Kulit Kacang Tanah  ( Arachis hypogaea L.) sebagai Adsorben Ion Pb(II)

## Ade Oktasari
Prodi Kimia, Fakultas Sains dan Teknologi, UIN Raden Fatah, Palembang adeoktasari@gmail.com

## ABSTRAK
Telah  dilakukan  penelitian  tentang  adsorpsi  ion  logam  Pb  (II)  menggunakan    kulit kacang  tanah  ( Arachis  hypogea  L. )  tanpa  aktivasi  (KK),  teaktivasi  asam  (KKA)  dan teraktivasi  basa  (KKB).  Aktivasi  dilakukan  dengan  cara  mereaksikan  kulit  kacang  tanah dengan H 3 PO 4 dan KOH dengan tujuan untuk meningkatan efektivitas dan kapasitas adsorpsi. Hasil karakterisasi adsorben dengan spektrofotometer FT-IR menunjukkan munculnya puncak pada  daerah  serapan  3410  dan  2901  cm -1 yang  mengindikasikan  keberadaan  gugus  OH  dan CH  alifatik  yang  merupakan  kerangka  pembangunan  struktur  selulosa.  Kondisi  optimum adsorpsi  logam  Pb(II)  pada  KK,  KKA  dan  KKB  terjadi  pada  pH  yang  sama  yaitu  pH  5 dengan waktu optimum masing-masing 60, 90 dan 70 menit. Parameter kinetika adsorpsi ion Pb(II) pada KK, KKA dan KKB mengikuti persamaan kinetika pseudo orde dua dengan nilai konstanta  laju  ( k )  pada  adsorpsi  Pb(II)  masing-masing  sebesar  12,279;  4,149  dan  32,258  g mmol -1 min -1 .  Kapasitas  adsorpsi  maksimum  KK,  KKA  dan  KKB  untuk  ion  Pb(II)  sebesar 0,598;  0,505  dan  0,622  mmol  g -1 mengikuti  pola  isoterm  Langmuir  dengan  energi  adsorpsi masing-masing  sebesar  26,735;  25,789  dan  29,245  kJ  mol -1 .  Hasil  studi  ini  menunjukkan bahwa  kulit  kacang  tanah  ( Arachis  hypogea  L. )  teraktivasi  KOH  memiliki  afinitas  adsorpsi yang  baik  terhadap  Pb(II)  dengan  kapasitas  adsorpsi  yang  meningkat  dibandingkan  tanpa aktivasi dan aktivasi secara asam.
Kata kunci : adsorpsi logam , arachis hypogea L ., H 3 PO 4, KOH, Pb (II).

## ABSTRACT
An experiment on Pb (II) metal ion adsorption using peanut ( Arachis hypogea L. ) shell without  activation  (KK),  acid-activated  (KKA),  and  base-activated  (KKB)  has  been conducted. Peanut shell powder was activated using H 3 PO 4 and KOH to improve adsorption effectivity and capacity. Characterization results using FT-IR spectrophotometer showed peak at 3410 and 2901 cm -1 indicated OH dan CH aliphatic from framework of cellulose. Optimum condition of Pb(II) adsorption for KK, KKA and KKB was occurred at the same optimum pH, that  was  pH  5,  with  contact  time  60,  90  and  70  min,  respectively.  The  adsorption  kinetic parameter of  Pb(II) ion  for KK,  KKA, and  KKB  followed  pseudo second order kinetic with rate  constants  ( k )  in  order  of  12.279,  4.149,  and  32.258  g  mmol -1 min -1 ,  with  maximum adsorption capacity based on Langmuir isotherm model of 0.598, 0.505, and 0.622 mmol g -1 , and  adsorption  energy  of  26.735,  25.789,  and  29.245  kJ  mol -1 ,  respectively.  The  results indicated that KOH-activated peanut ( Arachis hypogea L. ) shell has good adsorption affinity for  Pb(II)  with  highest  adsorption  capacity  compare  to  those  from  non-activated  and  acid- activated.
Keywords : Arachis hypogea L. , H 3 PO 4 , KOH, metal adsorption, Pb(II) ion

