Abstrak —Air tanah mengandung berbagai mineral, antara lain besi  dan  mangan.  Besi  dan  mangan  yang  berlebihan  dalam  air memerlukan  pengolahan.  Salah  satu  pengolahan  yang  sesuai adalah  adsorpsi.  Serbuk  gergaji  kayu  memiliki  kemampuan sebagai  adsorben  karena  mengandung  selulosa.  Serbuk  gergaji kayu diaktivasi terlebih dahulu dengan variasi pencucian akuades dan  aktivasi  kimia  (HCl-NaOH).  Masing-masing  larutan  Fe  dan Mn  sebanyak  75  ml  dikontakkan  dengan  adsorben  teraktivasi dengan dosis 6 gr/L dalam waktu 15; 30; 45; 60; 75; 90; 105; dan 120  menit.  Diperoleh  kapasitas  adsorpsi  terbesar  Fe  0,179  mg/g dan  Mn  0,095  mg/g  dengan  adsorben  teraktivasi  kimia  pada waktu  15  menit.  Adsorben  dikontakkan  dengan  larutan  Fe konsentrasi  2,6;  2,8;  3,0;  3,2; dan 3,4 mg/L selama 15 menit dan diperoleh  kapasitas  adsorpsi  maksimum  terbesar  0,182  mg/g dengan  rata-rata  efisiensi removal 22,13%  pada  adsorben teraktivasi  kimia.  Adsorben  dikontakkan  dengan  larutan  Mn konsentrasi 5; 6; 7; 8; dan 9 mg/L selama 15 menit dan diperoleh kapasitas  adsorpsi  maksimum  terbesar  1,698  mg/g  dengan  rata- rata  efisiensi removal 98,51%  pada  adsorben  teraktivasi  kimia. Adsorben dengan aktivasi kimia menunjukkan kapasitas adsorpsi terbesar dalam menurunkan kadar Fe dan Mn.
Kata Kunci —Adsorpsi, besi, mangan, serbuk gergaji kayu

## I. PENDAHULUAN
ON  besi  (Fe)  dan  mangan  (Mn)  bervalensi  dua  umumnya terdapat  dalam  air  tanah  secara  bersamaan.  Fe  dan  Mn dalam  air  dapat  menyebabkan  kekeruhan,  korosi,  kesadahan. Fe dan Mn juga menyebabkan warna kekuningan pada cucian dan alat plambing [1]. Teknologi yang umum digunakan untuk menyisihkan  Fe  dan  Mn  meliputi  teknologi  membran, adsorpsi,  pertukaran ion, dan presipitasi. Adsorpsi merupakan salah  satu  proses  pengolahan  air  yang  efektif  dan  sering digunakan untuk menghilangkan logam berat [2].
Serbuk  gergaji  kayu  mengandung  lignin,  selulosa,  dan hemiselulosa  sehingga serbuk gergaji kayu berpotensi sebagai penyerap  ion  logam  [3].  Gugus  OH  pada  selulosa  dan hemiselulosa  menyebabkan  terjadinya  sifat  polar  pada adsorben tersebut. Dengan demikian, selulosa dan hemiselulosa  lebih  kuat  menyerap  zat  yang  bersifat  polar daripada zat yang kurang polar [4]. Salah satu jenis kayu yang mengandung  selulosa  yang  tinggi  yaitu  kayu  kamper  dengan kandungan selulosa sebesar 60% [5].
Berbagai faktor seperti luas permukaan, ukuran pori, jumlah
pori, dan adanya gugus fungsi pada permukaan mempengaruhi kapasitas  adsorpsi  [6].  Hal  ini  menuntun  pada  modifikasi adsorben  sehingga  adsorben  memiliki  sifat  fisik  dan  kimia untuk  meningkatkan  kemampuan  pengambilan  ion  logam  dari larutan.  Aktivasi  bertujuan  untuk  memodifikasi  bagian permukaan adsorben [7]. Aktivasi dapat dilakukan dengan cara fisika,  fisika-kimia,  atau  kimia.  Oleh  karena  itu,  perlu dilakukan  suatu  penelitian  mengenai  proses  adsorpsi  Fe  dan Mn  dengan  adsorben  variasi  pencucian  akuades  dan  aktivasi kimia.  Penelitian  ini  bertujuan  untuk  mengetahui  metode aktivasi  terbaik  untuk  adsorben  serbuk  gergaji  kayu  kamper dalam proses adsorpsi Fe dan Mn dalam air.

