## PENYISIHAN MERKURI (Hg) DARI AIR HASIL PENCUCIAN TANAH MENGGUNAKAN ADSORBEN GAC TERIMPREGNASI Fe DAN Ce

## ALLOWANCE FOR MERCURY (Hg) FROM GROUNDWATER WASH ING USING GAC IMPREGNATED ADSORBENT Fe AND Ce
Rizki Rilda Aulia 1 dan Agus Jatnika Effendi 2
Program Magister Teknik Lingkungan Fakultas Teknik Sipil dan Lingkungan, Institut Teknologi Bandung Jl. Ganesha No. 10 Bandung 40132 Email: 1 auliarizkirilda@gmail.com dan 2 jatnika@indo.net.id
Abstrak . Merkuri banyak digunakan secara bebas dalam proses amalgamisasi pada pertambangan emas skala kecil  (PESK),  salah  satunya  di  Kabupaten  Lebak,  Banten.  Merkuri  dapat  mengalami  transformasi  sehingga dapat meningkatkan mobilitas dan sifat racunnya. Hal ini menjadi perhatian karena dapat menjadi potensi polusi pada  permukaan  tanah, air  tanah,  penyerapan  oleh tumbuhan  serta  bioakumulasi  pada rantai  makanan.  Pada penelitian  pendahuluan  dilakukan  proses  remediasi  merkuri  pada  tanah  dengan  metode soil  washing menggunakan  pelarut  KI.  Namun  pada  pengolahan  menggunakan  metode soil  washing, air  hasil  pencucian membutuhkan  pengolahan  lebih  lanjut  sebelum  akhirnya  dibuang  karena  memiliki  konsentrasi  merkuri melebihi  baku  mutu  (1-3  ppm)  sehingga  perlu  dilakukan  pengolahan  lanjutan  yakni  adsorpsi  menggunakan adsorben  GAC  terimpregnasi  Fe  dan  Ce  dengan  sistem batch .  Berdasarkan  PP  No  101 Tahun 2014  tentang pengolahan  limbah  B3,  baku  mutu  merkuri  pada  TCLP  A  0,3  ppm  dan  TCLP  B  0,05  ppm.  Percobaan menunjukan bahwa sistem batch memiliki nilai kapasitas adsorpsi terbaik pada jenis adsorben GAC-Ce sebesar 0,087  mg/g  dan  konsentrasi  merkuri  mengalami  penurunan  hingga  mencapai  0,443  ppm.  Proses  adsorpsi merkuri  menggunakan  GAC,  GAC-Fe  dan  GAC-Ce  lebih  cocok  dimodelkan  dengan  model  isotherm Freundlich.  Proses  adsorpsi  merkuri  menggunakan  GAC  dan  GAC-Fe  mengikuti  kinetika  orde  kedua  semu sedangkan GAC-Ce mengikuti kinetika orde dua.
Kata kunci : adsorpsi, GAC, merkuri, impregnasi, air soil washing, batch.
Abstract. Mercury is widely used freely in the process of amalgamization in small scale gold mining (ASGM), one  of  which  is  in  Lebak  Regency,  Banten.  Mercury  can  undergo  transformation  so  that  it  can  increase  its mobility and toxicity. This is a concern because it can be a potential pollution on the ground surface, ground water, absorption by plants and bioaccumulation in the food chain. In a preliminary study carried out the process of  remediation  of  mercury  in  the  soil  with  the  method  of  soil  washing  using  KI  solvent.  However,  in  the processing  using  the  soil  washing  method,  the  washing  water  needs  further  treatment  before  finally  being discharged  because  it  has  mercury  concentrations  exceeding  the  quality  standard  (1-3  ppm)  so  that  further processing  needs  to  be  done  ie  adsorption  using  GAC  adsorbent  impregnated  with  Fe  and  Ce  with  a  batch system. Based on PP No. 101 of 2014 concerning B3 waste treatment, the mercury quality standard at TCLP A is 0.3 ppm and TCLP B is 0.05 ppm. Experiments show that the batch system has the best value of adsorption capacity in the type of GAC-Ce adsorbent of 0.087 mg / g and the concentration of mercury has decreased to reach 0.443 ppm. The mercury adsorption process using GAC, GAC-Fe and GAC-Ce is more suitable to be modeled  with  the  Freundlich  isotherm  model.  The  mercury  adsorption  process  uses  GAC  and  GAC-Fe following pseudo second-order kinetics while GAC-Ce follows second-order kinetics.
Keywords: adsorption, GAC, mercury, impregnation, air soil washing, batch.

