Jurnal Matematika, Sains, dan Pembelajarannya
ISSN 2622-8904 (online)

## Karekterisasi, Kinetika, dan Isoterm Adsorpsi Limbah Ampas Kelapa sebagai Adsorben Ion Cu(II)
Agusriyadin
Jurusan Kimia Fakultas Sains dan Teknologi USN Kolaka Email : agusriyadin85@gmail.com

## Abstrak
Penelitian ini bertujuan untuk menguji kemampuan AK dan AKPM dalam mengadsorpsi ion Cu (II), pengaruh parameter adsorpsi dan mekanisme adsorpsi. AK dan AKP Madsorben dibuat dari residu ampas kelapa. Adsorben dikarakterisasi dengan FTIR, SEM dan EDS. Pengaruh parameter adsorpsi seperti pH awal, dosis adsorben, waktu kontak dan konsentrasi ion Cu (II) awal diperiksa untuk menentukan kondisi optimum serapan tembaga (II). Ion Cu (II) yang teradsorpsi diukur berdasarkan pada konsentrasi Ion Cu (II) sebelum dan sesudah adsorpsi menggunakan metode AAS. Hasil karakterisasi menunjukkan bahwa struktur pori dan gugus fungsi tersedia pada permukaan adsorben. Menurut percobaan efek pH, kapasitas adsorpsi maksimum dicapai pada pH 7. Waktu kontak optimal dan konsentrasi tembaga awal (II) ditemukan masing-masing pada 120 menit dan 100 mg L-1. Data eksperimental sesuai dengan model kinetik orde dua orde dua, dan Langmuir isoterm adsorpsi yang diperoleh paling sesuai dengan data adsorpsi. Kapasitas adsorpsi maksimum adsorben ditemukan menjadi 4,73 dan 6,46 mg g-1 pada kondisi optimal.
Kata kunci: Residu ampas kelapa, Adsorpsi, Ion Cu (II), Kapasitas adsorpsi

## 1. PENDAHULUAN
Metode adsorpsi merupakan salah satu teknik yang umum digunakan dalam pengolahan limbah yang memiliki  beberapa  kelebihan  dibandingkan  dengan  metode  lainnya  seperti  filtrasi,  koagulasi,  osmosis, ultrafiltrasi dan petukaran ion.  Metode ini lebih mudah dioperasikan, dapat terdegradasi dan efektif  menyerap logam berat (Bilal dkk., 2015). Prinsip adsorpsi didasarkan pada interaksi ion logam dengan gugus fungsional yang  ada  pada  permukaan  adsorben,  melalui  interaksi  pembentukan  kompleks  dan  biasanya  terjadi  pada permukaan  padatan  yang  kaya  akan  gugus  fungsional  seperti  –OH,  –NH,  –SH  dan  –COOH  (Stumm  dan Morgan,  1996).  Pemilihan  jenis  adsorben  selain  ditinjau  dari  sisi  efektifitas  dan  selektifitas  dalam mengadsorpsi,  juga  diharapkan  menelan  biaya  murah  dan  mudah dalam  proses  pembuatannya  (Singha  dan Das, 2013), seperti dengan memanfaatkan limbah pertanian.
Salah  satu  limbah  pertanian  lainnya  yang  belum  dimanfaatkan  secara  luas  adalah  ampas  kelapa. Ampas kelapa merupakan limbah pertanian yang diperoleh dari produksi pembuatan santan kelapa. Limbah ini  biasanya  digunakan  sebagai  pakan  ternak  atau  hanya  dibiarkan  terurai  begitu  saja  tanpa  dimanfaatkan (Purawisastra dan Sahara, 2010). Analisis komponen kimia dari ampas kelapa menunjukkan adanya senyawa polisakarida  seperti  galaktomanan,  mannan  (polimer  manosa),  dan    beberapa  jenis  polisakarida  yang  lain (Purawisastra,  2011).  Senyawa-senyawa  ini  mengandung  banyak  gugus  hidroksil  (–OH)  pada  struktur kimianya (Singh, dkk., 2009 dan Wang dan Chen, 2009), sehingga mempunyai kemampuan untuk mengikat kation logam (Volesky, 2007).
Tembaga  merupakan  salah  satu  logam  berat  yang  cukup  esensial  dibutuhkan  tubuh  manusia.  Akan tetapi konsumsi yang berlebihan dapat menurunkan fungsi kerja hati yang dapat mengakibatkan sakit kepala, muntah, mual,  gangguan  pernapasan,  sakit  perut,  gagal  hati,  gagal  ginjal  dan  pendarahan.  Jumlah  ion  Cu 2+ yang berlebih dalam sumber air bersih dan ekosistem perairan dapat merusak mekanisme kehidupan hewan air tawar  dan menyebabkan mutagenesis pada manusia. Organisasi Kesehatan Dunia (WHO) menetapkan batas yang  diperbolehkan  Cu 2+ dalam  air  minum  adalah  1,5  mg  L -1 (Bilal  dkk.,  2013),  sedangkan United  State
Environmental  Protection  Agency (USEPA)    menetapkan  batas  yang  diperbolehkan  Cu 2+ dalam  limbah industri adalah1,3 mg L -1 (Sud dkk., 2008).
Berdasarkan uraian yang telah dipaparkan di atas, maka penelitian ini mengkaji pemanfaatan ampas kelapa  sebagai  adsorben  dalam  mengurangi  keberadaan  ion  logam  berat  Cu(II)  dalam  larutan.  Beberapa parameter yang dikaji dalam penelitian ini mencakup karakterisasi adsorben menggunakan FTIR dan SEM- EDS, faktor-faktor yang mempengaruhi adsorpsi seperti pH, massa adsorben, waktu kontak dan konsentrasi awal ion logam serta model kinetika dan isotermal adsorpsinya.

## 2. METODE PENELITIAN
Bahan  yang  digunakan  dalam  penelitian  ini  adalah  Ampas  kelapa  (limbah  RM.  Duta  Minang)  n- heksana  (Merck),  Natrium  Hidroksida  (NaOH,  Merck),  Asam  Klorida  (HCl,  Merck),  Tembaga  Nitrat (Cu(NO 3 ) 2 .3H 2 O,  Merck),  Na 2 H 2 EDTA  (merck),  akuades  dan  akuabides.  Alat  yang  digunakan  dalam penelitian  ini  adalah  Spektrofotometer  Serapan  Atom  (Analytik  Jena  ContrAA  300  model  CS  1.3.0), Spektrofotometer  Infra  Merah  (Shimadzu  model  FTIR  8201  PC),  SEM-EDS  (JEOL  JED-2300),  peralatan gelas, alat refluks, pH meter (Metler Toledo dan PH-009(I)A), Indikator Universal, ayakan 60 mesh, kertas saring Whatman 42, desikator, neraca analitik (metter AE 200 dan Acis AD 300H), dan oven.