## PENDAHULUAN
Perkembangan industri saat ini mengalami  kemajuan  yang  sangat  pesat.
Meningkatnya  jumlah  industri  tidak  hanya memberikan  dampak  positif  tetapi  juga
akan memberikan dampak negatif, misalnya  pencemaran  lingkungan  yang  di akibatkan  oleh  buangan  limbah  industri berupa  limbah  cair,  padat  maupun  gas.
Pengaruh dari limbah industri ini mengakibatkan meningkatnya jumlah racun  dan  polutan  logam  berat  dalam lingkungan.  Logam  berat  seperti  Hg,  Pb, Cr,  Ni,  Cu,  Cd  dan  Zn  dapat  terakumulasi dalam  organisme  dan  dalam  jumlah  besar dapat menyebabkan keracunan jika terserap  dalam  tubuh  (Ngah et  al .,  2004). Logam  berat  timbal  (Pb)  terutama  dikenal sebagai  logam  yang  paling  beracun  di antara logam berat, bahkan pada konsentrasi rendah di lingkungan. Berbagai metode untuk
menghilangkan logam berat dari air limbah telah  dikembangkan,  antara  lain  meliputi pemisahan  membran,  pertukaran  ion,  dan elektroforesis  tetapi  membutuhkan  biaya yang  besar  dan  kurang  efektif  terutama untuk  mengurangi  logam  berat  dalam larutan  (Wang et  al .,  2005) . Proses adsorpsi  merupakan  teknik  pemurnian  dan pemisahan  yang  efektif  dipakai  dalam industri. Metode adsorpsi umumnya terjadi berdasarkan interaksi antara  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).
Pemanfaatan biomaterial dari limbah  pertanian  sebagai  bahan  pengganti karbon  aktif  ataupun  resin  penukar  ion untuk menyerap senyawa-senyawa beracun telah  mulai  diteliti.  Berbagai  limbah pertanian  yang  telah  digunakan  sebagai bahan  baku  adsorben  antara  lain  kulit almon  (Mehrasbi et  al., 2008),  kulit  jeruk (Liang  et  al,  2009),  jerami  padi  (Safrianti dkk,  2012),eceng  gondok  (Tangio,  2013) dan batang pisang (Ogunleye et al., 2014). Komponen  dari  kulit  kacang  tanah diharapkan dapat digunakan sebagai bahan penyerap  (adsorben)  logam  berat  adalah selulosa  yang  terdapat  pada  dinding  sel kulit  kacang  tanah  (Windasari,  2009). Selulosa  memiliki  gugus  aktif  OH  yang mampu  mengikat  logam  berat.  Banyak peneliti telah melakukan studi kemampuan adsorben  selulosa  dalam  menyerap  ion
logam  berat.  Asrina  (2003)  menggunakan adsorben  selulosa  dari  pelepah  pisang gedah  untuk  menyerap  ion  Cd.  Lesbani, dkk. (2013) menggunakan adsorben selulosa dari serbuk kayu  untuk menyerap ion logam Fe. Wulandari (2014) menggunakan  adsorben  selulosa  dari  kulit ketela  rambat  untuk  menyerap  ion  logam Pb.  Sehingga  penggunaan  kulit  kacang tanah sebagai adsorben merupakan alternatif  pengolahan  limbah  logam  berat karena  biayanya  relatif  murah  dan  mudah didapat. Kapasitas adsorpsi dapat ditingkatkan  dengan  melakukan  aktivasi adsorben  limbah  pertanian  yang  akan digunakan. Aktivasi dapat dilakukan dengan menambahkan larutan basa, larutan asam, senyawa organik dan agen pengoksidasi  yang  dapat  memisahkan komponen penggganggu sehingga akhirnya dapat  meningkatkan  efisiensi  adsorpsi logam  berat  (Shukla  dan  pai,  2005). Banyak  peneliti  yang  telah  mempelajari modifikasi  adsorben  alternatif  ini.    Tarley et  al., (2004)  melaporkan  adsorpsi  dari Cd 2+ meningkat  setelah  adsorben  sekam padi  ditambahkan  NaOH.  Low et  al., (1995)  menggunakan  asam  nitrat  untuk memodifikasi adsorben dari  limbah pisang dan dilaporkan bahwa kapassitaas adsorpsi maksimum  dari  Cu 2+ mencapai  13,46  mg g -1 .
Pada  penelitian  ini,  kulit  kacang tanah  yang  merupakan  limbah  pertanian digunakan sebagai adsorben untuk menghilangkan  ion    Pb  (II)  dalam  larutan. Kulit  kacang  tanah  yang  digunakan diaktivasi  dengan  menambahkan  reagen asam  dan  basa  kemudian  dikarakterisasi mengunakan  spektroskopi  FTIR  untuk mengidentifikasi  gugus  fungsional  yang ada dalam kulit kacang tanah. Adsorpsi ion Pb  (II)  dengan  kulit  kacang  tanah  diamati pada kondisi percobaan yang berbeda yaitu pH,  waktu  adsorpsi,  dan  konsentrasi  awal Pb  (II)  ion.  Data  eksperimen  dianalisis dengan menggunakan model isoterm Langmuir dan Freundlich. Sebagai tambahan, parameter kinetik dan
kemampuan penyerapan maksimum
dihitung dan dibandingkan dengan penelitian yang telah dilakukan sebelumnya.

