi  industri.  Karbon  aktif  yang  teraktifasi menggunakan steam memiliki  luas  permukaan  spesifik sebesar 226 m 2 /g. Hasil penelitian sebelumnya menunjukkan  bahwa  proses  sintesis  karbon  aktif  hanya terbatas  pada  proses  aktifasi  secara  fisika.  Penggunaan metode  aktifasi  fisika-kimia  menggunakan  kombinasi karbonasi  serta  aktifator  H 2 SO 4 belum  dijelaskan  secara detail  pada  penelitian  sebelumnya  terutama  pada  sintesis karbon  aktif  dengan  menggunakan  lumpur  aktif  dari industri gula.
Penelitian  ini  bertujuan  menganalisis  karakteristik karbon aktif dari limbah lumpur aktif unit Sludge Drying Bed (SDB)  industri  gula  dengan  aktifator  H 2 SO 4 serta efektifitasnya  dalam  mengadsorpsi  logam  berat  Cu(II). Efektifitas adsorpsi Cu(II) dianalisis berdasarkan pengaruh  konsentrasi  awal  Cu(II)  dan  waktu  kontak terhadap  efisiensi  penyisihan  Cu(II)  di  dalam  air  limbah. Hasil  proses  adsorpsi  selanjutnya  dianalisis  lebih  lanjut untuk  mengetahui  mekanisme  isoterm  adsorpsi  dan kinetika proses adsorpsi karbon aktif.

## 2. Bahan dan Metode
2.1 Alat dan Bahan
Alat  yang  digunakan  pada  peneltian  ini  antara lain  oven  (Binder  ED  56), furnace (Muffle),  ayakan  80 mesh,  neraca  analitik  (Shimadzu  AY  220), hot  plate  and magnetic stirrer (Thermo Scientific Cimarec II), Scanning Electron  Microscope (SEM  Inspect-S50), Fourier Transform  Infrared (FTIR  Shimadzu  IRPrestige  21), peralatan BET (Quantachrome Nova 4200e). Bahan yang digunakan  pada  penelitian  ini  antara  lain  CuSO 4 .5H 2 O (Merck), H 2 SO 4 (Merck), dan NaOH (Merck), dan limbah lumpur aktif dari unit SDB industri gula.

## 2.2 Sintesis Karbon Aktif
Proses  sintesis  karbon  aktif  dari  limbah  lumpur terbagi  menjadi  tahapan  preparasi,  karbonasi,  serta aktifasi  secara  kimia.  Tahapan  preparasi  dilakukan dengan  mengambil  1  kg  limbah  lumpur  aktif  yang dilanjutkan  dengan  proses  pengeringan  menggunakan sinar  matahari  selama  7  hari.  Limbah  lumpur  aktif  yang hamper  kering  selanjutnya  dipanaskan  ke  dalam  oven pada  suhu  105 o C  selama  24  jam  sehingga  diperoleh padatan  lumpur  yang  telah  mengering  secara  sempurna. Padatan lumpur yang telah kering dihaluskan serta diayak dengan ayakan berukuran 80 mesh agar diperoleh ukuran yang homogen.
Proses  karbonasi  padatan  lumpur  yang  telah halus  dilakukan  dengan  pemanasan  pada  suhu  600 o C selama  1  jam.  Sampel  selanjutnya  didinginkan  di  dalam desikator  serta  dilanjutkan  dengan  aktifasi  menggunakan larutan H 2 SO 4 20% pada suhu 85 o C selama 7 jam. Sampel kemudian  dibilas  dengan  aquades  sampai  pH  netral  dan keringkan di dalam oven pada suhu 105 o C selama 24 jam.
2.3 Karakterisasi Karbon Aktif
Karbon  aktif  yang  telah  terbentuk  dari  proses aktifasi  selanjutnya  dilakukan  karakterisasi.  Morfologi dan  ukuran  karbon  aktif  dianalisis  menggunakan Scanning Electron Microscope (SEM) yang dioperasikan pada  20  KV.  Struktur  kimia  yang  menunjukkan  gugus fungsi dianalisis menggunakan metode Fourier Transform  Infrared (FTIR)  pada  bilangan  gelombang 4000-500  cm -1 .  Luas  permukaan  spesifik  karbon  aktif dianalisis  menggunakan  metode  Brunauer-Emmett-Teller (BET).
Pengujian  kualitas  karbon  aktif  dilakukan  untuk mengetahui  kadar  air,  kadar  zat  menguap,  kadar  abu, kadar  karbon  terikat,  dan  daya  serap  iodin.  Analisis tersebut  menggunakan  metode  gravimetri  berdasarkan SNI 06-3730-1995.