## PENDAHULUAN
Indonesia merupakan negara dengan sumber daya alam yang melimpah. Salah satu sumberdaya alam Indonesia yakni emas yang tersebar di berbagai wilayah di Indonesia baik dengan skala besar seperti Tambang Gasbeg (Freeport) di Papua maupun penambangan emas skala kecil (PESK) seperti di Lebak, Banten. PESK banyak menggunakan merkuri atau air raksa (Hg) dalam proses penambangan emas yang penggunaanya tidak diawasi dan dilakukan secara  bebas.  Merkuri  digunakan  untuk  mengekstraksi  emas  dalam  PESK,  khususnya  di Indonesia, sudah menunjukkan indikasi membahayakan dan bisa dikatakan sebagai bencana lingkungan (C. Aspinall, 2001).
Berdasarkan UNEP, Indonesia merupakan negara terbesar ketiga di dunia yang sudah mengalami  polusi  Hg  setelah  Cina  dan  Pillipina.  Merkuri  merupakan  logam  berat  yang bersifat unik karena tidak dapat mengalami degradasi baik secara biologis maupun kimiawi sehingga  dampaknya  bisa  berlangsung  sangat  lama.  Berdasarkan  Yani  (2013)  mengenai keracunan akibat limbah pengolahan emas di Banten, 8 warga Kabupaten Lebak mengalami keracunan  akibat  minum  air  yang  tercemar  oleh  limbah  hasil  pertambangan  emas.  Warga mengeluhkan  kontaminasi  limbah  pada  air  sumur  dan  air  Sungai  Cimadur  padahal  kedua tempat itu adalah sumber air minum bagi warga (Yani, 2013).
Oleh karena itu, perlu dilakukan pengolahan untuk menyisihkan kandungan merkuri di  lingkungan sekitar kegiatan  PESK. Penelitian  ini  merupakan proses lanjutan penyisihan merkuri  yang telah  melalui proses soil washing menggunakan  larutan Kalium Iodida (KI). Soil washing adalah proses penggabungan fisika dan kimia untuk menyisihkan logam berat yang  terkontaminasi  pada  tanah  dengan  cara  pencucian  tanah  secara  ex-situ  dengan menggunakan pelarut tertentu (Liu, et al, 2018). Larutan pencuci yang digunakan pada proses ini adalah larutan asam, chelating agents , elektrolit, oxidizing agents , dan surfaktan (Khalid, et al, 2017). Karena proses soil washing bukan merupakan teknologi destroy atau imobilisasi, maka  hasil  tanah  olahan  harus  dibuang  dengan  hati-hati  dan  air  hasil  pencucian membutuhkan pengolahan lebih lanjut sebelum pembuangan akhir.
Air hasil pencucian tanah pada umumnya masih memiliki konsentrasi merkuri yang tinggi  dan  berada  diatas  baku  mutu  yang  telah  di  tentukan  sebelum  akhirnya  di  buang  ke lingkungan, sehingga air hasil pencucian ini perlu dilakukan pengolahan lanjutan (Karthika,
N, 2016). Pada penelitian ini air hasil pencucian tanah diolah menggunakan metode adsorpsi dengan  menggunakan  GAC  ( Granular  Activated  Carbon) terimpregnasi.  Beberapa penelitian terkait penggunaan karbon aktif dalam penyisihan merkuri antara lain penelitian yang dilakukan oleh Calvin (2018) yakni studi adsorpsi merkuri menggunakan karbon aktif berbahan baku kulit durian yang diaplikasikan pada limbah pertambangan emas rakyat dari Kab.  Mandailing  Natal.  Dengan  menggunakan  variasi  waktu  dan  massa  adsorben  karbon aktif  (yang  diaktivasi  dengan  KOH)  dapat  mengadsorpsi  Hg  hingga  99,979%  dengan konsentrasi  awal  Hg  sebesar  9,129  ppm,  waktu  selama  150  menit  dan  massa  karbon  aktif sebesar  9gram  serta  konsentrasi  Hg  setelah  adsorpsi  sebesar  0,0019  ppm  (Calvin,  2018). Jatmiko  (2013)  pemanfaatan  karbon  aktif  dari  limbah  tempurung  kemiri  untuk  adsorpsi limbah merkuri-Hg(II).
Dengan  menggunakan  variasi  massaadsorben  dan  pH  maka  diperoleh  penyisihan sebesar 89% pada pH 4 dan  massa adsorben 5gram sebesar 143,074 ppm dari konsentrasi merkuri awal sebesar 160 ppm (Jatniko dan Hadi, Tri, 2013).
Penelitian  ini  dilakukan  dalam  beberapa  variasi  yakni  variasi  jenis  adsorben Granular Activated  Carbon (GAC,  GAC  terimpregnasi  Fe  dan  Ce),  pH,  dosis  adsorben  dan  waktu kontak. Tujuan dalam penelitian ini yakni untuk mengetahui optimalisasi penyisihan merkuri dan kapasitas adsorpsi merkuri dari air hasil pencucian tanah.

## METODOLOGI
Penelitian dilakukan di Lab Kualitas Air Institut Teknologi Bandung dalam periode waktu 6 bulan dan dilakukan dua kali pengulangan atau replikasi dalam pelaksanaanya.

## Persiapan Air Hasil Pencucian Tanah
Pencucian  tanah  dilakukan  menggunakan  larutan  KI  0,2  M  dengan  perbandingan sebesar 1:15 (1gram tanah dan 15 ml pelarut KI) pada pH 2 menggunakan jar test dengan kecepatan  100  rpm  selama  3  jam,  hal  ini  mengacu  pada  penelitian  sebelumnya  yang dilakukan  Riyandini,  2019.  Air  hasil  pencucian  tanah  dipisahkan  dengan  cara  sedimentasi dan dianalisis konsentrasi merkuri awal pada air hasil pencucian tanah menggunakan AAS (Rivandini, V dan Jatnika, E, 2019).