## METODOLOGI PENELITIAN Alat dan Bahan
Alat-alat yang digunakan dalam penelitian  ini  adalah  sebagai  berikut  : mortar, ayakan 100  mesh,  neraca analitik, , shaker,  stirrer ,  oven,  pH  meter,  satu  set penyaring  Buchner,  refluk,  waterbath  dan pengaduk  magnet.  Instrumen  analisis terdiri dari Spektrofotometer FT-IR
( Fourier Transform Infrared ) Merk Shimadzu  tipe  Prestige  21  dan  AAS ( Atomic Absorption
Spectroscopy ).
Peralatan penunjang berupa peralatan gelas standar  seperti  :  gelas  ukur,  labu  takar, erlenmeyer, gelas kimia,  gelas arloji, pipet tetes,  pipet  volume,  pipet  ukur,  corong, botol  penyimpan  larutan,  botol  konikel, dan lainnya.
Limbah  pertanian  yang  digunakan dalam penelitian ini diambil dari salah satu tempat  penggilingan  kacang  tanah  dari daerah wonosari. Bahan-bahan kimia  yang digunakan  dalam  penelitian  ini  adalah NaOH  0,1  M  dan  HCl  0,1  M  yang digunakan  untuk  mengatur  pH.  Bahan yang  digunakan  untuk  aktivasi  adsorben kulit  kacang,  meliputi  KOH  0,1  M  yang semuanya  berkualitas  pro  analisis  dan diproduksi  E  Merck  dan  kertas  saring Whatman serta kertas pH universal. Bahan yang  digunakan  untuk  membuat  larutan baku,  meliputi  HNO 3 dan  Pb  (NO 3 ) 2 akuabides  yang  diproduksi  Laboratorium Gizi  dan  Pangan  PAU  UGM.  Bahan  yang digunakan  untuk  analisis  selulosa,  lignin dan hemiselulosa, meliputi H 2 SO 4 1 N dan H 2 SO 4 72%.