## 2.4 Adsorpsi Cu(II) oleh Karbon Aktif
Karbon  aktif  yang  telah  teraktivasi  selanjutnya diuji  daya  adsorpsinya  terhadap  logam  Cu(II).  Proses adsorpsi dilakukan secara batch pada suhu normal. Proses adsorpsi  dilakukan  mengontakkan  1,25  g  karbon  aktif dengan  100  mL  (12,5  g/L)  larutan  Cu(II)  pada  pH  4 disertai  dengan  pengadukan  pada  kecepatan  sebesar  200 rpm.  Variasi  konsentrasi  awal  Cu(II)  yang  digunakan pada proses adsorpsi pada penelitian ini antara lain 6,125; 12,5; 25; dan 50 mg/L sedangkan  waktu kontak adsorpsi menggunakan  variasi  waktu  10,  20,  30,  dan  40  menit. Setelah  proses  adsorpsi  selesai,  larutan  dan  karbon  aktif selanjutnya  dipisahkan  menggunakan  kertas  saring. Konsentrasi  Cu(II)  sebelum  dan  setelah  proses  adsorpsi dianalisis menggunakan Atomic Adsorption Spectrophotometry (AAS).  Besarnya  efisiensi  penyisihan
Cu(II)  proses  adsorpsi  serta  kapasitas  adsorpsi  dapat dihitung menggunakan Persamaan 1 sampai dengan 3.
Tabel 1 . Hasil pengujian kualitas karbon aktif
Parameter Satuan Standar Hasil Uji Kadar air % Maks. 15 9,11 Kadar zat menguap % Maks. 25 16,06 Kadar abu % Maks. 10 33,01 Kadar fix karbon % Min. 65 50,93 Daya Serap I 2 mg/g Min. 750 753,4 Tabel 2 . Hasil pengujian BET karbon aktif Parameter Satuan Hasil Uji Luas permukaan spesifik m 2 /g 1013,63 Volume pori spesifik cm 3 /g 1,11 Diameter pori nm 2,19
% 100 % t t o
C C C penyisihan  
(1)
V W C C Q t o t   (2)
V W C C Q e o e   (3)
Dimana  Q t dan  Q e merupakan  kapasitas  adsorpsi  logam berat  (mg/g)  pada  saat  t  menit  dan  pada  saat  setimbang. C o ,  C t ,  dan  C e masing-masing  merupakan  konsentrasi awal,  konsentrasi  pada  saat  t,  dan  konsentrasi  setimbang dari logam berat (mg/L). Pendekatan kondisi kesetimbangan  dilakukan  dengan  melakukan  proses menggunakan  kondisi  dosis  adsorben  dan  konsentrasi awal yang sama seperti sebelumnya namun menggunakan waktu  kontak  selama  24  jam  (Sulaimani  dan  Kaghazchi, 2008).
2.5 Isoterm Adsorpsi Karbon Aktif
Mekanisme  proses  penyisihan  Cu(II)  oleh karbon  aktif  limbah  lumpur  dianalisis  menggunakan model  persamaan  isoterm  adsorpsi  Freunlich  (4)  dan Langmuir (5) (Yi dkk ., 2016).
e F C n K log 1 log logQ e   (4)
max max e e 1 Q C bQ Q C e   (5)
Dimana K F menunjukkan konstanta Freunlich
(mg.(L/mg) 1/n ,  K L menunjukkan  konstanta  Langmuir (L/mg),  dan  Q max menunjukkan  kapasitas  adsorpsi maksimum (mg/g). Nilai konstanta K F diperoleh dari plot data LogQ e vs logC e dan diregresi secara linear sehingga diperoleh  slope  sebesar  1/n.  Nilai  konstanta  Q max diperoleh  plot  dara  C e /Q e vs  C e dan  diregresi  linear sehingga diproleh slope sebesar 1/Q max .
2.6 Kinetika Adsorpsi Karbon Aktif
Kinetika  adsorpsi  karbon  aktif  limbah  lumpur dapat  ditentukan  melalui  regresi  persamaan  kinetika pseudo  orde  satu  dan  pseudo  orde  dua  (Martini dkk ., 2020).  Persamaan  kinetika  pseudo  orde  satu  (6)  dan pseudo  orde  dua  (7)  dapat  dinyatakan  pada  Persamaan  6 dan 7.
t k LogQ Q Q Log e t e 303 , 2 ) ( 1    (6)
t Q Q k Q t e e t 1 1 2 2   (7)
Dengan  Q t ,  k 1 ,  k 2 ,  dan  t  masing-masing  merupakan massa  adsorbat  yang  diserap  pada  saat  t  menit,  k 1 merupakan  konstanta  kinetika  pseudo  orde  satu  (menit - 1 ), konstanta kinetika pseudo orde dua (g/mg.menit) dan t merupakan waktu kontak (menit). Penentuan parameter k 1 dapat dilakukan dengan plot linear data Log(Q e -Q t ) vs t  sehingga  memberikan  slope  sebesar  –k 1 /2,303. Penentuan  parameter  k 2 dapat  dilakukan  dengan  plot linear  data  t/Q t vs  t  sehingga  dapat  diperoleh  slope sebesar 1/Q e .