Limbah ampas kelapa dibersihkan dari kotoran yang menempel dan dicucidengan air bersih kemudian disaring dan diperas. Pencucian dilakukan berulang-ulang sampai didapatkan sisa air hasil penyaringan tidak berwarna atau jernih. Ampas kelapa selanjutnya dikeringkan menggunakan sinar matahari langsung. Ampas kelapa  kering  kemudian dihaluskan dan diayak  dengan  ayakan  60  mesh.  Hasil  ayakan  ini  diperoleh  serbuk ampas  kelapa  (AK).  Serbuk  ampas  kelapa  kemudian  diekstraksi  sokhlet  dengan  menggunakan  pelarut  n- heksana. Serbuk ampas kelapa yang telah diekstraksi kemudian  dikeringkan dengan oven pada temperatur 70 o C, kemudian diayak lagi dengan ayakan 60 mesh. Serbuk ampas kelapa ini kemudian disimpan dalam desiktor dan siap untuk digunakan (AKPM).
Serbuk  ampas  kelapa  (AK)  dan  Serbuk  ampas  kelapa  dengan  penghilangan  minyak  (AKPM)  yang akan  digunakan  sebagai  adsorben  dikarakterisasi  dengan  spektrofotometer  Inframerah  untuk  mengetahui gugus-gugus  fungsional  dan SEM-EDS untuk mengamati morfologi permukaan dan komposisi unsur pada adsorben. Proses adsorpsi dilakukan dengan metode batch . Pengaruh pH ditentukan dengan menimbang  0,2 g adsorben (AK dan AKPM) dan dimasukkan ke dalam masing-masing wadah yang berisi 50 mL larutan Cu (II) 50 mg L -1 dengan variasi pH larutan  3 hingga 8. pH larutan diatur dengan menggunakan campuran larutan HCl  dan  NaOH.  Campuran  diaduk  dengan stirrer selama  60  menit  pada  suhu  kamar.  Selanjutnya,  setelah proses adsorpsi selesai, campuran adsorben dan adsorbat disaring dan kandungan logam dalam filtrat dianalisis dengan AAS. Kemudian ditentukan kapasitas adsorpsinya.
Banyaknya  ion  logam  yang  teradsorpsi  pada  adsorben    (kapasitas  adsorpsi)  dihitung  dengan menggunakan persamaan 1 (Hansen dkk., 2010) :
q e = (C 0 -C e ) m × V (1)
q e = Kapasitas adsorpsi / jumlah ion logam yang teradsorpsi (mg.g -1 ) C 0 = Konsentrasi awal ion logam (mg.L -1 )
C e = Konsentrasi ion logam dalam larutan saat kesetimbangan (mg.L -1 )
m = Massa adsorben (g)
V
= Volume larutan ion logam (mL)
Perlakuan  pengaruh  pH  juga  digunakan  untuk  menetukan  parameter  adsorpsi  yang  lain.  Pengaruh massa adsorben dilakukan pada variasi massa 0,1- 0,6 g, pengaruh waktu kontak dilakukan pada variasi waktu 15-150 menit dan pengaruh konsentrasi awal ion Cu(II) dilakukan pada wariasi konsentrasi 10-100 mg L -1
3. HASIL DAN PEMBAHASAN

## 3.1 Pembuatan Adsorben dari Limbah
Penelitian ini diawali dengan preparasi limbah ampas kelapa sebagai bahan baku pembuatan adsorben. Preparasi yang dilakukan meliputi pencucian, pengeringan, penghalusan dan pengayakan serta penghilangan minyak.    Ampas  kelapa  dibersihkan  dari  kotoran  yang  menempel  dan  dicuci  dengan  air  bersih  kemudian disaring dan diperas. Pencucian dilakukan berulang-ulang sampai didapatkan sisa air hasil penyaringan tidak berwarna  atau  jernih.    Ampas  kelapa  kemudian  diperas  dengan  menggunakan  kain  untuk  mengurangi kandungan air. Ampas kelapa selanjutnya dikeringkan menggunakan sinar matahari langsung. Ampas kelapa yang  sudah  kering  kemudian  digerus  dan  diayak  dengan  ukuran  60  mesh.  Pengayakan  dimaksudkan untuk menyeragamkan  atau  menghomogenkan ukuran  dan  memperluas  ukuran permukaan partikel  ampas  kelapa. Hasil pengayakan diperoleh serbuk ampas kelapa dan digunakan sebagai adsorben (AK).
Tahapan  selanjutnya  serbuk  ampas  kelapa  kemudian  diekstraksi  sokhlet  menggunakan  pelarut  n- heksana.  Tujuan  perlakuan  ini  adalah  untuk  menghilangkan  minyak  dan  pengotor  lain  yang  menutupi  pori serbuk  ampas  kelapa.  Hasil  analisis  secara  gravimetri  menunjukkan  kadar  minyak  yang  diperoleh  sebesar 24,60%  (%  berat).  Serbuk  ampas  kelapa  yang  telah  di  ekstrak  kemudian  dikeringkan  dalam  oven  pada temperatur 70 o C untuk menguapkan sisa pelarut n-heksana yang masih ada dalam serbuk ampas kelapa. Serbuk ampas  kelapa  kemudian  diayak  lagi  dengan ukuran 60  mesh. Serbuk  ampas  kelapa  ini  kemudian  disimpan dalam desikator dan siap untuk digunakan sebagai adsorben (AKPM).