## Prosedur
A. Preparasi adsorben dan karakterisasi Preparasi  adsorben .  Kulit  kacang tanah yang diperoleh dari limbah penggilingan  dibersihkan  dari  kotoran yang  menempel  dan  dicuci  dengan  air bersih  kemudian  disaring.  Kulit  kacang tanah
selanjutnya
dikeringkan
menggunakan  sinar  matahari  langsung selama  dua  hari.  Kulit  kacang  tanah  yang sudah  kering  kemudian  dihaluskan  dan diayak  dengan  ayakan  100  mesh.  Hasil ayakan  ini  diperoleh  serbuk  kulit  kacang tanah (KK).
Aktivasi  Adsorben  dengan  H 3 PO 4 1 M .  Adsorben    KK  hasil  preparasi ditambahkan reagen aktivator asam  H 3 PO 4 1 M kemudian digojok. Selanjutnya dicuci hingga  pH  7  dan  dikeringkan  dalam  oven hingga berat konstan, selanjutnya didinginkan  sebagai  adsorben  teraktivasi asam (KKA).
Aktivasi Adsorben dengan KOH 0,1
M . Adsorben KK hasil preparasi ditambahkan  reagen  aktivator  asam  KOH 0,1  M kemudian  digojok.  Selanjutnya dicuci hingga pH 7 dan dikeringkan dalam oven  hingga  berat  konstan,  selanjutnya didinginkan  sebagai  adsorben  teraktivasi basa (KKB).

## B.      Analisis  kandungan  selulosa,  lignin dan  hemiselulosa  dengan  metode Chesson
Sampel  kering  (berat  a)  ditambahkan 150 mL H 2 O dan direfluk pada suhu 100 o C dengan  waterbath  selama  1  jam. Hasilnya disaring,  residu  dicuci  dengan  air  panas 300  mL. Residu  kemudian  dikeringkan dengan  oven  sampai  beratnya  konstan  dan kemudian  ditimbang  (berat  b). Residu ditambah  150  mL  H 2 SO 4 1  N,  kemudian direfluk  dengan  waterbath  selama  1  jam pada  suhu  100 o C. Hasilnya  disaring  dan dicuci  sampai  netral  (300  mL)  dan residunya  dikeringkan  hingga  beratnya konstan. Berat ditimbang (berat c). Residu kering  ditambahkan  100  mL  H 2 SO 4 72% dan  direndam  pada  suhu  kamar  selama  4 jam. Ditambahkan 150 mL H 2 SO 4 1 N dan direfluk pada suhu 100 o C dengan waterbath  selama  1  jam  pada  pendingin balik. Residu  disaring  dan  dicuci  dengan H 2 O  sampai  netral  (400  mL). Residu kemudian dipanaskan dengan oven dengan suhu  105 o C  sampai  beratnya  konstant  dan ditimbang  (berat  d). Selanjutnya  residu diabukan dan ditimbang (berat e).

## C. Kajian adsorpsi Pengaruh pH
Adsorben  (KK,  KKA  dan  KKB) dimasukan kedalam  masing-masing wadah yang berisi 25 mL larutan Pb (II) 25 mg L -1 dengan  variasi  pH  larutan    2  hingga  6. Larutan  HCl  0,1  M  dan  NaOH  0,1  M digunakan  untuk  mengatur  pH  larutan.
Campuran digojok dengan shaker . Selanjutnya, setelah proses adsorpsi selesai,  campuran  adsorben  dan  adsorbat disaring  dan  kandungan  logam  dalam filtrat  dianalisis  dengan  AAS.  Kemudian ditentukan kapasitas adsorpsinya.

## Pengaruh waktu kontak
Adsorben  (KK,  KKA  dan  KKB) dimasukan kedalam  masing-masing wadah yang  berisi  Pb(II)  25  mg  L -1 dengan  pH optimum masing-masing adsorben.
Campuran  digojok  menggunakan shaker dengan variasi waktu kontak selama 0; 10; 25; 40; 60; 70; 90; 100; 110; 130; dan 150 menit  pada  suhu  kamar.  Selanjutnya, setelah  proses  adsorpsi  selesai,  campuran adsorben  dan  adsorbat  disaring  dan kandungan  logam  dalam  filtrat  dianalisis dengan AAS.