## II. METODE PENELITIAN

## A. Penelitian Pendahuluan
Penelitian  pendahuluan  yang  dilakukan  adalah  penentuan ukuran  adsorben.  Penentuan  ukuran  adsorben  dilakukan dengan  menggunakan  analisis  ayakan  untuk  mengetahui gradasi  adsorben  serta menyeragamkan  ukuran adsorben yang digunakan. Adsorben yang digunakan adalah adsorben dengan persentase  berat  tertahan  terbesar  yaitu  adsorben  ukuran  20 mesh.

## B. Pembuatan Larutan Fe dan Mn
Penelitian  menggunakan  larutan  Fe  dan  Mn  buatan ( artificial ).  Konsentrasi  larutan  Fe  yang  digunakan  untuk analisis  sebesar  2,6;  2,8;  3,0;  3,2;  dan  3,4  mg/L.  Konsentrasi larutan  Mn  yang  digunakan  untuk  analisis  sebesar  5,0;  6,0; 7,0; 8,0; dan 9,0 mg/L.

## C. Aktivasi Adsorben
Aktivasi  adsorben  dilakukan  dengan  dua  variasi,  yaitu adsorben  yang  dicuci  dengan  akuades  serta  adsorben  dengan aktivasi  kimia  HCl-NaOH.  Sebagai  variabel  kontrol, digunakan adsorben tanpa aktivasi.
Adsorben  sebanyak  ±  100  gram  dicuci  dengan  akuades menggunakan magnetic  stirrer kecepatan  200  rpm  selama  30 menit.  Adsorben  disaring  dan  dikeringkan  di  dalam  oven dengan suhu 60 o C selama 24 jam hingga kering merata.
Adsorben  untuk  aktivasi  kimia  diambil  sebanyak  ±  100 gram  dan  dicuci  dengan  akuades  menggunakan magnetic

## Penurunan Ion Besi (Fe) dan Mangan (Mn) dalam Air dengan Serbuk Gergaji Kayu Kamper
Istifiarti Mandasari dan Alfan Purnomo
Jurusan Teknik Lingkungan, Fakultas Teknik Sipil dan Perencanaan, Institut Teknologi Sepuluh Nopember (ITS)
Jl. Arief Rahman Hakim, Surabaya 60111 Indonesia e-mail : alfan_purnomo@enviro.its.ac.id
I
stirrer kecepatan  200  rpm  selama  30  menit.  Adsorben selanjutnya  dicuci  dengan  larutan  HCl  1  M  menggunakan magnetic  stirrer kecepatan  200  rpm  selama  30  menit. Adsorben  disaring  dan  dicuci  kembali  beberapa  kali  dengan akuades hingga pH mendekati 7. Adsorben direndam di dalam larutan  NaOH  1  M  selama  24  jam,  dan  disaring  dengan  kain saringan.  Adsorben  selanjutnya  dicuci  beberapa  kali  dengan akuades  hingga  pH  mendekati  7  dan  disaring  dengan  kain saringan  selanjutnya  dikeringkan  di  dalam  oven  dengan  suhu 60 o C selama 24 jam hingga kering merata.

## D. Analisis Waktu Kontak Adsorben
Larutan  Fe  yang  digunakan  dengan  konsentrasi  3,0  mg/L dan  Mn  0,7  mg/L. Penentuan waktu kontak dilakukan dengan mengambil  larutan  Fe  sebanyak  75  ml  dan  dimasukkan  ke dalam  8  erlenmeyer  250  ml  yang  berbeda,  kemudian dikontakkan  dengan  adsorben  dengan  dosis  6  gr/L.  Larutan selanjutnya  diaduk  dengan shaker pada  kecepatan  200  rpm selama 15, 30, 45, 60, 75, 90, 105, dan 120 menit. Perlakuan ini dilakukan dengan masing-masing variasi aktivasi pencucian akuades,  aktivasi  kimia,  maupun  tanpa  aktivasi.  Penentuan waktu  kontak  Mn  dilakukan  dengan  cara  yang  sama menggunakan  larutan  Mn  dengan  konsentrasi  0,7  mg/L. Masing-masing  larutan  selanjutnya  disaring  dan  dianalisis konsentrasi  Fe  dan  Mn  akhir.  Hasil  analisis  konsentrasi  akhir Fe dan Mn digunakan untuk menghitung kapasitas adsorpsi.