## 3.2 Karakterisasi Adsorben

## 3.2.1 Spektrofotometri FTIR
Berdasarkan Gambar 1, pada spektra FTIR AK sebelum berinteraksi dengan ion Cu(II), pita serapan yang lebar dan  kuat  dapat  dilihat  pada  bilangan  gelombang  3448  cm -1 yang  menunjukan  vibrasi  regangan  O-H, mengindikasikan  keberadaan  ikatan  dari  gugus  fungsi  hidroksi  pada  struktur  molekul  ampas  kelapa  (Pavia dkk.,  2009  dan  Gorgievski  dkk.,  2013).  Dua  pita  serapan  pada  bilangangelombang  2924  dan  2854  cm - 1 menunjukkanvibrasisimetri dan asimetridariregangan C-H pada gugusalkil (CH 2 ) (Iqbal dkk., 2009 dan Yan dkk.,  2010).  Bila  spektrum  FTIR  dibandingkan  sebelum  dan  sesudah  adsorpsi  ion  logam  Cu(II),  teramati bahwa terjadi pergeseran pita serapan gugus fungsi hidroksil (O-H) dan C-O sedangkan gugus C-H , -CH 2 - , OH dari H 2 O dan C-H aromatik tidak mengalami pergeseran pita serapan. Pada adsorben AK, pita serapan O- H bergeserdari 3448 cm -1 ke 3425 cm -1 dan pada AKPM, pita serapan O-H bergeserdari 3464 cm -1 ke 3448 cm - 1 . Pitaserapan C-O pada adsorben AK, bergeserdari 1103 cm -1 ke 1080 cm -1 .
Gambar 1   Spektra IR (a) AK, (b) AK-Cu(II), (c) AKPM, dan(d) AKPM-Cu(II)
Menurut Gorgievski dkk. (2013) pergeseran serapan gugus fungsi yang karakteristik ini menunjukkan bahwa terjadi interaksi antara  ion  Cu(II) dengan gugus fungsi hidroksil (OH) dan C-O. Hal ini disebabkan
0 20 40 60 350 700 1050 1400 1750 2100 2450 2800 3150 3500 3850 4200 T ra n sm it an si ( au) Bilangan Gelombang  (cm -1 ) (a (b (c (d
ketika  terjadi  interaksi  antara  gugus  OH  dan  ion  Cu(II)  maka  massa  tereduksi  µ  menjadi  lebih  besar.
Berdasarkan  hukum  Hooke 𝑣̅ = 1 2πc √ k μ semakin  besar  massa  tereduksi  µ  maka  nilai  frekuensi/bilangan gelombang 𝑣̅ menjadi lebih kecil (Barcelo, 2001). Secara umum, adsorben yang digunakan pada penelitian ini (AK dan AKPM) mengandung gugus hidroksil yang berperan penting dalam adsorpsi ion logam Cu(II).

## 3.2.2 SEM-EDS
Hasil  analisis  SEM  menunjukkan  bahwa  adsorben  AK  dan  AKPM  sebelum  interaksi  mempunyai struktur  permukaan  yang  berpori  dan  tidak  beraturan.  Selain  itu  permukaan  kedua  absorben  memiliki morfologi dengan  tekstur  yang  lekuk  (Gambar  2a  dan  2b).  Setelah  proses  adsorpsi  dilakukan,  tekstur  leluk tidak mengalami perubahan dan  keberadaan pori pada permukaan  AK dan AKPM tidak tampak. Gumpalan seperti buncis  yang berlapis juga muncul permukaan adsorben. Selain itu interaksi AK dan AKPM dengan ion Cu(II) menyebabkan pembentukan bongkahan-bongkahan kecil pada permukaan adsorben  (gambar2c dan 2d). Keadaan ini hampir sama bila dibandingkan dengan hasil SEM adsorpsi ion logam Cu(II) pada adsorben limbah  tomat  seperti  Gambar  II.6.  Munculnya  bongkahan-bongkahan  kecil  pada  permukaan  adsorben menunjukan adanya interaksi yang terjadi antara adsorben dengan ion Cu(II) (Yargic dkk, 2014).
Hasil analisis EDS pada  ampas kelapa(AK) setelah interaksi dengan Cu(II)  ditunjukkan oleh Gambar 3. Berdasarkan hasil  analisis EDS, pada Gambar 3  keberadaan unsur karbon  (C) dan oksigen (O) sebagai komponen utama galaktomanan menunjukkan intensitas yang cukup tinggi yang  terdeteksi pada nilai energi 0,277 dan 0,525 keV.  Nilai energi yang diperoleh sesuai dengan  hasil penelitian Florido dkk. (2010) yang menggunakan limbah tangkai anggur sebagai adsorben.
Keberadaan  ion  Cu(II)  juga  dapat  diamati  pada  spektrum  EDS  dari  adsorben.    Hasil interaksiadsorbendengan  ion  Cu(II)  menunjukkan  puncak  dengan  intensitas  rendah  yang  teramati  pada nilaienergi 8.040 keV dengan komposisi sebesar 0,82 % (% massa) atau 0,18 (% atom).
Nilai energi yang diperoleh sesuai dengan  hasil penelitian Lu dan Gibb (2008) yang menggunakan limbah biji padi sebagai adsorben ion logam Cu(II). Keberadaan ion Cu(II) pada permukaan adsorben setelah interaksi  mengindikasikan  bahwa  terjadi  ikatan  antara  ion  Cu(II)dengan  unsur  yang  ada  pada  permukaan adsorben.
Gambar 2 Hasil SEM (a) AK, (b) AKPM, (c) AK-Cu(II) dan(d) AKPM-Cu(II)
3.3 Kajian Adsorpsi
c d a b

## 3.3.1 Pengaruh pH
Hasil penelitian pengaruh pH larutan terhadap kapasitas adsorpsi ion Cu(II) dapat dilihat pada Gambar 4. Gambar 4.a menunjukkan bahwa kapasitas adsorpsi ion Cu(II) makin meningkat seiring dengan peningkatan pH larutan dan mencapai nilai optimum pada pH tertentu,  setelah itu mengalami penurunan kapasitas adsorpsi pada pH yang lebih tinggi. Menurut Powell dkk. (2007), perbedaan pH larutan menyebabkan ionCu(II) dalam air berada pada beberapa bentuk spesiasi. Pada pH rendah ion tembaga berada dalam bentuk Cu 2+ dan pada saat  yang  sama,  konsentrasi  H + dalam  larutan  relative  sangat  besar.  Banyaknya  ion  H + dalam  larutan  dapat menyebabkan terjadinya kompetisi dan tolakan antara H + dan ion Cu 2+ untuk berikatan dengan situs aktif pada adsorben.  Pada  keadaan  yang  sama  (pH  rendah)  gugus  fungsi  adsorben  berada  dalam  keadaan  terprotonasi oleh  H + sehingga  adsorben  lebih  bermuatan  positif  (Farooq  dkk.,  2010).  Hal  ini  menyebabkan  tolakan elektrostatik antara ion logam dengan situs aktif adsorben, sehingga mengurangi kemampuan AK dan AKPM untuk menyerap ion logamCu(II).