## Impregnasi Adsorben
Impregnasi  mengacu  pada  Raychoudhury,  2015  menggunakan  metode  hidrolisis. Sebanyak  250  mL  larutan  logam  yang  akan  di  impregnasi  (FeCl 3 dan  Ce(NO 3 )3.6H 2 O) dengan konsentrasi 0,03 M dicampurkan dengan 10 gram padatan GAC yang kemudian di aduk  selama  1  jam  pada  kecepatan  30  rpm.  Campuran  didiamkan  selama  24  jam  dan kemudian  dipisahkan  antara  larutan  dan  residu  yang  dihasilkan.  Residu  kemudian  di keringkan pada suhu 110 O C selama 24 jam. Residu kemudian didinginkan pada suhu ruang dan  dicuci  beberapa  kali  menggunakan deionization  water dan  kemudian  dikeringkan kembali  untuk  menghilangan  larutan  pencuci  yang  tersisa  dan  menguapkan  bahan-bahan pengotor (Raychoudhury, et al, 2015).

## Karakteriasi Air Hasil Pencucian Tanah
Penentuan  ion-ion  logam  dan  senyawa  lain  didalam  air  sebagai  kompetitor  dalam penyerapan  logam  merkuri.  Kompetitor  logam  Fe,  Al  dan  Mn  dianalisis  mengguanakan AAS, logam Ca dan Mg dianalisis mengguanakan metode kesadahan, nitrogen (nitrat, nitrit dan  ammonium)  dilakukan  masing-masing  dengan  menggunakan  metode  Nessler- Spektrofotometri,  metode  reaksi  Diazotasi-  Spektrofotometri  dan  metode  Brucin- Spektrofotometri. Anion Cl dilakukan menggunakan metode Mohr dengan mentitrasi larutan sampel  dengan  larutan  AgNO 3 .  Kompetitor  SO 4 dianalisis  menggunakan  metode Turbidimetri dengan cara menambahkan air sampel dengan BaCl 2 . Kompetitor PO 4 dalam air limbah ditentukan dalam bentuk total Phospat.

## Percobaan Adsorpsi Sistem Batch
Variasi yang ditentukan dalam proses ini adalah pH, dosis adsorben dan waktu kontak pada jenis adsorben yang berbeda. Percobaan dilakukan dalam reaktor 500 ml. Pengadukan dilakukan selama 2 jam. Adsorben yang terbawa pada saat pengambilan sampel diasumsikan tidak  mempengaruhi perhitungan. Penentuan konsentrasi  merkuri di dalam sampel di ukur menggunaan  AAS.  Sebanyak  10  gram  adsorben  GAC  dimasukan  kedalam  reaktor  dan ditambahkan  500  ml  air  limbah  hasil  pencucian  tanah  terkontaminasi  merkuri,  dilakukan
variasi pH yakni pada pH 4, 6 dan 8. Selanjutnya sampel diaduk dengan kecepatan 100 rpm selama 2 jam. Sampel diambil per skala waktu yaitu 0, 5, 10, 15, 20, 30, 45, 60, 90 dan 120 menit. Kemudian  sampel disentrifuge dengan kecepatan 1000 rpm selama 15  menit untuk memisahkan  partikel  adsorben  yang  ikut  pada  saat  pengambilan  sampel  dan  larutanya. Kemudian  sampel  di  saring  menggunakan  pompa  vakum.  Sampel  kemudian  di  destruksi sebelum  ditentukan  konsentrasi  merkuri  nya  menggunakan  AAS.  Prosedur  destruksi mengikuti Metode EPA 7471B. Setalah dilakukan variasi pH  maka dilakukan pula variasi jenis adsorben yakni GAC-Fe dan GAC-Ce serta variasi dosis adsorben sebesar 10, 20 dan 30 gram.

## Analisis Data
Analisis data dilakukan untuk mengetahui proses adsorpsi sistem batch sebagai post treatment dalam  penyisihan  merkuri  dari  air  hasil  pencucian  tanah,  optimasi  pH,  dosis adsorben,  waktu  kontak  dan  jenis  adsorben  yang  digunakan  terhadap  optimasi  penyisihan dan  kapasitas  adsorpsi  merkuri.  Data  yang  diperoleh  dari  hasil  analisis  laboratorium kemudian  diolah  dan  ditabulasi.  Selain  itu,  studi  lainya  juga  dibahas  lebih  lanjut  dalam penelitian  ini  seperti  kapasitas  adsorpsi,  isotherm  yang  dianalisis  menggunakan  model Langmuir dan Freundlich. Penentuan kinetika reaksi dengan penentuan orde reaksi 1, orde reaksi  2  orde  reaksi  1  semu,  dan  orde  reaksi  2  semu  dan  menentukan  nilai  koefisien determinasi dalam menentukan orde reaksi.