## E. Analisis Kapasitas Adsorpsi
Larutan Fe yang digunakan dengan konsentrasi 2,6; 2,8; 3,0; 3,2;  dan  3,4  mg/L.  Masing-masing  larutan  diambil  sebanyak 75  ml  dan  dimasukkan  ke  dalam  Erlenmeyer  250  ml  yang berbeda-beda.  Masing-masing  larutan  dikontakkan  dengan adsorben dengan dosis 6 gr/L menggunakan shaker kecepatan 200  rpm  selama  waktu  kontak  yang  diperoleh  sebelumnya. Perlakuan  ini  dilakukan  dengan  masing-masing  adsorben dengan  pencucian  akuades,  aktivasi  kimia,  maupun  tanpa aktivasi.  penentuan  kapasitas  adsorpsi  Mn  dilakukan  dengan cara  yang  sama  menggunakan  larutan  Mn  dengan  konsentrasi 5,0; 6,0; 7,0; 8,0; dan 9,0 mg/L.

## III. HASIL DAN DISKUSI

## A. Proses Aktivasi Adsorben
Aktivasi  adsorben  bertujuan  untuk  memodifikasi  bagian permukaan  adsorben  sehingga  kapasitas  adsorpsi  dapat meningkat.  Variasi  aktivasi  pertama  yaitu  pencucian  dengan akuades.  Pencucian  adsorben  yang  mengandung  selulosa dengan  akuades  dilakukan  untuk  menghilangkan  komponen- komponen  non  selulosa  yang  menempel  pada  adsorben  [8]. Selanjutnya  adsorben  dikeringkan  dalam  oven  dengan  suhu 60 o C selama 24 jam hingga kering merata. Pemanasan dengan suhu  lebih  dari  105 o C  dapat  mengakibatkan  penyusutan volume,  penutupan  pori-pori  adsorben  dan  dapat  mengurangi kapasitas adsorpsi  adsorben [9].
Aktivasi kimia dilakukan dengan menggunakan larutan HCl dan  larutan  NaOH.  Pencucian  dengan  larutan  asam  bertujuan
untuk  menghilangkan  mineral-mineral  asam  serta  pengotor yang  menempel  pada  adsorben  [10].  Perendaman  adsorben dengan larutan NaOH bertujuan agar terjadi delignifikasi pada adsorben.  Fungsi  delignifikasi  adalah  melarutkan  senyawa- senyawa  seperti  lignin  yang  dapat  menghambat  proses adsorpsi.  Hal  ini  terjadi  karena  keberadaan  llignin  akan menghalangi proses transfer ion ke sisi aktif adsorben. Larutan NaOH  akan  memecah  ikatan  selulosa  dengan  lignin  [11].  Ion OH - dari  NaOH  akan  memutus  ikatan-ikatan  dari  struktur dasar lignin sehingga lignin akan mudah larut.

## B. Analisis Karakteristik Gugus Fungsional Adsorben
Analisis  gugus  fungsional  adsorben  dilakukan  dengan  uji Fourier Transform Infra Red (FTIR). Uji FTIR pada adsorben diperlukan  untuk  mengetahui  gugus  fungsi  yang  terkandung dalam  adsorben.  Uji  FTIR  pada  penelitian  ini  menggunakan Shimadzu  spektrofotometer  dengan  spektrum  infra  merah sedang (angka gelombang 400-4000 cm -1 ).
Uji  FTIR  menunjukkan  keberadaan  gugus  fungsi  dengan merepresentasikan  melalui peak besar  serapan  spektrum  % transmitan  (sumbu  Y)  yang  terbentang  pada  suatu  angka gelombang  (sumbu  X).  Setiap  jenis  gugus  fungsi  memiliki bentang  angka  gelombang  tersendiri.  Penentuan  jenis  gugus fungsi  dapat  ditentukan  dengan  lokasi peak serapan  spektrum %  transmitan  yang  terdapat  pada  suatu  angka  gelombang. Gugus  fungsi  yang  diperlukan  dalam  adsorpsi  logam-logam adalah gugus fungsi hidroksil (-OH).
Hasil  uji  FTIR  pada  adsorben  tanpa  aktivasi  menghasilkan gugus fungsi pada Gambar 1.
Gambar 1. Hasil uji FTIR adsorben tanpa aktivasi
Hasil  uji  FTIR  pada  adsorben  dengan  pencucian  akuades menghasilkan gugus fungsi pada Gambar 2.
Gambar 2. Hasil uji FTIR adsorben dengan pencucian akuades
Hasil  uji  FTIR  pada  adsorben  dengan  aktivasi  kimia menghasilkan gugus fungsi pada Gambar 3.