Semakin  tinggi  pH,  konsentrasi    ion  H + dalam  larutan  semakin  bekurang  dan  ion   Cu(II)  dalam  air berada  dalam  bentuk  Cu 2+ ,  Cu(OH) + dan  Cu(OH) 2(aq) .  Berkurangnya  ion  H+  dalam  larutan  mengakibatkan kurangnya kompetisi antara H + dengan  ion Cu 2+ , Cu(OH) + dan Cu(OH) 2(aq) sehingga banyak ion Cu(II) yang dapat terikat pada situs aktif adsorben. Larous dkk. (2005) menyatakan bahwa kapasitas maksimum meningkat pada pH asam dikarenakan adanya interksi  Cu 2+ , Cu(OH) + dan Cu(OH) 2(aq) dengan gugus fungsi yang ada pada adsorben dan pada pH 6, spesies ion  Cu(II) dalam larutan Cu 2+ berada dalam jumlah yang sangat kecil, sementara Cu(OH) + dan Cu(OH) 2(aq) berada dalam jumlah yang besar.  Li dkk. (2010) melaporkan ketika pH larutan meningkat, ion logam dalam larutan dapat berubah menjadi MOH + karena terhidrolisis dan bentuk ini mudah untuk diadsorpsi.
Pada  keadaan  yang  sama  (pH  tinggi)  gugus  aktif  adsorben  akan  mengalami  deprotonasi  sehingga permukan adsorben menjadi bermuatan negatif (Farooq dkk., 2010), keadaan ini menyebabkan penyerapan ion logam semakin banyak. Li dkk. (2010), melaporkan bahwa kation logam kemungkinan dapat teradsorp lebih mudah pada permukaan negate fadsorben.
Kondisi  pH optimum  adsorpsi  ion  loganCu(II)  olehadsorben  AK  dan  AKPM   tercapai    pada  pH  7, dengan kapasitas adsorpsi masing-masing 2,70 dan 3,45 mg g -1 .  Jumlah ion logam yang berinteraksi dengan situs  aktif  adsorben  mencapai  jumlah  maksimum,  akibat  berkurangnya  jumlah  H + dan  masih  minimnya keberadaan  OH - yang  dapat  mengendapkan  ion  logam  sebelum  berinteraksi  dengan  adsorben  (Weng  dkk, 2014). Peningkatan kapasitas adsorpsi dari pH 3 sampai 7 dapat dihubungkan dengan interaksi yang terjadi antara gugus fungsi AK dan AKPM dengan ion Cu(II).
Li  dkk.  (2010)  menerangkan  bahwa  kapasitas  adsorpsi  yang  meningkat  dapat  dihubungkan  dengan pertukaran ion antara kation logam dengan H + pada adsorben yang mengakibatkan penurunan nilai pH. Dengan menggunakan grafik hubungan antara pH awal dan perubahan pH setelah adsorpsi, seperti yang ditunjukkan pada Gambar 4b, pH akhir larutan mengalami penurunan (keasaman lebih besar) bila dibandingkan dengan pH awal larutan. Keadaan ini menunjukkan jumlah H + dalam larutan  lebih besar dari sebelumnya. Jumlah H + yang dalam larutan  dikarenakan pertukaran ion dapat meningkatkan jumlah  H + dan mempengaruhi sistem pH dalam larutan.
Gambar 3 Spektrum EDS dari AK setelahinteraksidenganCu(II)
Model  mekanisme  pertukaran  ion  pada  proses  adsorpsi  ion  Cu(II)  oleh    adsorben  AK  dan  AKPM dapat dilihat pada Gambar 5. Selain itu, dapat pula terjadi pembentukan ikatan hidrogen antara ion Cu(II) yang terhidrolisis  oleh  air  dengan  permukaan  adsorben(Gambar  5).  Kedua  model  mekanisme  ini  diadopsi  dari mekanisme pertukaran ion yang diusulkan oleh Al-Ghouti dkk. (2010).
Gambar 4   Grafikpengaruh pH terhadap (a)kapasitas adsorpsi ; (b) perubahan pH setelah adsorpsi Cu(II) pada adsorben AK dan AKPM
. R-OH  +  Cu (OH) + R-O 2 R-OH  +  Cu 2+ R-O R-O Cu + 2 H + Cu(OH) +  H +
R-OH  +  Cu (OH) 2 (OH) 2 Cu R-OH
Ikatan Hidrogen Pertukaran Ion
Keterangan :  R = Matriks permukaan adsorben
Gambar 5.  Model mekanisme pertukaran ion dan ikatan hidrogen adsorpsi Cu 2+ ,Cu(OH) + dan Cu(OH) 2 pada permukaan adsorben (Ahmed, 2011)
Setelah  kondisi  optimum,  kenaikan  pH  larutan  menimbulkan  penurunan  jumlah  ionCu(II)  yang teradsorpsi. Hal ini diakibatkan karena pada pH tinggi, keberadaan ion OH - dalam larutan dapat menyebabkan terjadinya  kompetisi  antara  OH - dan  situsaktif  pada  adsorben  untuk  berikatan  dengan  ion logam.  Selainitu, pada  pH  yang  semakin  tinggi,  dimungkinkan  terbentuk  endapan  dari  interaksi  ion  Cu(II)  dengan  OH - membentuk  Cu(OH) 2(s) dan    mengalami  pengendapan  sebelum  terjadi  interaksi  dengan  adsorben.  Endapan hidroksida  yang  terbentuk  sebelum  interaksi  dapat  mengurangi  jumlah  ion  logam  yang  dapat  teradsorpsi sehingga dapat mengakibatkan menurunnya kapasitas adsorpsi. Keadaan ini hampir sama dengan penelitian Larous  dkk.  (2005),  yang  melaporkan  bahwa  penurunan  adsorpsi  pada  pH  basa  disebabkan  pembentukan kompleks hidroksida yang mengendap yang dapat mengurangi keberadaan ion Cu(II) dalam larutan.