## HASIL DAN PEMBAHASAN

## Pencucian tanah terkontaminasi merkuri
Dalam  melakukan  pencucian  tanah  terkontaminasi  untuk  menghasilkan  limbah  air pencucian yang akan diolah selanjutnya, perlu diperhatikan kandungan yang berada didalam tanah. Teknik pencucian tanah ( soil washing) akan lebih sulit dilakukan jika tanah yang akan diolah mengandung fined-grained ( clay) yang tinggi (Claire, 2007). Hal tersebut dikarenakan kontaminan  akan  lebih  banyak  berikatan  dengan  partikel  yang  lebih  kecil  yaitu clay , selanjutnya partikel-partikel kecil tersebut akan berikatan dengan partikel yang lebih besar yaitu coarse-grained ( sand dan gravel ). Luas permukaan spesifik clay yang lebih besar akan
memungkinkan  jumlah  kontaminan  yang  teradsorpsi  di  permukaan  partikel  tanah  tersebut juga akan lebih banyak dari sand dan gravel.
Tanah kemudian dilakukan pencucian dengan rasio solid :  liquid (1 :  15) selama 3 jam menggunakan pelarut KI dengan konsentrasi 0,2 M. Konsentrasi merkuri pada air hasil pencucian masih berada diatas baku mutu yakni sekitar  1-3 ppm, sehingga perlu dilakukan pengolahan  lanjutan sebelum dibuang ke  lingkungan. Sedangkan kandungan  merkuri pada tanah  adalah  sebesar  136,9  ppm.  Sistem  pengadukan  pada  proses soil  washing dapat membantu  dalam  pendistribusian  butiran  tanah  ke  larutan  pencuci  sehingga  terjadi  kontak antara fase padat dan cair. KI merupakan agen pengkhelat yang digunakan sebagai larutan pencuci yang membentuk kompleks logam lebih kuat daripada interaksi logam dengan tanah. Senyawa  I - pada  KI  digunakan  sebagai  ligan  yang  akan  berikatan  dengan  logam  merkuri dalam  tanah.  Secara  umum  mekanisme  reaksi  KI  sebagai  agen  pengkelat  logam  merkuri dapat diekspresikan dengan persamaan berikut: (Rivandini, V dan Jatnika, E, 2019).
Hg-X 2(s) +2K + +4I - 2KX + HgI 4 - (1)

## Adsorben
Adsorben Granular  Activated  Carbon (GAC)  diimpregnasi  dengan  tujuan  untuk mengisi pori-pori penyangga yakni GAC dengan larutan logam aktif melalui adsorpsi logam, yaitu dengan merendam GAC dalam larutan yang mengandung logam aktif.

## Tabel 1. BET adsorben
Adsorben
Luas  Permukaan  BET (m 2 /g) Total Volume Pori (cc/g) Radius  Pori  Rata- rata (Å) GAC 68,289 0,0662 19,39 GAC-Fe 110,89 0,1078 19,44 GAC-Ce 172,35 0,1531 17,76
Pada Tabel 1 analisis menggunakan BET dapat terlihat bahwa luas permukaan GAC terimpregnasi  Ce  memiliki  luas permukaan sebesar 172,35 m 2 /g  yang  memiliki nilai  lebih besar  dibandingkan  dengan  GAC  saja  dan  GAC  terimpregnasi  Fe.  Pada  Tabel  2  GAC
sebelum di impregnasi dengan logam Fe sudah terdapat Fe didalamnya beserta unsur yang lain sedangkan pada GAC terimpregnasi Ce memiliki keberadaan unsur yang sama dengan GAC  namun  memiliki  tambahan  keberadaan  unsur  Ce  akibat  adanya  impregnasi  GAC menggunakan  Ce.  Keberadaan  Ce  dan  Fe  menunjukan  bahwa  proses  impregnasi  memang terjadi.
Tabel 2. % Massa unsur dalam GAC dan GAC terimpregnasi Ce dan Fe
Unsur % Massa pada GAC % Massa pada GAC-Ce % Massa pada GAC-Fe C 55,21 56,46 65,75 O 32,97 31,8 28,11 Al 2,63 2,23 0,54 Si 4,13 3,86 0,79 K 1,74 0,29 0,44 Ca 0,54 0,3 - Fe 2,29 1,73 4,34 Ce - 3,33 - Mg 0,5 - - Total 100 100 100

## Karakterisasi awal air hasil pencucian tanah
Air olahan  yang  menggunakan  sampel  limbah asli tidak buatan (artificial)  memiliki beragam kompetitor didalamnya, lain halnya jika menggunakan limbah artificial yang tidak memiliki kompetitor lain selain zat yang akan diolah dan akan memiliki efektifitas penyisihan yang lebih baik. Karakterisasi air hasil pencucian tanah dapat dilihat pada Tabel 3.
Tabel 3. Karakterisasi air hasil pencucian tanah
Parameter Hasil Analisa Satuan COD 6268,5 mg/l DHL 19,03 mS/cm Fe 0,677 ppm Mn 0,403 ppm Ca 164,15 mg/l CaCO 3 Mg 9,415 mg/l CaCO 3
Parameter Hasil Analisa Satuan Al <0,5 ppm NH 4 <0,33 mg/l Cl 0,379 mg/l SO 4 67,559 mg/l NO 2 0,057 ppm NO 3 3,538 ppm PO 4 0,336 ppm
Selain  merkuri, didalam tanah  yang terkontaminasi terdapat  berbagai  macam unsur hara baik yang bersifat organik dan anorganik yang dapat mengalami distribusi ke air olahan selama proses pencucian tanah. Hal ini dapat mengganggu selektivitas adsorben GAC untuk mengadsorpsi merkuri.