## Gambar 3. Hasil uji FTIR adsorben aktivasi kimia
Berdasarkan  hasil  uji  FTIR  pada  Gambar  1,  2,  dan  3, diketahui  bahwa  seluruh  adsorben  dengan  variasi  metode aktivasi  masih  memiliki  gugus  hidroksil  (-OH).  Gugus hidroksil  yang  terkandung  dalam  masing-masing  jenis adsorben  menunjukkan  bahwa  setiap  jenis  adsorben  dapat digunakan sebagai adsorben ion logam Fe dan Mn.

## C. Penentuan Waktu Kontak Adsorben
Waktu  kontak  terbaik  merupakan  waktu  ketika  adsorben dikontakkan  dengan  larutan  Fe  atau  Mn  dan  menghasilkan kapasitas  adsorpsi  yang  terbesar.  Penentuan  waktu  optimum adsorben  teraktivasi  dilakukan  dengan  membuat  larutan  Fe konsentrasi 3 mg/L dan Mn konsentrasi 0,7 mg/L.
Hasil  perhitungan  kapasitas  adsorpsi  Fe  dengan  masing- masing variasi adsorben dapat dilihat pada Gambar 4.

## Gambar 4. Grafik kapasitas adsorpsi Fe terhadap waktu kontak
Gambar  4  menunjukkan  kapasitas  adsorpsi  Fe  pada adsorben  dengan  pencucian  akuades  dan  aktivasi  kimia terbesar  terjadi  pada  menit  ke 15, yaitu mencapai 0,149 mg/g (adsorben  pencucian  akuades),  0,179  mg/g  (adsorben  aktivasi kimia),  dan  0,125  mg/g  (adsorben  tanpa  aktivasi).  Setelah menit  ke  15,  diketahui  bahwa  kapasitas  adsorpsi  semakin menurun  hingga  menit  ke  45.  Dalam  medium  air,  ion  logam khususnya untuk kation logam transisi dengan elektronegativitas  yang  relatif  tinggi  cenderung  membentuk kation terhidrat dengan H 2 O, kation-kation tersebut membentuk  ikatan  kovalen  (koordinasi)  dengan  H 2 O  dalam bentuk  ion  kompleks  yang  larut  dalam  air.  Kompleks  H 2 O yang  terbentuk  memiliki  ukuran  yang  cukup  besar  sehingga kemampuan untuk terperangkap dalam adsorben menjadi kecil [12].
Hasil  perhitungan  kapasitas  adsorpsi  Mn  dengan  masing- masing variasi adsorben dapat dilihat pada Gambar 5.

## Gambar 5. Grafik kapasitas adsorpsi Mn terhadap waktu kontak
Gambar  5  menunjukkan  kapasitas  adsorpsi  Mn  terbesar yaitu  pada  menit  ke  15,  sebesar  0,095  mg/g  (adsorben pencucian  akuades);  0,095  mg/g  (adsorben  teraktivasi  kimia); dan 0,099 mg/g (adsorben tanpa aktivasi). Setelah menit ke 15, diketahui bahwa kapasitas adsorpsi mulai menurun. Penurunan kapasitas adsorpsi disebabkan oleh penggunaan alat pengaduk ( shaker )  dengan  kecepatan  yang  tinggi.  Penggunaan  alat pengaduk  dengan  kecepatan  tinggi  dapat  melepas  kembali adsorbat  yang  telah  menempel  pada  permukaan  adsorben. Penggunaan  kecepatan  aduk  di  atas  90  rpm  akan  membuat ikatan  antar  partikel  adsorben  dan  adsorbat  terlepas  [13].  Di samping  itu  terlalu  cepatnya  pengadukan  membuat  adsorben tidak  sempat  membentuk  ikatan  yang  kuat  dengan  partikel logam.