## 3. Hasil dan Pembahasan
3.1 Karakteristik Karbon Aktif
Tahapan  proses  pembuatan  karbon  aktif  menjadi lumpur aktif terdapat tahapan yaitu preparasi, karbonasi, dan  aktivasi.  Perbandingan  hasil  sebelum  dan  setelah proses  aktivasi  terdapat  pada  Gambar  1.  Terlihat perbedaan warna dari sebelum dan sesudah aktifasi. Hal itu  diindikasikan  pada  suhu  >300 o C  unsur-unsur  yang ada pada lumpur aktif terdekomposisi dalam bentuk gas seperti H 2 , CH 4 , tar, methanol, dan hidrokarbon.
Tabel  1  menunjukkan  hasil  pengujian  kualitas dari  sampel  karbon  aktif  dari  sampel  karbon  aktif  yang telah  diaktifasi.  Hasil  pengujian  kualitas  menunjukkan bahwa sampel karbon aktif telah memenuhi standar pada parameter kadar air, kadar zat menguap, serta daya serap iodin.  Rendahnya  kadar  air  yang  terkandung  di  dalam karbon  aktif  disebabkan  oleh  penggunaan  aktifator H 2 SO 4 yang  bersifat  higroskopis  sehingga  dapat menyerap kandungan air, zat volatil, serta senyawa tar di dalam  pori-pori  karbon  aktif  sehingga  dapat  mengarah pada  meningkatnya  ukuran  dan  volume  pori  yang menyebabkan  daya  serap  karbon  aktif  akan  meningkat (Sani, 2011). Tingginya daya serap tersebut ditunjukkan dengan  nilai  parameter  daya  serap  iodin  yang  telah memenuhi  standar  kualitas  karbon  aktif.  semakin  tinggi daya  serap  iodin  karbon  aktif  maka  semakin  baik kualitas  karbon  aktif.  Selain  itu,  kemampuan  karbon aktif dalam adsorpsi iodin juga dipengaruh oleh durasi aktivasi.  Durasi  aktivasi  yang  semakin  lama  dapat meningkatkan  bilangan  iodin  suatu  adsorben  dengan
doi: 10.14710/teknik.v42i3.36031               Copyright © 2021, TEKNIK, p-ISSN: 0852-1697, e-ISSN: 240-9919
Gambar 2 . SEM karbon aktif pada perbesaran (a) 65x (b) 1000x
ditandai  meningkatnya  kandungan  karbon  dalam adsorben (Noer dkk ., 2014). Hasil pengujian parameter kadar  abu  dan  kadar  fix  karbon  masih  belum memenuhi standar spesifikasi karbon aktif berdasarkan SNI  06-3730-1995.  Hasil  parameter  kadar  abu  dan kadar fix karbon  masih  lebih  tinggi  dibandingkan dengan  hasil  yang  diperoleh  Li dkk .  (2020).  Hasil penelitian  tersebut  menunjukkan  bahwa  karbon  aktif limbah sewage  sludge dengan  activator  HCl  memiliki kadar  abu  dan fix karbon  masing-masing  sebesar 33,43% dan 32,65%.
Hasil pengujian BET pada Tabel 2 menunjukkan bahwa karbon aktif yang telah teraktivasi memiliki  luas  permukaan  spesifik  sebesar  1013,63 m 2 /g,  volume  pori  spesifik  sebesar  1,11  cm 3 /g,  serta diameter  pori rata-rata  sebesar 2,19  nm.  Hasil  tersebut berkorelasi  dengan  nilai  daya  serap  karbon  aktif terhadap I 2 yang relatif lebih tinggi dibandingkan nilai standar kualitas karbon aktif. Luas permukaan spesifik adsorben  yang  tinggi  dapat  menghasilkan  daya adsorbsi yang cukup besar. Beberapa penelitian  serupa telah  melaporkan  hasil  pengujian  BET  dari  karbon aktif  yang  disintesis  dari  lumpur.  Li dkk .  (2020) mensintesis  karbon  aktif  dari  pirolisis  lumpur  hasil proses sedimentasi sekunder. Proses aktivasi menggunakan 8 mol/L ZnCl 2 dilanjutkan aktifasi pada suhu  800 o C  selama  1  jam.  Hasil  karakterisasi  BET menujukkan  bahwa  karbon  aktif  yang  diperoleh memiliki  luas  permukaan  spesifik  765,8  m 2 /g  dan diameter pori rata-rata 3,75 nm. Monsalvo dkk. (2011) mensintesis  karbon  aktif  dari  limbah  lumpur  unit pengolahan sequencing  batch  reactor (SBR)  industri kosmetik. Karbon aktif yang dihasilkan pada penelitian tersebut  memiliki  luas  permukaan  sebesar  97  m 2 /g menggunakan  aktifasi  udara  panas  pada  suhu  800 o C selama 4 jam.