## 3.4 Percobaan adsorpsi sistem batch

## Optimasi pH
Nilai  optimasi  pH  terhadap  nilai  kapasitas  adsorpsi  merkuri  dapat  dilihat  pada  Gambar  1 berikut ini:
(a) 0,000 0,010 0,020 0,030 0,040 0,050 0,060 0,070 0,080 0,090 0,100 4 6 8 K apa si ta s A ds o rps i (m g/ g) pH GAC GAC-Fe GAC-Ce
(b)
Gambar 1. (a) Optimasi nilai variasi pH terhadap kapasitas adsorpsi merkuri (b) Penurunan konsentrasi merkuri pada adsorben GAC dan GAC-Fe pH 8 dan GAC-Ce pH 6 serta kontrol pada pH 6.
pH  dapat  mempengaruhi  larutan  kimia  dari  logam  dan  keadaan  ionisasi  gugus fungsional yang ada pada permukaan sorben. Dari gambar 1, dapat diketahui bahwa nilai pH optimum  untuk  adsorpsi  khelat  logam  merkuri  dengan  jenis  adsorben  yang  berbeda  yakni GAC, GAC-Fe dan GAC-Ce memiliki nilai pH optimum yang berbeda pula. Pada adsorben GAC  tanpa  impregnasi  memiliki  pH  optimum  8  yakni  memiliki  nilai  kapasitas  adsorpsi sebesar 0,048 mg/g. Pada GAC-Fe memiliki pH optimum 8 dengan nilai kapasitas adsorpsi sebesar  0,054  mg/g,  sedangkan  untuk  GAC-Ce  memiliki  pH  optimum  6  dengan  nilai kapasitas adsorpsi sebesar 0,087 mg/g.
Pada adsorben GAC memiliki nilai konsentrasi merkuri awal sebesar 3,255 ppm dan memiliki penurunan yang optimum pada menit ke 20 dengan konsentrasi sebesar 2,283 ppm. Pada  adsorben  GAC-Fe  memiliki  konsentrasi  awal  merkuri  sebesar  3,354  ppm  dan mengalami penurunan konsentrasi pada menit ke 20 dengan konsentrasi sebesar 2,269 ppm, sedangkan  pada  adsorben  GAC-Ce  memiliki  konsentrasi  awal  sebesar  2,204  ppm  dan mengalami penurunan yang sangat baik pada menit ke 120 dan mencapai konsentrasi sebesar 0,443  ppm.  Sebagai  kontrol  dilakukan  penyisihan  merkuri  pada  air  olahan  dengan  tidak
menggunakan  adsorben  pada  pH  yang  sama  dan  memiliki  pH  optimum  6  dengan  nilai konsentrasi hanya mencapai 3,13 ppm pada menit ke 60.
Pada  GAC-Ce  mengikuti  adsorpsi  dengan  cara  logam  yakni  dengan  meningkatnya pH dari 6 ke 8 mengalami penurunan konsentrasi (adsorpsi meningkat). Sedangkan pada jenis adsorben  GAC  dan  GAC-Fe  mengikuti  adsorpsi  senyawa  kompleks  dengan  cara  seperti logam dimana peningkatan pH memiliki pengaruh peningkatan konsentrasi pada penyisihan merkuri.