## D. Penentuan Kapasitas Adsorpsi Fe dan Mn
Penentuan kapasitas adsorpsi dilakukan dengan menggunakan waktu kontak terbaik yang diperoleh sebelumnya.  Konsentrasi  larutan  Fe  yang  digunakan  dalam menentukan kapasitas adsorpsi yaitu 2,6; 2,8; 3,0; 3,2; dan 3,4 mg/L. Konsentrasi larutan Mn yang digunakan yaitu 5; 6; 7; 8; dan  9  mg/L.  Hasil  konsentrasi  akhir  larutan  digunakan  untuk menghitung  efisiensi removal dan  kapasitas  adsorpsi  yang selanjutnya dibuat dalam grafik permodelan isoterm Langmuir dan Freundlich.
Hasil  perhitungan  efisiensi removal Fe  dengan  masing- masing variasi adsorben dapat dilihat pada Gambar 6.
Gambar 6.  Efsiensi removal Fe awal
Pada  Gambar  6,  diketahui  bahwa  efisiensi removal pada masing-masing  metode  aktivasi  semakin  menurun  seiring dengan  meningkatnya  konsentrasi  larutan  Fe  awal.  Rata-rata efisiensi removal Fe  pada  adsorben  tanpa  aktivasi  sebesar
12,27%, adsorben dengan pencucian akuades sebesar 18,33%, dan adsorben dengan aktivasi kimia sebesar 22,13%.
Data  hasil  perhitungan  kapasitas  adsorpsi  selanjutnya  dapat digunakan  untuk  menentukan  model  isoterm  adsorpsi  yang sesuai.  Isoterm  adsorpsi  yang  akan  ditentukan  yaitu  isoterm Langmuir  dan  Freundlich.  Isoterm  Langmuir  mengasumsikan bahwa  satu  adsorbat  berikatan  dengan  satu  bagian  pada adsorben dan seluruh bagian permukaan adsorben mempunyai daya tarik yang sama untuk adsorbat dengan persamaan umum:
C Kads C Kads qm q     1 (1)
Apabila ditulis dalam persamaan linier menjadi
qm c Kads qm q 1
1 1 1      
   (2)
Isoterm  Freundlich  mengasumsikan  bahwa  satu  adsorbat berikatan  dengan  satu  bagian  pada  adsorben  namun  setiap bagian  permukaan  memiliki  daya  tarik  yang  berbeda  pada adsorbat yang berbeda, biasa  dengan persamaan:
n C K q / 1   (3)
Apabila ditulis dalam persamaan linier menjadi
C n K q log 1 log
log   (4)
Hasil  permodelan  isoterm  Langmuir  proses  adsorpsi  Fe dengan  masing-masing  variasi  adsorben  dapat  dilihat  pada Gambar 7, 8, dan 9.
Gambar 7. Isoterm Langmuir Fe dengan adsorben tanpa aktivasi
Gambar 8. Isoterm Langmuir Fe dengan adsorben pencucian akuades
Gambar 9. Isoterm Langmuir Fe dengan adsorben aktivasi kimia
Hasil  permodelan  isoterm  Freundlich  proses  adsorpsi  Fe dengan  masing-masing  variasi  adsorben  dapat  dilihat  pada Gambar 10, 11, dan 12.
Gambar 10. Isoterm Freundlich Fe dengan adsorben tanpa aktivasi
Gambar 11. Isoterm Freundlich Fe dengan adsorben pencucian akuades
Gambar 12. Isoterm Freundlich Fe dengan adsorben aktivasi kimia
Jenis  isoterm  adsorpsi  pada  adsorben  teraktivasi  dapat ditentukan  dengan  nilai  R 2 yang  diperoleh.  Nilai  R 2 yang semakin  mendekati  1  menunjukkan  bahwa  proses  adsorpsi dapat  dimodelkan  dengan  isoterm  adsorpsi  Fe.  Berdasarkan Gambar  7  hingga  12,  pendekatan  isoterm  adsorpsi  Langmuir dan Freundlich pada adsorben tanpa aktivasi memiliki nilai R 2 sebesar  0,917  dan  0,926.  Pendekatan  isoterm  adsorpsi Langmuir  dan  Freundlich  pada  adsorben  dengan  pencucian akuades  memiliki  nilai  R 2 sebesar  0,874  dan  0,884. Pendekatan  isoterm  adsorpsi  pada  adsorben  dengan  aktivasi