## Pengaruh konsentrasi awal adsorbat
Larutan  Pb  (II)  dengan  variasi konsentrasi  5, 10, 20, 40, 50 dan 100 ppm dimasukan kedalam  masing-masing wadah yang berisi adsorben (KK, KKA dan KKB) dengan pH optimum masing-masing adsorben. Campuran
digojok menggunakan shaker pada  waktu  kontak optimum  masing-masing  adsorben  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.
D. Kajian kinetika dan isoterm adsorpsi
Kajian kinetika adsorpsi Kajian  kinetika  adsorpsi dilakukan dengan  menggunakan  data  kesetimbangan adsorpsi  yang  diperoleh  pada  berbagai waktu  kontak.  Dalam  evaluasi  ini,  data
yang  diperoleh  diuji  untuk  menemukan bentuk  linear  persamaan  kinetika  (laju reaksi)  yang  sesuai  dalam  proses  adsorpsi dengan    menggunakan  persamaan  kinetika adsorpsi  diantaranya  kinetika  reaksi  orde nol, orde satu, orde dua, orde tiga, pseudo orde satu (Lagergren) dan pseudo orde dua (Ho dan Mckay).
Kajian isoterm adsorpsi Kajian isoterm adsorpsi
dilakukan  dengan  menggunakan  data kesetimbangan  adsorpsi  yang  diperoleh pada  berbagai  konsentrasi  larutan  logam (adsorbat).

## HASIL DAN PEMBAHASAN Karakterisasi  adsorben  kulit  kacang tanah
Kandungan  kimia  kulit  kacang  tanah yang  digunakan  sebagai  adsorben  pada tabel  1  menunjukkan  bahwa  adsorben mengandung selulosa, lignin dan hemiselulosa  yang  memiliki  gugus  fungsi hidroksil  dan  karboksil.  Gugus  fungsi tersebut  mempunyai  kemampuan  untuk mengganti  ion  H + dengan  kation  logam sehingga dapat digunakan sebagai adsorben  dalam  adsorpsi  logam  (Brown et al., 2000).
Tabel 1 Kandungan kimia kulit kacang tanah Komponen (%) KK KKA KKB Selulosa 47,19 43,56 42,91 Lignin 34,30 30,57 29,61 Hemiselulosa 7,19 15,82 19,83
Konfirmasi gugus-gugus dari senyawa yang  terdapat  pada  kulit  kacang  tanah dilakukan  dengan  karakterisasi  gugus fungsi  menggunakan  Spektrofotmeter  FT- IR.  Karakterisasi  FT-IR  juga  digunakan untuk  mengetahui  adanya  gugus  fungsi yang  terdapat  pada  kulit  kacang  tanah setelah  aktivasi.  Pada  adsorben  KKA teramati  ada  gugus  fungsi  baru  yang muncul  pada  bilangan  gelombang  1373 cm -1 yang merupakan gugus fungsi C-O-H. Pada  adsorben  KKB  tidak  ada  gugus
fungsi baru yang muncul setelah penambahan KOH, tetapi beberapa puncak serapan  KKB  telah  bergeser  dari  puncak serapan KK, yaitu pada bilangan gelombang  3410,  1057,  524  dan  486  cm -1 bergeser  ke  bilangan  gelombang  3402, 1033,  540  dan  470  cm -1 .  Pada  bilangan gelombang  1720  dan    2368  cm -1 tidak terdeteksi  adanya  puncak.  Hal  ini  dapat dikaitkan  dengan  hilangnya  lignin  dari adsorben  kulit  kacang  tanah  yang  telah  di aktivasi  dengan  KOH.  Pita  serapan  ini tidak  berbeda  jauh  dari  hasil  penelitian Lopez et  al., (2000)  yang  menggunakan NaOH  sebagai  aktivator  selulosa  dari limbah  tebu.  Perlakuan  menambahkan larutan  basa  dapat  mengubah  selulosa  I menjadi  selulosa  II  dan  menghapus sebagian besar lignin. Dengan transformasi selulosa  I  menjadi  selulosa  II  banyak puncak  serapan  yang  dialihkan  dan serapannya berubah (Oh et al., 2005).
Pengaruh aktivasi secara asam dan basa pada adsorben kulit kacang tanah
Pemilihan H 3 PO 4 sebagai larutan asam yang  digunakan  dalam  proses  aktivasi didasarkan pada penelitian Ogunleye et al.,
(2014) yang melaporkan bahwa penggunaan  H 3 PO 4 sebagai  aktivator  dari adsorben batang pisang dapat meningkatkan  kapasitas  adsorpsi  logam Pb(II) menjadi 13,53 mg g -1 . Safrianti dkk. (2012)  menggunakan  larutan  basa  untuk melarutkan senyawa-senyawa dalam jerami  padi  seperti  lignin  yang  dapat menghambat  proses  adsorpsi.  Keberadaan lignin akan menurunkan proses adsorpsi.
Pengaruh  aktivasi  adsorben  secara basa  terhadap  efisiensi  adsorpsi  telah dilaporkan sebelumnya oleh banyak peneliti.  Misalnya,  adsorpsi  Cd 2+ pada sekam  padi  yang  dimodifikasi  dengan NaOH mengalami peningkatan hampir dua kali lipat (Tarley et al . 2004).
Gambar 1  Pengaruh konsentrasi ion logam Pb  (II)  terhadap  kapasitas adsorpsi  dari  adsorben  KK,