## Optimasi dosis adsorben
Nilai optimasi dosis adsorben terhadap kapasitas adsorpsi merkuri dapat dilihat pada Gambar  2.  Berdasarkan  Gambar  2  menunjukan  penurunan  nilai  kapasitas  adsorpsi  seiring dengan meningkatnya dosis adsorben yang digunakan. Hal ini menunjukan peningkatan dosis adsorben  terkait  dengan  adanya  gangguan  diantara  ruang  situs  aktif  adsorben  yang  terjadi akibat  adanya  penggumpalan  adsorben  pada  dosis  yang  lebih  besar,  sehingga  permukaan adsorben tidak seluruhnya terbuka (Abuzar, et al, 2014). Hal lain yang dapat mempengaruhi adalah  ketika  adanya  penambahan  dosis  adsorben  diatas  jumlah  optimal  maka  situs  aktif dapat  menutup  situs  aktif  satu  sama  lain,  memungkinkan  terjadinya  tumpang  tindih  situs adsorpsi  karna  kepadatan  adsorben  yang  berlebihan.  Sehingga  konsentrasi  ion  yang  telah terikat pada permukaan adsorben akan terdesorps kembali ke larutan (Hutapea, et al, 2018).
Gambar 2. Optimasi dosis adsorben terhadap kapasitas adsorpsi
0,00 0,01 0,02 0,03 0,04 0,05 0,06 0,07 0,08 0,09 0,10 10 20 30 K apa si ta s A ds o rps i( m g /g ) Dosis Adsorben (g) GAC GAC-Fe GAC-Ce
Penurunan  nilai  kapasitas  adsorpsi  ini  dapat  terjadi  karena  adanya  penurunan ketersediaan ion merkuri dalam fase air per situs aktif adsorben dan adanya situs aktif pada permukaan adsorben yang tidak mengalami penjenuhan (Hadi, et al, 2014). Faktor lain yang dapat  mempengaruhi  penurunan  nilai  kapasitas  adsorpsi  yakni  gaya  tarik  menarik  yang terjadi  antara  permukaan  karbon  aktif  dan  ion  merkuri  yang  tidak  begitu  kuat  akibat  luas permukaan  yang  tersedia  untuk  proses  adsorpsi  terlalu  besar.  Konsentrasi  merkuri  pada larutan tidak cukup kuat untuk mengakomodasi seluruh permukaan yang tersedia, sehingga titik  kesetimbangan  antara  konsentrasi  merkuri  dan  adsorben  telah  tercapai  pada  efisiensi tersebut  (Afifah,  N,  2018).  Penggunaan  limbah  asli  juga  menjadi  faktor  yang  cukup mempengaruhi kapasitas adsorpsi merkuri. Terdapatnya zat-zat kompetitor lain didalam air hasil  pencucian  tanah  selain  merkuri  juga  dapat  menyebabkan  adanya  situs  aktif  pada adorben  ditempati  oleh  ion  selain  ion  merkuri.  Hal  ini  dibuktikan  dengan  dilakukannya pengujian  nilai  kapasitas  adsorpi  GAC  (10  gram)  dan  GAC-Fe  (6,5  gram)  menggunkan limbah artificial HgNO 3 dengan konsentrasi awal 3 ppm yang dapat dilihat pada Gambar 3.
(b)
Gambar 3. Nilai kapasitas adsorpsi menggunakan limbah artificial dengan jenis adsorben
(a) GAC (b) GAC-Fe. 0,068 0,087 0,125 0,000 0,020 0,040 0,060 0,080 0,100 0,120 0,140 20 30 60 K apa si ta s A ds o rps i (m g /g ) Waktu (Menit) 0,105 0,142 0,172 0,000 0,020 0,040 0,060 0,080 0,100 0,120 0,140 0,160 0,180 0,200 5 30 60 K apa si ta s A ds o rps i (m g /g ) Waktu (Menit))

## Optimasi waktu kontak
Optimasi waktu kontak pada adsorpsi merkuri ditunjukan pada Gambar 1 b dengan menggunakan tiga jenis adsorben serta kontrol dan keadan pH dan dosis adsorben optimum, dapat dilihat pada grafik bahwa pada jenis adsorben GAC dan GAC-Fe mengalami fluktuasi konsentrasi seiring dengan  bertambahnya waktu kontak. Mengalami  penurunan  dari  menit pertama  hingga  menit  ke  5,  hal  ini  disebabkan  oleh  masih  banyaknya  situs  aktif  pada adsorben  diawal  proses  dan  masih  tingginya  kandungan  merkuri  dilarutan,  sehingga  pada saat  dikontakan,  merkuri  langsung  menempati  situs  aktif  di  permukaan  adsorben.  Namun tidak hanya merkuri yang terdapat didalam larutan air olahan tetapi juga terdapat ion-ion lain yang disebut sebagai ion kompetitor.
Kenaikan  nilai  konsentrasi  pada  menit  selanjutnya  diakibatkan  oleh  adanya persaingan antar ion dilarutan yang teradsorp pada permukaan adsorben. Ion-ion kompetitor ini  umumnya  teradsorpsi  secara  fisik  yang  bersifat  reversible  yang  menyebabkan  semakin lamanya waktu kontak akan menyebabkan terlepas kembalinya ion-ion kompetitor tersebut (desorpsi), sehingga situs aktif kembali kosong dan dapat diisi kembali oleh merkuri. Proses adsorpsi dapat terjadi secara kimia dan fisika.
Gambar 4. Optimasi waktu kontak terhadap kapasitas adsorpsi merkuri
Nilai kapasitas adsorpsi untuk jenis adsorben GAC dan GAC-Fe sama dengan nilai konsentrasi  terhadap  optimasi  waktu  kontak  yakni  mengalami  nilai  yang  fluktuatif.
0,000 0,010 0,020 0,030 0,040 0,050 0,060 0,070 0,080 0,090 0,100 5 10 15 20
30 45 60 90 120 K apa si tas A ds o rps i (m g /g ) Waktu Kontak (Menit) GAC GAC-Fe GAC-Ce
Sedangkan  kapasitas  adsorpsi  merkuri  untuk  jenis  adsorben  GAC-Ce  meningkat  seiring dengan meningkatnya waktu kontak. Nilai kapasitas adsorpsi GAC optimum memiliki nilai sebesar  0,048  mg/g  pada  menit  ke  20,  GAC-Fe  sebesar  0,054  mg/g  pada  menit  ke  20 sedangkan GAC-Ce sebesar 0,087 mg/g pada menit ke 120.