Gambar 2 menunjukkan hasil SEM karbon aktif
yang  telah  teraktifasi.  Hasil  peneltian  menunjukkan bahwa  karbon  aktif  berbentuk  granular  dengan  ukuran rata-rata partikel sebesar 134,3 μm, memiliki morfologi permukaan  yang  tidak  teratur  serta  berpori.  Bentuk morfologi  yang  tidak  teratur  disebabkan  adanya pengaruh  senyawa  tar  dan volatile yang  tidak terdekomposisi  secara  sempurna  (Gong dkk .,  2019). Hal tersebut didukung dengan hasil pengujian kadar fix kabon yang masih belum memenuhi standar.
Gambar  3  menunjukkan  spektra  FTIR  dari karbon  aktif  yang  telah  teraktifasi.  Hasil  identifikasi menunjukkan  terdapat  pita  serapan  pada  bilangan gelombang  659  cm -1 yang  mengindikasikan  adanya gugus  C–H/N–H  tipe  senyawa  aromatik.  Pita  serapan pada  bilangan  gelombang  1089  cm -1 mengindikasikan adanya  C–O stretching dengan  tipe  senyawa  alkohol, ester,  dan  eter.  Pita  serapan  1317  cm -1 ,  diindikasikan adanya  gugus  C–H  dengan  tipe  senyawa  alkena  dan fenol. Pita serapan 1616 cm -1 mengindikasikan adanya gugus  C=O bending dengan  kemungkinan  tipe senyawa  keton,  aldehid,  asam  karboksilat  (Martini dkk .,  2020).  Pada  pita  serapan  didaerah  3043  cm -1 , diindikasikan  adanya  gugus  O–H stretching dengan tipe senyawa air (Kumar dan Jena, 2015).

## 3.2 Proses Adsorpsi Karbon Aktif
Gambar 4 menunjukkan  pengaruh  waktu  kontak adsorpsi dan konsentrasi awal Cu(II) terhadap efisiensi penyisihan  Cu(II).  Hasil  penelitian  menunjukkan bahwa  peningkatan  waktu  kontak  adsorpsi  akan meningkatkan  efisiensi  penyisihan  Cu(II).  Waktu kontak  memiliki  pengaruh  besar  terhadap  daya adsorpsi.  Venugopal  dan  Mohanty  (2011)  melaporkan bahwa  peningkatan  waktu  kontak  memungkinkan proses  difusi  dan  penempelan  molekul  adsorbat berlangsung lebih baik, namun pada kondisi situs aktif telah jenuh akan terjadi penurunan kapasitas penyerapan.
doi: 10.14710/teknik.v42i3.36031               Copyright © 2021, TEKNIK, p-ISSN: 0852-1697, e-ISSN: 240-9919
Gambar 3 . Spektra FTIR karbon aktif
Gambar 4 . Adsorpsi karbon aktif terhadap logam Cu(II) Tabel 3 . Parameter model isoterm adsorpsi Parameter Nilai Langmuir Q max (mg/g) 15,576 K L (L/mg) 0,025 R 2 0,176 Freunlich K F 0,399 n 1,091 R 2 0,90 Peningkatan efisiensi penyisihan Cu(II) meningkat  secara  tajam  pada  waktu  adsorpsi  20  menit pertama sedangkan setelah melebihi waktu adsorpsi 20 menit  peningkatan  efisiensi  penyisihan  Cu(II)  terjadi secara  lambat.  Hal  ini  disebabkan  pada  awal  waktu adsorpsi  ketersediaan  situs  penyerap  polutan  di  dalam karbon  aktif  relatif  besar  sehingga  menimbulkan interaksi  yang  kuat  antara  partikel  polutan  dengan adsorben  (Sen dkk .,  2011).  Pada  waktu  kontak  40 menit  diperkirakan  proses  adsorpsi  hampir  mencapai titik  kesetimbangan.  Hal  tersebut  dapat  diamati  dari nilai efisiensi penyisihan mendekati nilai konstan.