kimia memiliki nilai R 2 sebesar 0,948 dan 0,954. Berdasarkan hasil  tersebut,  dapat  diketahui  bahwa  nilai  R 2 pada  masing- masing  adsorben  teraktivasi  memiliki  nilai  yang  mendekati  1 dengan  model  isoterm  Freundlich.  Model  adsorpsi  Fe  dengan isoterm  Freundlich  menghasilkan  konstanta  persamaan Freundlich yang terdapat pada Tabel 1.
Tabel 1. Konstanta isoterm Freundlich pada adsorpsi Fe
Metode Aktivasi Isoterm Freundlich K F n Tanpa Aktivasi 0,035 1,678 Pencucian Akuades 0,060 2,058 Aktivasi Kimia 0,081 2,591
Berdasarkan  data  tersebut  dapat  diketahui  bahwa  adsorben dengan  aktivasi  kimia  memiliki  kapasitas  adsorpsi  maksimum terbesar  yaitu  0,182  mgFe/g  adsorben.  Selanjutnya  yaitu adsorben dengan pencucian akuades dengan kapasitas adsorpsi maksimum  sebesar  0,177  mgFe/g  adsorben.  Adsorben  tanpa aktivasi  memiliki  nilaki  kapasitas  adsorpsi  maksimum  yang terkecil,  yaitu  sebesar  0,151  mgFe/g  adsorben.  Adsorben dengan aktivasi kimia juga memiliki efisiensi removal rata-rata terbesar  yaitu  22,13%,  sedangkan  efisiensi removal adsorben dengan  pencucian  akuades  dan  tanpa  aktivasi  masing-masing sebesar 18,33% dan 12,27%. Sehingga dapat diketahui bahwa adsorben dengan aktivasi kimia memiliki kemampuan adsorpsi Fe yang paling besar.
Hasil  perhitungan  efisiensi removal Mn  dengan  masing- masing variasi adsorben dapat dilihat pada Gambar 13.
Gambar 13.  Efsiensi removal Mn awal
Pada  Gambar  13,  diketahui  bahwa  efisiensi removal pada masing-masing  metode  aktivasi  semakin  menurun  seiring dengan  meningkatnya  konsentrasi  larutan  Mn  awal.  Rata-rata efisiensi removal Mn  pada  masing-masing  variasi  aktivasi adsorben  yaitu  68,70%  pada  adsorben  tanpa  aktivasi, 77,20% pada  adsorben  dengan  pencucian  akuades,  dan  98,51%  pada adsorben  dengan  aktivasi  kimia.  Berdasarkan  hal  tersebut, diketahui  bahwa  adsorben  dengan  aktivasi  kimia  memiliki efisiensi removal Mn  yang  paling  tinggi,  dan  adsorben  tanpa aktivasi memiliki efisiensi removal Mn terendah.
Data  hasil  perhitungan  kapasitas  adsorpsi  selanjutnya  dapat digunakan  untuk  menentukan  model  isoterm  adsorpsi  yang sesuai. Isoterm adsorpsi yang akan ditentukan hanya sebanyak 2  jenis  model  isoterm  adsorpsi  yaitu  isoterm  Langmuir  dan Freundlich.
Hasil  permodelan  isoterm  Langmuir  proses  adsorpsi  Mn
dengan  masing-masing  variasi  adsorben  dapat  dilihat  pada Gambar 14, 15, dan 16.
Gambar 14. Isoterm Langmuir Mn dengan adsorben tanpa aktivasi
Gambar 15. Isoterm Langmuir Mn dengan adsorben pencucian akuades
Gambar 16. Isoterm Langmuir Mn dengan adsorben aktivasi kimia
Hasil  permodelan  isoterm  Freundlich  proses  adsorpsi  Mn dengan  masing-masing  variasi  adsorben  dapat  dilihat  pada Gambar 17, 18, dan 19.
Gambar 17. Isoterm Freundlich Mn dengan adsorben tanpa aktivasi
Gambar 18. Isoterm Freundlich Mn dengan adsorben pencucian akuades