## Isoterm adsorpsi
Berdasarkan  nilai  koefisien  korelasi  (R 2 )  serta  nilai  K F dan  n  pada  persamaan isotherm  Freundlich,  proses  adsorpsi  merkuri  dengan  GAC,  GAC-Fe  dan  GAC-Ce  lebih cocok  dimodelkan  dengan  model  isotherm  Freundlich.  Pada  proses  adsorpsi  merkuri menggunakan adsorben GAC memiliki nilai K F yang lebih kecil dibandingkan jenis adsorben yang  lain  yakni  sebesar 0,001 sedangkan untuk adsorben GAC-Fe  yang  memiliki  nilai  K F yang terbesar yakni 1477,747 sedangkan jenis adsorben GAC-Ce memiliki nilai K F sebesar 4,642. Semakin besar nilai K F pada persamaan Freundlich maka semakin tinggi potensi untuk mengkarakterisasi  adsorben  sebagai  lebih  reaktif,  meskipun  konstanta  cenderung  spesifik bergantung pada situs dan adsorben (Payne, K dan Abdel, F, 2005).
Proses adsorpsi  merkuri  menggunakan GAC, GAC-Fe dan GAC-Ce  memiliki nilai 1/n > 1 atau n < 1. 1/n merupakan parameter heterogenitas, dimana semakin kecil nilai 1/n maka semakin besar heterogenitas yang diharapkan. Proses adsorpsi dengan nilai 1/n >1 atau n  <  1  menunjukan  bahwa  proses  sorpsi  yang  kooperatif  yang  mengindikasikan  adanya mekanisme tarik menarik antar solute pada permukaan adsorben (Utami, et al, 2015).

## Tabel 4. Isoterm Adsorpsi
Langmuir Proses Persamaan Linier R 2 K L R L GAC y=280,61x-102,15 0,650 -0,364 -10,860 GAC-Fe y=-1168,6x+513,3 0,971 0,439 0,431 GAC-Ce y=37,004x-71,68 0,704 -1,937 -0,208 Freundlich Proses Persamaan Linier R 2 K F n GAC y=4,4067x-2,8965 0,757 0,001 0,227 GAC-Fe y=-12,482x+3,1696 0,999 1477,747 0,080 GAC-Ce y=4,9015x+0,6667 0,829 4,642 0,204

## Kinetika adsorpsi
Bedasarkan  nilai  koefisien  korelasi  (R 2 )  tiga  jenis  adsorben  terhadap  kapasitas adsorpsi, proses adsorpsi jenis adsorben GAC dan GAC-Fe mengikuti kinetika orde dua semu sedangkan  jenis  adsorben  GAC-Ce  mengikuti  kinetika  orde  dua.  Pada  jenis  adsorben terhadap  nilai  kapasitas  adsorpsi  optimum  pada  tiap  kondisi  variasi  optimum  menunjukan nilai  koefisien  korelasi  (R 2 )  pada  GAC-Ce  memiliki  nilai  yang  lebih  besar  dibandingkan GAC dan GAC-Fe yakni sebesar 0,978. Hal ini dipengaruhi oleh adaanya perbedaan terhadap nilai  luas  permukaaan  adsorben  GAC-Ce  dengan  adsorben  yang  lainya  sehingga  pada adsorben  GAC-Ce  dapat  mempercepat  reaksi  penyisihan  merkuri  diikuti  dengan  GAC-Fe dan GAC.

## KESIMPULAN
Adsorben GAC-Ce memiliki efektifitas yang baik dalam penyisihan merkuri dalam air hasil pencucian tanah dibandungkan dengan adsorben GAC dan GAC-Fe. Pada adsorben GAC  memiliki  pH  optimum  sebesar  8  dengan  dosis  10  gram.  Pada  adsorben  GAC-Fe memiliki  pH  optimum  8  dan  memiliki  dosis  optimum  10  gram,  sedangkan  pada  adsorben GAC-Ce memiliki pH optimum 6 dan dosis adsorben pada sebesar 10 gam, hal ini didasarkan pada nilai kapasitas adsorpsi masing-masing jenis adsorben. Kapasitas adsorpsi untuk proses adsorpsi merkuri dari air hasil pencucian tanah dengan GAC, GAC-Fe dan GAC-Ce optimum adalah  masing-masing sebesar 0,048, 0,054 dan 0,087 dalam  milligram adsorbat per gram adsorben.  Proses  adsorpsi  merkuri  dari  air  hasil  pencucian  tanah  dengan  adsorben  GAC, GAC-Fe dan GAC-Ce lebih cocok dimodelkan dengan model isotherm Freundlich ditinjau dari nilai koefisien korelasi dan nilai K F serta n pada soterm adsorpsi pada masing-masing jenis adsorben. Proses adsorpsi merkuri dari air hasil pencucian tanah dengan adsorben GAC dan  GAC-Fe  mengikuti  kinetika  orde  dua  semu,  sedangkan  untuk  adsorben  GAC-Ce mengikuti  kinetika  orde  dua,  hal  ini  didasarkan  pada  nilai  koefisien  korelasi  (R 2 )  yang mendekati 1.
Tabel 5. Kinetika Adsorpsi (K dalam menit -1 ) GAC GAC-Fe GAC-Ce Kinetika Orde 1 R 2 K 1 R 2 K 1 R 2 K 1 0,0374 0,0005 0,0055 -0,0002 0,9015 0,014 Kinetika Orde 2 R 2 K 2 R 2 K 2 R 2 K 2 0,0267 0,0002 0,0092 0,0001 0,978 0,0158 Kinetika Orde Semu 1 R 2 K 1 R 2 K 1 R 2 K 1 0,0016 0,001 0,0089 0,0005 0,9623 0,0355 Kinetika Orde Semu 2 R 2 K 2 R 2 K 2
R 2 K 2 0,9503 -11,13129 0,9650 -13,8808 0,0906 0,27244