Hasil  penelitian  pada  Gambar  4  menunjukkan bahwa  efisiensi  penyisihan  maksimal  diperoleh  pada kondisi konsentrasi awal Cu(II) 12,5 mg/L serta waktu kontak  40  menit  dengan  persen  penyisihan  sebesar 86,32%.  Beberapa  penelitian  serupa  telah  melaporkan penggunaan  bahan  biomassa  sebagai  adsorben  logam berat.  Martini dkk .  (2020)  melaporkan  bahwa penggunaaan  kulit  kayu  putih  sebagai  adsorben  logam berat  Cr  (III),  COD,  dan  oil  pada  industri  petroleum. Efisiensi  maksimum penyisihan Cr (III), COD, dan oil
masing-masing  sebesar  61,  80,  dan  91%  dengan kondisi  waktu  kontak  100  menit,  pH  3,  serta  dosis  10 g/L.    Huan  Li dkk .  (2020)  memanfaatkan  limbah lumpur  dari  tangki  sedimentasi  sekunder  sebagai karbon  aktif  untuk  mengadsorpsi  dimetil  ftalat. Efisiensi maksimum penyisihan dimetil ftalat diperoleh sebesar  87%  pada  kondisi  waktu  kontak  30  menit  dan dosis adsorben 0,2 g/L.

## 3.2 Isoterm Adsorpsi
Pemodelan  isoterm  adsorpsi  dilakukan  untuk membantu  memahami  interaksi  antara  adsorbat  dan adsorben  pada  saat  sistem  mencapai  kesetimbangan. Hasil  plot  dan  fitting  parameter  dengan  regresi  liniear sebagaimana  ditunjukkan  pada  Gambar  4,  Gambar  5, dan  Tabel  3  menunjukkan  bahwa  model  isothermal adsorpsi  Cu(II)  pada  karbon  aktif  limbah  lumpur memiliki  kecenderungan  memenuhi  Model  Freunlich. Hal  tersebut  didasarkan  pada  nilai  koefisien  korelasi (R 2 ) yang mendekati nilai 1.  Adsorpsi  ion Cu(II) oleh karbon aktif dari lumpur aktif  yang sesuai dengan pola isoterm  adsorpsi  Freundlich  mengindikasikan  bahwa adsorpsi di permukaan adsorben terjadi pada situs aktif yang  bersifat  heterogen  dan  jumlah  adsorbat  yang teradsorpsi  per  berat  adsorben  berhubungan  dengan konsentrasi  ion  Cu(II)  yang  teradsorpsi  pada  saat setimbang  (Tahad  dan  Sanjaya,  2017).  Ion  Cu(II) menempel dengan gaya Van Der Walls di dinding pori karbon  aktif.  Semakin  besar  nilai  K F maka  semakin besar  kemampuan  adsorben  dalam  mengadsorpsi, begitu  juga  untuk  kekuatan  interaksi  antara  adsorben dan  adsorbat  dapat  dilihat  dari  nilai  n,  semakin  besar nilai  n  maka  semakin  kuat  interaksi  antara  adsorben dengan adsorbat.
doi: 10.14710/teknik.v42i3.36031               Copyright © 2021, TEKNIK, p-ISSN: 0852-1697, e-ISSN: 240-9919
Gambar 5 . Grafik Model adsorpsi isotemal Freunlich
Gambar 4 . Grafik Model adsorpsi isotemal Langmuir Tabel 4 . Parameter kinetika adsorpsi Model Kinetika Konsentrasi Cu (II) (mg/L) 6,125 12,5 25 50 Pseudo Orde 1 k 1 (min -1 ) 0,0202  0,0711  0,1004  0,0483 R 2 0,987 0,980 0,889 0,896 Pseudo Orde 2 k 2 (mg/g.min) 0,0202  0,0123  0,0040  0,5080 R 2 0,999 0,999 0,832 0,774

## 3.3 Kinetika Adsorpsi
Kinetika  adsorpsi  dilakukan  untuk  mengobservasi mekanisme  penyerapan  ion  Cu(II)  oleh  adsorben  karbon karbon  aktif  dari  lumpur  aktif.  Model  kinetika  adsorbsi yang  digunakan  yaitu  pseudo  orde  satu  dan  pseudo  orde dua. Tabel 4 menunjukkan parameter kinetika dari proses adsorpsi  yang  diperoleh  melalui  regresi  linear  dari masing-masing  persamaan  kinetika  tersebut.  Pada  model pseudo orde  satu  dilakukan  plot  antara  log  (Q e -Q t )  v.s. t sedangkan  pada  model pseudo orde  dua  dilakukan  plot antara t /Q t v.s. t . Pemilihan kesesuaian model didasarkan pada  pemilihan  nilai  koefisien  korelasi  (R 2 )  yang mendekati dengan 1.