## 3.3.2 Pengaruhmassaadsorben
Hasil Analisis pengaruh massa adsorben terhadap penyerapan logam Cu(II) ditunjukkan oleh gambar 6.  Hasil  analisis  menunjukkan  bahwa  semakin  besar  massa  adsorben  yang  digunakan,  semakin  besar  pula penyerapan ion Cu(II) pada masing-masing adsorben, akan tetapi kapasitas adsorpsi mengalami penurunan. Penyerapan  yang  semakin  besar  seiring  dengan  bertambahnya  massa  adsorben  yang  digunakan  dapat
2 3 4 5 6 7 8 9 2 3 4 5 6 7 8 9 pH A kh ir pH Awal AK AKPM (b) 0 0,5 1 1,5 2 2,5 3 3,5 4 2 3 4 5 6 7 8 9 q e (m g g -1 ) pH AK AKPM (a)
mengakibatkan situs aktif pada adsorben tersebut juga akan bertambah. Keadaanini menyebabkan jumlah ion logam yang terserap makin banyak sehingga persenpenyerapan semakin besar (Jellalidkk., 2011).
Secara  teoritis  kapasitas  adsorpsi  dipengaruhi  oleh  massa  adsorben  dan  nilai  kapasitas  adsorpsi berbanding  terbalik  dengan  massa  adsorben  (Hansen  dkk.,  2010).  Dengan  jumlah  ionCu(II)  yang  tetap, menyebabkan jumlah ion logam yang terserap menjadi semakin kecil bila dibandingkan dengan banyaknya jumlah situs aktif yang ada dalam adsorben. Penurunan kapasitas adsorpsi yang disertai dengan peningkatan massa  adsorben  dikarenakan  massa  yang besar  menyediakan  banyak  situs  aktif  adsorpsi  dan  selama  proses adsorpsi banyak situs aktif yang tidak terpakai. Massa yang besar dapat menyebabkan penumpukan partikel adsorben yang dapat mengakibatkan penurunan luas permukaan total adsorben dan peningkatan jarak difusi logam  pada  permukaan  adsorben  (Li  dkk.,  2011). Penumpukan  adsorben  juga  mengakibatkan  banyak  situs aktif yang terhalang dan tidak dapat berinteraksi bebasdengan ion Cu(II).
Gambar 6 Grafik pengaruh massa adsorben terhadap penyerapan Cu(II) pada adsorben AK dan AKPM
Selain itu adanya kemungkinan ion logam terhidrasi oleh molekul air dalam larutan menyebabkan ukuran ion logam menjadi lebih besar dan sukar berinteraksi dengan situs aktif adsorben.

## 3.3.3 Pengaruh waktu kontak
Hasil  Analisis  pengaruh  waktu  kontak  terhadap  kapasitas  adsorpsi  ion    Cu(II)  dapat  dilihat  pada Gambar  7.  Gambar7.  memperlihatkan  bahwa  secara  umum  seiring  bertambahnya  waktu  kontak,  terjadi peningkatan  ion  logam  yang  teradsorpsi  pada  masing-masing  adsorben  hingga  waktu  tertentu  kemudian cenderung konstan.
Narsito dkk. (2004) menerangkan pola kinetika adsorpsi pada permukaan adsorben berlangsung dalam dua tahap, tahap cepat dan lambat kemudian mencapai kesetimbangan. Pola ini dapat terjadi bila laju adsorben dan adsorbat sama-sama dominan. Tahap pertama menunjukkan pola adsorpsi cepat pada menit-menit awal adsorpsi,  ditandai  dengan  tingginya  kapasitas  adsorpsi  pada  menit  ke-15(Gambar  7).  Tingginya  jumlah  ion logam  teradsorpsi  pada  tahap  awal  dari  proses  adsorpsi  ini  dikarenakan  banyaknya  jumlah  situs  aktif  yang tersedia dan terbuka pada permukaan adsorben. Semakin situs aktif ditempati oleh ion logam menyebabkan tidak ada perbedaan kecepatan adsorpsi. Tahap kedua ditunjukkan dengan pola lambat sampai keseimbangan tercapai. Pola peningkatan adsorpsi menjadi lambat dan terus teramati hingga waktu adsorpsi selama 120 menit dan setelah itu jumlah yang teradsorpsi relative tidak meningkat lagi atau cenderung konstan.
0 10 20 30 40 50 60 70 80 90 0 0,2 0,4 0,6 0,8 P en y er apa n ( % ) Massa (g) AK AKPM
Gambar 7. Grafik pengaruh waktu kontak terhadap kapasitas adsorpsi Cu(II) pada adsorben AK dan AKPM
Hal ini dimungkinkan karena sebagian besar situs aktif adsorben telah mengikat ion Cu(II) sehingga perubahan waktu tidak merubah kapasitas adsorpsi menjadi lebih besar (Kamari dkk., 2014). Waktu optimum interaksi ion Cu(II) dengan adsorben AK dan AKPM tercapai pada menit ke-120 dengan kapasitas  adsorpsi masing- masing  4,03 dan 5,20 mg g -1 . Tercapainya waktu optimum menunjukkan interaksi antara ion-ion logam dengan situs-situs aktif adsorben telah mencapai kesetimbangan (Castellan, 1982).
Kinetika adsorpsi logam Cu(II) pada AK dan AKPM di uji menggunakan model Kinetika reaksi orde nol, orde dua, orde tiga dan pseudo orde satu dan pseudo orde dua. Hasil yang diperoleh menunjukkan bahwa model kinetika reaksi pseudo orde dua merupakan model kinetika reaksi paling cocok dalam menggambarkan kinetika reaksi adsorpsi  ion Cu(II) oleh AK dan AKPM dibandingkan model kinetika reaksi orde nol, orde dua, orde tiga dan pseudo orde satu (tabel 1).Pemilihan model kinetika reaksi pseudo orde dua di dasarkan pada tingginya linearitas grafik kinetika adsorpsi. Linearitas atau koefisien korelasi persamaan kinetika pseudo orde dua adsorpsi Cu(II) oleh AK dan AKPM adalah 0,999. Hasil inisesuai dengan Weng dkk. (2014), yang menunjukkan  bahwa  adsorpsi  ion  logam  Cu(II)  oleh  limbah  teh  hitam  lebih  sesuai  dengan  model  kinetika pseudo orde dua dibandingkan model kinetika yang lain.
Berdasarkan pertimbangan teoritis, reaksi dari ion logam divalen(M) mengikat satu situsaktif(B) dapat dijelaskan berdasarkan persamaan
M + B
r=k[M][B]
MB (2)
Persamaan ini menunjukkan bahwa tingkat penyerapan dan laju reaksi sebanding dengan konsentrasi logam dan jumlah situs aktif, dimana jika situs aktif dan ion logam sama-sama aktif maka keadaan ini cocok dengan bentuk (q e -q t ) 2 pada model kinetika pseudo orde dua. Kecocokan model kinetika pseudo orde dua menunjukkan bahwa  ikatan  yang  terjadi  berlaku  stoikiometri  1:1,  dimana  satulogam  divalen  mengikatsatu  situs  aktif adsorben  (Lasheen dkk, 2012).