## DAFTAR PUSTAKA
Abuzar,  S.,  Dewilda,  Yommi  dan  Stefani,  Windy.  2014.  Analisis  Penyisihan  COD  Limbah  Cair  Hotel Menggunakan Serbuk Kulit Jagung. Jurnal Teknik Limgkungan UNAND . 18-27.
Afifah, N. A. (2018). Identifikasi sebaran logam berat arsen (As) pada air tanah dangkal dengan metode kriging (Studi  kasus:  Air  tanah  dangkal  SubDAS  Ciwidey). Bandung: Tesis  Program  Magister ,  Institut Teknologi Bandung.
C. Aspinall. (2001): Small-scale Mining in Indonesia . Indonesia Institute for Environment and Development, Mining Minerals and Sustainable Development Report , Jakarta.
Calvin. (2018):  Studi  Adsorpsi  Merkuri  Menggunakan  Karbon  Aktif  Berbahan  Baku  Kulit  Durian  (Aplikasi pada Limbah Pertambangan Emas Rakyat dari Kab. Mandailing Natal). Jurnal Teknik Lingkungan USU.
Hadi,  P.,  to,  Ming-Ho.,  Hui,  Chi-Wai.,  dkk.  2014.  Aqueous  Mercury  Adsorption  by  Activated  Carbon.
Manuscript .  Chemical  and  Biomolecular  Engineering  Departement.  Hong  Kong  University  of Science and Technology.
Hutapea, Kartini Efridawati. 2018. Penyisihan Kadar Logam Fe dan Mn dari Air Sumur dengan Menggunakan Kulit Singkong sebagai Adsorben. Skripsi . Universitas Sumatra Utara.
Jatmiko, Tri Hadi. (2013): Pemanfaatan Karbon Aktif dari Limbah Tempurung Kemiri untuk Adsorpsi Limbah merkuri-Hg  (II) .  Prosiding  Seminar  Nasional  Peran  Teknologi  di  Era  Globalisasi  ke  2 .  Teknik Kimia, ITM, Medan.
Karthika, N., Jananee, K dan Murugaiyan, V. (2016): Remediation of Contaminated Soil Using Soil Washing- a Review. Journal of Engineering Research and Applications . 2248-9622 Vol 6.
Khalid, Sana., Shahid, Muhammad., Niazi, Nabeel., Murtaza, Behza., Bibi, Irshad dan Dumat, Camille. (2017):
A comparison of techbologies for remediation of heavy metal. Journal of Geochemical Exploration. 182 (2017) 247-268.
Liu, Lianwen., Li, Wei dan Guo, Mingxin. (2018): Remediation techniques for heavy metal-contaminated soils:
Principles and applicability. Jurnal Science of the Total Environment. 633 (2018) 206-219.
Payne, K. B., & Abdel-Fattah, T. M. (2005). Adsorption of arsenate and arsenite by iron-treated activated carbon and zeolites: effects of pH, temperature, and ionic strength. Journal of Environmental Science and Health , 723-749.
Raychoudhury, T., Schiperski, F dan Scheytt, T. (2015): Distribution of Iron in Activated Carbon Composites:
Assessment of Arsenic Removal Behavior. Journal. IWA Publishing.
Riyandini, V L dan Effendi, A J. 2019. Analisis Koefisien Distribusi (Kd) pada Tanah Tercemar Merkuri Di Provinsi  Banten  Menggunakan  Potassium  Iodida  dengan  Metode  Soil  Washing. Tesis. Institut Teknologi Bandung.
Utami, J B., Wijaya, G S., Sediawan, W B., dkk. 2015. Prediksi Kesetimbangan Adsorpsi Uranium Pada Air dan Berbagai Sedimen. Jurnal Forum Nuklir . Vol 9. No 2. 29-37.
Yani. (2013): Akibat Limbah Pengolahan Emas, 8 Warga Citorek Keracunan. http://harianjayapos.com/detail- 2834-akibat-limbah-pengolahan-emas8-warga-citorek-keracunan.html  (Diakses  pada  29  Januari 2019).