Hasil  analsisis  data  yang  disajikan  pada  Tabel  4 menunjukkan  konsentrasi  awal  Cu(II)  mempengaruhi model  kinetika  adsorpsi.  Pada  konsentrasi  Cu(II)  sebesar 6,125  mg/L  dan  12,5  mg/L  model  kinetika  adsorpsi cenderung  mengikuti pseudo orde  dua.  Pada  konsentrasi Cu(II)  sebesar  25  mg/L  dan  50  mg/L  model  kinetika adsorpsi  cenderung  mengikuti pseudo orde  satu.  Hal tersebut  didasarkan  pada  nilai  R 2 yang  paling  mndekati  1 Hasil penelitian menunjukkan bahwa peningkatan konsentrasi awal Cu(II) dari 6,25 mg/L sampai dengan 50 mg/L  menyebabkan  pergeseran  orde  reaksi  dari  orde  dua
menuju  ke  orde  satu.  Hal  tersebut  sesuai  dengan  hasil penelitian  yang  dilaporkan  oleh  Azizian  (2004).  Proses adsorpsi  dengan  konsentrasi  awal  larutan  adsorbat  yang tinggi  cenderung  mengikuti  persamaan  orde  satu sedangkan  pada  konssentrasi  awal  adsorbat  yang  rendah kinetika  adsorbsi  akan  cenderung  mengikuti  kinetika pseudo orde  dua.  Ho  dan  Mc  Kay  (1998)  dalam penelitiannya  melaoprkan  kinetika adsorpsi Basic Blue 69 menggunakan peat pada  konsentrasi  20  dan  200  mg/L. Hasil  penelitian  menunjukkan  bahwa  pada  konsentrasi  20 mg/L mengikuti kinetika pseudo orde dua sedangkan pada konsentrasi 200 mg/L mengikuti kinetika pseudo orde satu.

## 4. Kesimpulan
Hasil  penelitian  menunjukkan  bahwa  karbon  aktif  yang disintesis  dari  lumpur  aktif  memiliki  kadar  air,  kadar  zat yang  menguap,  dan  daya  serap  I 2 sudah  memenuhi  SNI karbon aktif. Karbon aktif  memiliki  morfologi berbentuk granular  dengan  ukuran  rata-rata  sebesar  134,3  μm, berpori  serta  luas  permukaan  spesifik  sebesar  1013,63 m 2 /g.  Hasil  FTIR  menunjukkan  bahwa  karbon  aktif mengandung  gugus C–H/N–H aromatik,  C–O stretching, dan C=O bending. Hasil pengujian adsorpsi menunjukkan  bahwa  peningkatan  waktu  kontak  adsorpsi cenderung  meningkatkan  efisiensi  penyisihan  Cu(II). Peningkatan  konsentrasi  awal  Cu(II)  menyebabkan kecenderungan  penurunan  efisiensi  penyisihan  C(II). Efisiensi  penyisihan  maksimum  Cu(II)  diperoleh  pada kondisi  waktu  kontak  40  menit  dan  konsentrasi  awal Cu(II)  12,5  mg/L  dengan  nilai  sebesar  86,32%. Mekanisme  isoterm  adsorpsi  karbon  aktif  mengikuti persamaan Freunlich. Kinetika adsorpsi karbon aktif pada konsentrasi  awal  Cu(II)  sebesar  6,125  dan  12,5  mg/L mengikuti pseudo orde  dua  sedangkan  pada  konsentrasi awal  Cu(II)  sebesar  25  dan  50  mg/L  mengikuti pseudo orde satu.
Ucapan Terima Kasih Terima kasih disampaikan kepada Laboratorium Pengolahan Limbah Teknik Pengolahan Limbah Politeknik  Perkapalan  Negeri  Surabaya  yang  telah memberikan fasilitas terhadap terlaksananya penelitian.

## Daftar Pustaka
Al  Qodah,  Z.,  &  Shawabkah,  R.  (2009).  Production  and Characterization  of  Granular  Activated  Carbon from  Activated  Sludge. Brazillian  Journal  of Chemical Engineering , 26(1), 1–10.
Azizian,  S.  (2004).  Kinetic  Models  of  Sorption:  A Theoretical  Analysis. Journal  of  Colloid  and Interface Science , 276(1), 47–52.