## Gambar 19. Isoterm Freundlich Mn dengan adsorben aktivasi kimia
Jenis  isoterm  adsorpsi  pada  adsorben  teraktivasi  dapat ditentukan  dengan  nilai  R 2 yang  diperoleh.  Nilai  R 2 yang semakin  mendekati  1  menunjukkan  bahwa  proses  adsorpsi dapat  dimidelkan  dengan  isoterm  adsorpsi  Mn.  Berdasarkan Gambar 14 hingga 19, pendekatan isoterm adsorpsi Langmuir dan Freundlich pada adsorben tanpa aktivasi memiliki nilai R 2 sebesar  0,838  dan  0,635.  Pendekatan  isoterm  adsorpsi Langmuir  dan  Freundlich  pada  adsorben  dengan  pencucian akuades  memiliki  nilai  R 2 sebesar  0,983  dan  0,946. Pendekatan  isoterm  adsorpsi  pada  adsorben  dengan  aktivasi kimia  memiliki  nilai  R 2 sebesar  0,883  dan  0,920.  Berdasarkan hasil  tersebut,  dapat  diketahui  bahwa  nilai  R 2 pada  masing- masing  adsorben  teraktivasi  memiliki  nilai  yang  mendekati  1, sehingga  dapat  dimodelkan  dengan  isoterm  adsorpsi Langmuir.  Model  adsorpsi  Mn  dengan  isoterm  Langmuir menghasilkan  konstanta  persamaan  Freundlich  yang  terdapat pada Tabel 2.
Tabel 2. Konstanta isoterm Langmuir pada adsorpsi Mn Metode Aktivasi Isoterm Langmuir q m K L Tanpa Aktivasi 1,395 0,894 Pencucian Akuades 1,618 1,155 Aktivasi Kimia 1,698 53,545
Berdasarkan  data  tersebut  dapat  diketahui  bahwa  adsorben dengan  aktivasi  kimia  memiliki  kapasitas  adsorpsi  maksimum terbesar  yaitu  1,698  mgMn/g  adsorben.  Selanjutnya  yaitu adsorben dengan pencucian akuades dengan kapasitas adsorpsi maksimum  sebesar  1,618  mgMn/g  adsorben.  Adsorben  tanpa aktivasi  memiliki  nilaki  kapasitas  adsorpsi  maksimum  yang terkecil,  yaitu  sebesar  1,395  mgMn/g  adsorben.  Adsorben dengan aktivasi kimia juga memiliki efisiensi removal rata-rata terbesar  yaitu  98,51%,  sedangkan  efisiensi removal adsorben dengan  pencucian  akuades  dan  tanpa  aktivasi  masing-masing
sebesar 77,20% dan 68,70%. Sehingga dapat diketahui bahwa adsorben dengan aktivasi kimia memiliki kemampuan adsorpsi Mn yang paling besar.