Tabel 1. Persamaan Kinetika Adsorpsi Cu(II) pada AK dan AKPM
Model Kinetika Persamaan Linear R 2 AK-Cu AKPM-Cu Ordenol C = C 0 -kt 0,916 0,947 Ordesatu ln C = ln C 0 - kt 0,912 0,939 Ordedua 1 C = 1 C 0 +kt 0,908 0,929 Ordetiga 1 C 2 = 1 C 0 2 +2kt 0,903 0,919
0 1 2 3 4 5 6 0 30 60 90 120 150 180 q e A K P M ( m g g -1 ) Waktu (menit) AKPM AK
Pseudo ordesatu ln(q e -q t ) = ln q e – kt 0,860 0,819 Pseudo ordedua t q t = 1 k 2 q e 2 + 1 q e t 0,999 0,999
Model  kinetika  pseudo  orde  dua  selanjutnya  digunakan  untuk  menentukan  nilai  konstanta  laju  (k) adsorpsi dan kapasitas adsorpsi pada kesetimbangan (q e ) ion Cu(II) oleh adsorben AK yang ditunjukkan pada Tabel 2. BerdasarkanTabel2nilai k adsorpsi ion Cu(II) oleh AK lebihbesardari AKPM.
Hal ini menunjukkan bahwa pada AK kecepatan adsorpsi Cu(II) mencapai kesetimbangan lebih cepat tercapai  dari  kecepatan  adsorpsi  Cu(II)  oleh  AKPM.  Nilai  kapasitas  adsorpsi  AK  lebih  kecil  dibandingkan AKPM menunjukkan bahwa dengan massa adsorben yang sama, kemampuan menyerap AKPM lebih baik dari AK.
Tabel 2. Parameter kinetikaadsorpsiCu(II) pada AK dan AKPM
Adsorben Pseudo ordeduaCu(II) k 2 (g mg -1 min -1 ) q e (mg g -1 ) R 2 AK 0,103 4,09 0,999 AKPM 0,037 5,35 0,999

## 3.3.4 Pengaruh konsentrasi awal ion logam
Hasil Analisis pengaruh konsentrasi awal ion logam  Cu(II) terhadap kapasitas adsorpsi diperlihatkan pada Gambar 8. Data hasil analisis menunjukkan bahwa pada konsentrasi rendah, sebagian besar ion  Cu(II) teradsorp  pada  permukaan  kedua  adsorben.  hal  ini  dikarenakan  pada  konsentrasi  rendah  jumlah  ion  logam yang ada dalam larutan jumlahnya sedikit, sehingga lebih mudah diadsorpsi oleh situs aktif adsorben akibatnya kapasitas adsorpsi dan persentase penyerapan menjadi maksimal.
Pada konsentrasi tinggi, jumlah ion logam yang teradsorpsi juga semakin besar, karena bertambahnya konsentrasi  logam  maka  semakin  banyak  pula  ion  logam  yang  tersedia  untuk  berikatan  dengan  situs  aktif. Akan tetapi, pada konsentrasi tinggi permukaan adsorben menjadi jenuh karena ion logam yang teradsorpsi semakin  banyak  akibatnya  kapasitas  adsorpsi    mengalami  kenaikan  yang  sedikit  dan  persen  penyerapan menjadi berkurang.
Gambar 8. Grafik pengaruh konsentrasi awal Cu(II) terhadap kapasitas adsorpsi  pada adsorben AK dan AKPM
Hasil penelitian menunjukkan kapasitas adsorpsi Cu(II) pada AKPM lebih besardari AK, dengan nilai masing- masing  6,32  dan  4,63  mg  g -1 .  Hasil  yang  ditunjukkan  Gambar  8.  Menunjukkan  bahwa  jumlah  ion  logam teradsorpsi oleh adsorben meningkat ketika konsentrasi awal logam dinaikkan. Ketika konsentrasi awal Cu(II) dinaikkan  dari  10  sampai  100  mg  L -1 ,  jumlah  ion  Cu(II)  yang  teradsorpsi  pada  adsorben  AK  mengalami
0 1 2 3 4 5 6 7 0 20 40 60 80 100 q e (m g g -1 ) C o (mg L -1 ) AK AKPM
peningkatan dari 2,07 menjadi 4,63 mg g -1 dan pada keadaan yang sama kapasitas adsorpsi ion Cu(II) pada adsorben AKPM,  meningkatdari 2,08 menjadi 6,32 mg g -1 .
Tingginya kapasitas adsorpsi pada konsentrasi awal ion Cu(II) yang besar dipengaruhi oleh dua faktor penting yaitu tingginya peluang tumbukan antara ion logam dan adsorben dan tingkat difusi yang tinggi ion logam kepada adsorben. Kedua hal ini akan meningkatkan driving force dan menurunkan resistansi transfer massa (Ozsoy dan Kumbur, 2006).
Kajian  isoterm  adsorpsi  ion  Cu(II)  oleh  adsorben  AK  dan  AKPM  menggunakan  data  dari  kajian pengaruh  konsentrasi  awal  ion  Cu(II).  Model  isotermal  yang  digunakan  pada  penelitian  ini  adalah  isoterm Langmuir, isoterm Freundlich dan isothermal Dubinin Kaganer Radush kevich (DKR).   Melalui pendekatan model isoterm Langmuir, diketahui bahwa adsorpsi ion Cu(II) oleh AK dan AKPM memiliki linearitas yang baik.  Nilai  R 2 keduanya  adalah  0,997  dan  0,995.  Melalui  pendekatan  model  isoterm  Freundlich,  nilai  R 2 masing-masing adsorben adalah 0,955 dan 0,879 sedangkan melalui pendekatan model isoterm DKR, nilai R 2 kedua adsorben adalah 0,978 dan 0,91 (Tabel 3).
Model  adsorpsi  yang  sesuai  untuk  adsorpsi  ion  Cu(II)  oleh  AK  dan  AKPM  adalah  model  isoterm Langmuir, karena mempunyai linearitas yang lebih baik dibandingkan dua model isoterm yang lain. Tingginya koefisien  korelasi  regeresi  linear  (R 2 )  suatu  model  isoterm  adsorpsi  menunjukkan  model  isoterm  tersebut paling  sesuai  untuk  menggambarkan  isoterm  adsorpsi  ion  logam  pada  suatu  adsorben  (Tang  dkk.,  2014). Dengan demikian dapat dikatakan bahwa adsorpsi ion Cu(II) terjadi pada permukaan homogeny dari adsorben AK dan AKPM dan mengikuti pola monolayer (Kapur dan Mondal, 2014).