Calisto,  V.,  Ferreira,  C.I.A.,  Santos,  S.M.,  Gil,  M.V., Otero,  M.,  &  Esteves,  V.I.  (2014).  Production  of Adsorbents by Pyrolysis of Paper Mill Sludge and Application  on  the  Removal  of  Citalopram  from Water. Bioresource Technology , 166, 335–344. Gong,  K.,  Li,  X.,  Liu,  H.,  Cheng,  X,  Sun,  D,  Shao,  Q., Dong,  M.,  Liu,  C.,  Wu,  S.,  Ding,  T.,  Qiu,  B.,  & Guo,  Z.  (2019).  Residue  Metals  and  Instrinsic Moisture  In  Excess  Sludge  Influenced  Pore Formation in the Excess Sludge Derived Activated Carbon. Carbon , 156, 320–328.
Gong, M., Zhu, W., Xu, Z.R, Zhang, H.W., & Yang, H.P. (2014).  Influence  of  Sludge  Properties  on  The Direct  Gasification  of  Dewatered  Sewage  Sludge in  Supercritical  Water. Renewable  Energy ,  66, 605–611.
Guan,  Q.,,  Gao,  K.,  Ning,  P.,  Mia,  R.,  &  He,  L.  (2020). Value-Added Utilization of Paper Sludge: Preparing Activated Carbon for Efficient Adsorption  of  Cr(VI)  and  Further  Hydrogenation of Furfural. Science of the Total Environment , 741, 140265.
Hadi, P., Xu, M., Ning, C., Sze Ki Lin, C., & McKay, G. (2015).  A  Critical  Review  on  Preparation, Characterization and Utilization of Sludge-Derived Activated  Carbons  for  Wastewater  Treatment. Chemical Engineering Journal , 260, 895–906. Ho,  Y.S.  &  Mckay,  G.  (1998).  Kinetic  Models  for  the Sorption of Dye From Aqueous Solution by Wood. Transactions  of  the  Institution  of  Chemical Engineers , 76, 183–191.
Kumar,  A.,  &  Jena,  H.M.  (2015).  High  Surface  Area Microporous  Activated  Carbons  Prepared  From Fox  Nut  (Euryale  Ferox)  Shell  by  Zinc  Chloride Activation. Applied Surface Science , 356, 753-761. Li,  Y.H.,  Chang,  F.M.,  Huang,  B.,  Song,  Y.P.,    Zhao, H.Y.,  &  Wang,  K.J.  (2020).  Activated  Carbon Preparation from Pyrolysis Char of Sewage Sludge
and  Its  Adsorption  Performance  for  Organic Compounds in Sewage. Fuel , 266, 1–11.
Manara,  P.,  &  Zabaniotou,  A.  (2012).  Towards  Sewage Sludge  Based  Biofuels  via  Thermochemical
Conversion–A Review.
Renewable and Sustainable Energy Reviews , 16(5), 2566–2582. Martini,  S.,  Afroze,  S.,  &  Roni,  K.A.  (2020).  Modified Eucalyptus  Bark  as  a  Sorbent  for  Simultaneous Removal of COD, Oil, and Cr(III) From Industrial Wastewater. Alexandria  Engineering  Journal , 59(3), 1637–1648.
Méndez,  A.,  Gascó,  G.,  Freitas,  M.M.A.,  Siebielec,  G., Stuczynski,  T.,  &  Figueiredo,  J.L.  (2005) Preparation  of  carbon-based  adsorbents  from pyrolysis  and  air  activation  of  sewage  sludges, Chemical Engineering Journal , 108, 169–177. Monsalvo,  V.M.,  Mohedano,  A.F.,  &  Rodriguez,  J.J. (2012). Adsorption of 4-Chlorophenol by Inexpensive  Sewage  Sludge-Based  Adsorbents. Chemical  Engineering  Research  and  Design , 90(11), 1807–1814.
Noer,  A.A.,  Awitdrus,  A.,  &  Usman,  M.  (2014). Pembuatan  Karbon  Aktif  dari  Pelepah  Kelapa Sawit  Menggunakan  Aktivator  H 2 O  Sebagai Adsorben. Jurnal  Online  mahasiswa  (JOM) ,  1(2), 42–47.
Ren,  S.  (2004).  Assessing  Wastewater  Toxicity  to Activated Sludge: Recent Research and Developments. Environment  International ,  30(8), 1151–1164.
Rio,  S.,  Coq,  L.Le.,  Faur,  C.,  Lecomte,  D.,  &  Cloirec, P.Le.  (2006).  Preparation  of  Adsorbents  from Sewage Sludge by Steam Activation for Industrial Emission Treatment. Process Safety and Environmental Protection , 84(4), 258-264.