## IV. KESIMPULAN/RINGKASAN
Metode  aktivasi  kimia  HCl-NaOH  pada  adsorben  serbuk gergaji kayu kamper menghasilkan kapasitas adsorpsi terbesar yaitu  0,182  mgFe/g  dan  1,698  mgMn/g  dengan  rata-rata efisiensi removal terbesar yaitu 22,13% untuk Fe dan 98,51% untuk Mn. Dalam pengembangannya, adsorben serbuk gergaji kayu  dapat  digunakan  dengan  metode  kontinu  menggunakan kolom adsorpsi.
UCAPAN TERIMA KASIH
Penulis  I.M.  mengucapkan  terima  kasih  kepada  Direktorat Pendidikan  Tinggi,  Departemen  Pendidikan  dan  Kebudayaan Republik Indonesia yang telah memberikan dukungan finansial melalui Beasiswa PPA tahun 2014-2015.

## DAFTAR PUSTAKA
[1] P. Roccaro, C. Barone, and F. Vagliasindi, “Removal Manganese from Water  Supplies  Intended  for  Human  Consumption:  A  Case  Study,” Desalination, Vol. 210 No. 1-3 (2007) 205-2014.
[2] C.  Kan,  M.  Aganon,  C.  Futalan,  and  M.  Dalida,  “Adsorption  of  Mn 2+ from Aqueous Solution Using Fe and Mn Oxide-coated Sand,” Journal of Environmental Sciences, Vol. 25, No. 7 (2013) 1483-1491.
[3] A. Shukla, Y. Zhang, P. Dubey, J. Margrave, and S. Shukla, “The Role of  Sawdust  in  The  Removal  of  Unwanted  Materials  from  Water,” Journal of Hazardous Materials, Vol. 95, No. 1-2 (2002) 137-152.
[4] I.  N.  Sukarta,  “Adsorpsi  Ion  Cr 3+ oleh  Serbuk  Gergaji  Kayu  Albizia (Albizia  Falcata):  Studi  Pengembangan  Bahan  Alternatif  Penjerap Limbah  Logam  Berat,” Tesis ,  Program  Studi  Kimia  (2008)  Sekolah Pascasarjana Institut Pertanian Bogor.
[5] Pusat  Penelitian  dan  Pengembangan  Hasil  Hutan  (P3HH),  “Petunjuk Praktis Sifat-sifat Dasar Jenis Kayu Indonesia,” Indonesia Sawmill and Woodworking Association (2008).
[6] M.  Grassi,  G.  Kyakioglu,  V.  Belgiorno,  and  G.  Lofrano.  “Removal  of Emerging  Contaminants  from  Water  and  Wastewater  by  Adsorption Process,” Emerging Compounds Removal from Wastewater (2012).
[7] R.  Gautam,  A.  Mudhoo,  G.  Lofrano,  and  M.  Chattopadhyaya, “Biomass-derived Biosorbents for Metal Ions Sequestration: Adsorbent Modification  and  Activation  Methods  and  Adsorben  Regeneration”
Journal of Chemical Engineering, Vol. 2, No. 1 (2014) 239-259.
[8] U.  Sulistyana,  “Studi  Pendahuluan  Adsorpsi  Kation  Ca  dan  Mg (Penyebab Kesadahan) Menggunakan Selulosa Bakterial Nata De Coco dengan  Metode  Batch,” Prosiding  Skripsi  Semester  Genap  Jurusan Kimia FMIPA ITS Surabaya (2010).
[9] J. Cavalcante, S. Rocha, and M. Luzio, “Change in Structure of Marine Algae Sargassum sp. during Drying” Brazil: 4 th Mercusor Congress on Process Systems Engineering (2005).
[10] M.  Sepehr,  M.  Zarrabi,  H.  Kazemian,  A.  Amrane,  K.  Yaghmaian,  and H.  Ghaffari,  “Removal  of  Hardness  Agents,  Calcium  and  Magnesium, by  Natural  and  Alkaline  Modified Pumice Stones in Single and  Binary Systems,” Applied Surface Sciences, Vol. 274 (2013) 295-305.
[11] I. Safrianti, N. Wahyuni, dan T. A. Zaharah, “Adsorpsi Timbal (II) oleh Selulosa Jerami Padi Teraktivasi Asam Nitrat; Pengaruh pH dan Waktu Kontak,” JKK, Vol. 1, No. 1 (2012) 1-7.
[12] R.  Andreas,  Narsito,  dan  S.  Noegrohati,  “Karakteristik  Adsorpsi Tembaga (II) pada Humin dalam Medium Air Tawar,” Jurnal Molekul, Vol. 1 (2006) 1-9.
[13] I.  Syauqiah,  M.  Amalia,  dan  H.  Kartini,  “Analisis  Variasi  Waktu  dan Kecepatan  Pengaduk  pada  Proses  Adsorpsi  Limbah  Logam  Berat dengan Arang Aktif,” Jurnal Info Teknik, Vol. 12, No. 1 (2011) 11-20.