Tabel 3. Hasil AnalisisIsotermAdsorpsi
Parameter Isoterm Cu(II) AK AKPM Langmuir Pers. linear y  =  0,2114x  + 0,7318 y  =  0,1548x  + 0,5899 R 2 0,997 0,995 q m (mg g -1 ) 4,730 6,460 K L (L mg -1 ) 0,289 0,262 E (kJ mol -1 ) 24,322 24,084 Freundlich Pers. Linear y  =  0,1813x  + 0,3389 y  =  0,2311x  + 0,3965 R 2 0,955 0,879 n 5,516 4,327 K F (L mg -1 ) 2,182 2,492 E (kJ mol -1 ) 29,3323 29,6609 DKR (DubininKaganerRadushkevich) Pers. Linear y  =  -2×10 -9 x  – 9,0441 y  =  -2×10 -9 x  – 8,5735 R 2 0,978 0,910 X m (mol g -1 ) 1,181 × 10 -4 1,891 × 10 -4 β (mol 2 J -2 ) -2 × 10 -9 -2 × 10 -9 E (kJ mol -1 ) 15,8 15,8
Model isotermal Langmuir kemudian digunakan untuk menentukan tetapan kesetimbangan, kapasitas maksimum dan energy adsorpsi. Nilai ketiga parameter isotherm Langmuir ini dapat dilihat pada tabel 3. Nilai tetapan kesetimbangan (K L ) untuk adsorpsi ion Cu(II) oleh AK dan AKPM masing-masing 0,289 dan 0,262 L mg -1 sedangkan kapasitas maksimum adsorpsi ion Cu(II) oleh kedua adsorben tersebut adalah 4,73 dan 6,46 mg g -1 . Hasil perhitungan besarnya energi adsorpsi diperoleh energi adsorpsi sebesar 24,322 kJ mol -1 untuk AK dan 24,084 kJ mol -1 untuk AKPM. Menurut Adamson (1990), adsorpsi dapat diklasifikasikan berdasarkan
besarnya  energi  adsorpsi.  Jika  energi  lebih  dari  20,9  kJ  mol -1 ,  adsorpsi  termasuk  kategori  adsorpsi  kimia, sedangkan  jika  energi  kurang  dari  nilai  itu  termasuk  adsorpsi  fisika.  Berdasarkan  kisaran  energi  adsorpsi, nampak bahwa untuk adsorpsi ion Cu(II) oleh AK  dan AKPM cenderung pada kategori adsorpsi kimia karena energi adsorpsi keduanya lebih dari 20,9 kJ mol -1 , walaupun masih berada pada perbatasan adsorpsi fisika.

## 4. KESIMPULAN
Limbah  ampas  kelapa  yang  berupa  sebuk  berwarna  putih  dapat  dijadikan  sebagai  adsorben  karena mempunyai pori dan memiliki gugus aktif hidroksil (OH) pada permukaannya. Kondisi optimum adsorpsi ion Cu(II)  oleh  AK  dan  AKPM  berlangsung  pada  keadaan  yang  sama  yaitu  pH  7,  dengan    waktu  kontak  dan konsentrasi awal ion Cu(II) 120 menit dan 100 mg L -1 . Model kinetika adsorpsi mengikuti persamaan kinetika adsorpsi pseudo orde dua dengan nilai konstata laju k adsorben  AK dan AKPM sebesar 0,1032 dan 0,0367 g mg -1 min -1 . Model isoterm adsorpsi mengikuti model isoterm Langmuir dengan nilai K L dan energi adosrpsi sebesar 0,289 L mg -1 dan 24,322 kJ mol -1 untuk AK serta 0,262 L mg -1 dan 24,084 kJ mol -1 untuk AKPM. Kapasitas adsorpsi ion logam Cu(II) oleh AK dan AKPM pada kondisi optimum adalah sebesar 4,73 dan 6,46 mg g -1 .

## DAFTAR PUSTAKA
Adamson, A.W., 1990, Physical Chemistryof Surfaces,6 th Ed., John Wiley and Sons, Inc., New York. Ahmed  S.A.,  2011,  Batch  and  Fixed-Bed  Column  Techniques  for  Removal  of  Cu(II)  and  Fe(III) usingCarbohydrate  Natural  Polymer  Modified  Complexing  Agents Carbohydrate  Polymers, 83,    1470– 1478.
Al-Ghouti,  M.A.,  Li  J.,  Salamh  Y.,  Al-Laqtah  N.,  Walker  G.  and  Ahmad  M.  N.M.,  2010,  Adsorption Mechanisms  of  Removing  Heavy  Metals  and  Dyes  from  AqueousSolution  using  Date  Pits  Solid Adsorbent, J. Hazard. Mater 176, 510–520. Barcelo, D., 2001, Modern Fourier Transform Infrared Spectroscopy Vol.35, Wilson and Wilson’s, Inc., New York.
Bilal, M., Shah, J.A., Ashfaq, T., Gardazi, S.M.H., Tahir, A.A., Pervez, A., Haroon, H. and Mahmood, Q., 2013, Waste Biomass Adsorbents for copper Removal from IndustrialWastewater, A Review, Castellan, G.W., 1982, Phisical Chemistry , 3 rd Ed, General Graphic Services, New York. Farooq U., Kozinski J.A., Khan M.A.and Athar M., 2010, Biosorption of Heavy Metal Ions using Wheat Based Biosorbents, A Reviewof The Recent Literature, Bioresour. Technol., 101,  5043–5053.
Florido A.,  Valderrama  C.,  Arévalo  J.A.,  Casas  I.,  Martínez  M.and  Miralles  N.,  2010,  Application  of  Two Sites Non-equilibrium Sorption Model for the Removal of Cu(II)onto Grape Stalk Wastes in a Fixed-bed Column, Chem. Eng. J., 156, 298–304.
Gorgievski M., Bozic D., Stankovic V., Strbac N. and Serbula S., 2013, Kinetics, Equilibrium and Mechanism of Cu 2+ , Ni 2+ and Zn 2+ IonsBiosorption using Wheat Straw, Ecol.Eng. ,58, 113– 122.