Ros,  A,  Lillo-Rodenas,  M.A,  Fuente,  E.,  Montes-Morán, M.A.,  Martín,  M.J.,  &  Linares-Solano,  A.  (2006). High  Surface  Area  Materials  Prepared  from Sewage  Sludge-Based  Precursors. Chemosphere , 65(1), 132–140.
Salas-Enríquez,  B.G.,  Torres-Huerta,  A.M.,  Dominguez- Crespo,  M.A.,  Diaz-Garcia,  L.,  &    Negrete- Rodigues,  M.L.X.  (2016).  Activated  Carbon Production from the Guadua Amplexifolia Using a Combination of Physical and Chemical Activation. Journal  of  Thermal  Analysis  &  Calorimetry ,  124, 1383–1398.
Sani,  S.  (2011).  Pembuatan  Karbon  Aktif  Dari  Tanah Gambut. Jurnal Teknik Kimia , 5(2), 400–406. Sen, T. K., Afroze, S., & Ang, H.M. (2011). Equilibrium, Kinetics  And  Mechanism  of  Removal  of Methylene  Blue  From  Aqueous  Solution  by Adsorption  Onto  Pine  Cone  Biomass  of Pinus Radiata . Water,  Air,  &  Soil  Pollution, 218,  499– 515.
Shanin,  S.A.,  Mossad,  M.,  &  Fouad,  M.  (2019).
Evaluation  of  Copper  Removal  Efficiency  Using Water  Treatment  Sludge. Water  Science  and Engineering , 12(1), 37–44.
Soleimani,  M.,  &  Kaghazchi,  T.  (2008).  Adsorption  of Gold  Ions  from  Industrial  Wastewater  Using Activated  Carbon  Derived  from  Hard  Shell  of Apricot Stones–An
Agricultural
Waste. Bioresource Technology , 99, 5374–5383.
Song,  Q.,  Zhao,  H.Y.,  Jia,  J.W.,  Zhang,  F.,  Wang,  Z.P., Lv, W., Yang, Li., Zhang, W., Zhang, Yi., & Shu, X.  (2019).  Characterization  of  the  Products Obtained  by  PyRolysis  of  Oil  Sludge  with  Steel Slag in a Continuous Pyrolysis-Magnetic Separation Reactor. Fuel , 255, 1–12.
Tahad,  A.  &    Sanjaya,  A.A.  (2017).  Isoterm  Freundlich, Model  Kinetika  dan  Penentuan  Laju  Reaksi Adsorpsi  Besi  dengan  Arang  Aktif  dari  Ampas Kopi. Jurnal Chemurgy , 1(2), 13–21.
Venugopal  V.,  &  Mohanty,  K.  2011.  Biosorptive  uptake of  Cr  (VI)  from  aqueous  solutions  by  Parthenium Hysterophorus  Weed  :  Equilibrium,  Kinetics,  and Thermodynamic  Studies. Chemical  Engineering Journal , 174(1), 151-158.
Werther,  J.,  &  Ogada,  T.  (1999).  Sewage  Sludge Combustion. Progress  in  Energy  Combustion Science , 25(1), 55–116.
Wu, C., Li, L., Zhou, H., Ai, J., Zhang, H., Tau, J., Wang, D.,  Zhang,  W.  (2021).  Effects  of  Chemical Modification  on  Physicochemical  Properties  and Adsorption  Behavior  of  Sludge-Based  Activated Carbon. Journal  of  Environmental  Sciences ,  100, 340–351.
Yang,  X.,  Liu,  L.,  Tan,  W.,  Qiu,  G.,  &  Liu,  F.  (2018). High-Performance  Cu 2+ Adsorption  of  Birnessite Using Electrochemically Controlled Redox Reactions. Journal  of  Hazardous  Materials ,  345, 107–115.
Yi,  Z.,  Yao,  J.,  Zhu,  M.,  Chen,  H.,  Wang,  F.,  &  Liu,  X. (2016). Kinetics,
Equilibrium, and Thermodynamics  Investigation  on  the  Adsorption of  Lead(II)  by  Coal ‑ Based  Activated  Carbon,
Springerplus , 5, 1–12.
Zare,  H.,  Heydarzade,  H.,  Rahimnejad,  M.,  Tardast,  A., Seyfi,  M.,  &  Peyghambarzadeh,  S.M.  (2015). Dried  Activated  Sludge  As  an  Appropriate Biosorbent  for  Removal  of  Copper  (II)  Ions. Arabian Journal of Chemistry , 8, 858–864.