Hansen, H.K., Arancibia, F. and Gutiérrez, C., 2010 Adsorption of Copper onto Agriculture Waste Materials,
J.  Hazard. Mater. , 180, 442–448.
Iqbal,  M.,  Saeed,  A.  and  Zafar,  S.I.,  2009,  FTIR  Spectrophotometry,  Kinetics  and  Adsorption  Isotherms Modeling, IonExchange, and EDX Analysis for Understanding the Mechanism of Cd 2+ andPb 2+ Removal by MangoPeel Waste J.  Hazard. Mater 164, 161–171.
Jellali S., Wahab M.A., Hassine R.B., Hamzaoui A.H.and Bousselmi L., 2011, Adsorption Characteristics of Phosphorus from Aqueous Solutions onto Phosphate Mine Wastes, Chem.Eng. J. 169, 157–165. Kamari A., Yusoff S.N.M., Abdullah F.and Putra W.P., 2014 Biosorptive Removal of Cu(II), Ni(II) and Pb(II) Ions from Aqueous Solutions using Coconut Dregs Residue: Adsorption and Characterisation Studies, J. Environ. Chem. Eng., 2, 1912–1919.
Kapur, M. and Mondal, M.K., 2014, Competitive Sorption of Cu(II) and Ni(II) Ions from Aqueous Solutions: Kinetics, Thermodynamics and Desorption Studies, J.  Taiwan. Inst. Chem.Eng., 45., 1803–1813.
Larous,  S.,  Meniai,  A.H.  and  Lehocine,  M.B.,  2005,  Experimental  Study  of  The  Removal  of  Copper  from AqueousSolutions by Adsorption using Sawdust, Desalination , 185, 483–490.
Lasheen, M.R., Ammar, N.S. and Ibrahim, H.S., 2012,  Adsorption/Desorption of Cd(II), Cu(II) and Pb(II) using Chemically ModifiedOrange Peel: Equilibrium and Kinetic Studies, Solid. State. Sci. 14, 202-210. Li,  Y.,  Yue,  Q.  and  Gao,  B.,  2010,  Adsorption  Kinetics  and  Desorption  of  Cu(II)  and  Zn(II)  from AqueousSolutiononto HumicAcid, J. Hazard. Mater. ,178, 455–461.
Li, Y., Xia B., Zhao Q., Liu, F., Zhang P., Du, Q., Wang, D., Li, D., Wang, Z. and Xia, Y., 2011, Removal of Copper Ions from Aqueous Solution by Calcium AlginateImmobilized Kaolin, J.Environ. Sci. , 23(3) 404–411.
Lu, S., and Gibb, S.W., 2008, Copper Removal from Wastewater using Spent-Grain as Biosorbent, Bioresour. Technol ., 99, 1509–1517.
Narsito, Nuryono dan Suyanta, 2004, KinetikaAdsorpsiZn(II) dan Cd(II) pada Silika Gel termodifikasi Hasil Pengolahan  Abu  SekamPadi, Laporan  Hasil  PenelitianIlmu  Dasar ,  November  2004,  Lembaga PenelitianUniversitas Gadjah Mada, Yogyakarta.
Ozsoy H.D. andKumbur H., 2006, Adsorption of Cu(II) Ions on CottonBoll, J. Hazard. Mater., 136, 911– 916,doi:http://dx.doi.org/10.1016/j.jhaz- mat.2006.01.035. 16490303.
Pavia,  D.L.,  Lampman,  G.M.,  Kriz,  G.S.  and  Vyvyan,  J.R.,  2009, Introduction  to  Spectroscopy ,  4 th Ed., Brooks/Cole Cengage Learning, Washington.
Powell,  K.J.,  Brown,  P.L.,  Byrne,  R.H.,  Gajda,  T.,Hefter,  G.,  Sjöberg,  S.and  Wanner,  H.,  2007,  Chemical Speciation of EnvironmentallySignificant Metals with Inorganic Ligands, Pure Appl. Chem. , 5(70), 895– 950.
Purawisastra,  S.  dan  Sahara,  E., 2010,  Isolasi  Ampas  Kelapa  Rumah  Tangga  dan Bungkil  Industri  Minyak Kelapa, Panel Gizi Makan , 1(33), 23-29.
Purawisastra,  S.,  2011,  The  Use  Of  Various  Ashes  For  Galactomannan  Compound  Isolationfrom  Coconut Dregs, Teknologi Pencegahan Pencemaran Industri. , 4(1), 260-266.
Singha, B. and Das, S.K., 2013 Adsorptive Removal of Cu(II) from Aqueous Solution and IndustrialEffluent using Natural/Agricultural Wastes Colloids  Surf. B., 107., 97– 106.
Singh, V., Sethi, R.and Tiwari, A., 2009, Structure Elucidation and Properties of a Non-Ionic Galactomannan Derived fromThe Cassia pleurocarpa Seeds, Int. J. Biol.Macromol. , 44, 9–13. Stumm, W. and Morgan, J.J., 1996, Aquatic Chemistry ,3 rd Ed, John Wiley and Sons Inc., New York. Sud,  D.,Mahajan,  G.and  Kaur,  M.P.,  2008,  Agricultural  Waste  Material  as  Potential  Adsorbent  for SequesteringHeavy Metal Ions from Aqueous Solutions, A Review, Bioresour. Technol. , 99, 6017–6027. Volesky, B., 2007,ReviewBiosorption and Me, Water Res., 41, 4017 – 4029. Wang, J., and Chen, C., 2009, Biosorbents for Heavy Metals Removal and Their Future, Biotechnol. Adv. , 27, 195–226.
Weng C.H., Lin Y.T., Hong D.Y., Sharma Y.C.,Chen S.C.and Tripathi K., 2014, Effective Removal of Copper Ions from Aqueous Solution using Basetreated Black Tea Waste, Ecol. Eng., 67,127–133.
Yan, C., Li, G., Xue, P., Wei, Q. and Li, Q., 2010, Competitive Effect of Cu(II) and Zn(II) on The Biosorption of Lead(II) by Myriophyllum spicatum , J. Hazard. Mater., 179, 721–728.
Yargic, A.S, Sahin, R.Z.Y., Ozbay, N. and Onal, E., 2014, Assessment of Toxic Copper(II) Biosorption from Aqueous Solution byChemically-Treated Tomato Waste ( Solanum lycopersicum ), J. lean. Pro. , 1-8,doi: http://dx.doi.org/10.1016/j.jclepro.2014.05.087