## KKA dan KKB
Hasil  penelitian  pada  Gambar  1 menunjukkan  bahwa  kapasitas  adsorpsi logam  Pb(II)  pada  KK,  KKA  dan  KKB pada  konsentrasi  5,  10  dan  20  mg  L -1 hampir  sama.  Hal  itu  diduga,  karena kandungan  logam  Pb(II)  dalam  larutan yang masih rendah sedangkan ketersediaan gugus aktif masing-masing adsorben banyak  sehingga  hampir  semua  logam Pb(II)  dalam  larutan  teradsorp  oleh  situs aktif  adsorben.  Namun,  pada  konsentrasi Pb(II)  dalam  larutan  yang  lebih  tinggi menunjukkan  bahwa  kemampuan  KKB dalam  mengadsorp  logam  Pb(II)  lebih tinggi, yaitu 1,543 mmol g -1 dibandingkan KK dan KKA, yaitu 1,463 dan 1,248 mmol g -1 . Hasil pada penelitian ini sesuai dengan hasil  yang  telah  dilaporkan  oleh  Mehrasbi et  al., (2008)  bahwa  aktivasi  secara  basa memiliki  kemampuuan  mengadsorp  lebih baik dibandingkan  adsorben tanpa  aktivasi dan teraktivasi asam.

## Optimasi  pH  Adsorpsi  Logam  Pb  pada KK, KKA dan KKB
Optimasi  pH  dapat  ditentukan  dengan adanya  muatan  ion  pada  permukaan adsorben.  Seiring  kenaikan  pH,  gaya elektrostatik  menurun dengan  menurunnya densitas  muatan  positif  pda  area  adsorpsi (Basyal et  al., 2010).  Hal  ini  dapat menyebabkan  peningkatan  adsorpsi  ion Pb(II)  hingga  tercapainya  nilai  optimum. Pengukuran  pengaruh  pH  terhadap  ion
Pb(II)  untuk  mendapatkan  pH  optimum dilakukan pada rentang pH antara 2 sampai
6.  Adsorbat  dalam  sistem  adsorpsi  ini adalah  logam Pb(II) dengan  adsorben  KK, KKA  dan  KKB.  Waktu  interaksi  yang digunakan  dalam  penentuan  pengaruh  pH ini  adalah  60  menit,  didasarkan  pada penelitian  Oscik  (1982)  yang  menyatakan baahwa kesetimbangan adsorpsi ion logam pada  berbagai  adsorben  tercapai  setelah terjadi  interaksi  selama  kurang  lebih  60 menit.
Gambar  2  Pengaruh  pH  terhadap  adsorpsi logam  Pb(II)  dari  adsorben KK, KKA dan KKB Kondisi  optimum  penyerapan  ion logam  Pb(II)  oleh  KK,  KKA  dan  KKB terjadi  pada  pH  yang  sama,  yaitu  pH  5. Gambar  2    menunjukkan  bahwa  pada  pH rendah  atau  sebelum  mencapai  kondisi optimum  jumlah  ion  logam  Pb(II)  yang terserap  lebih  kecil,  karena  pada  pH  yang lebih rendah akan menyebabkan peningkatan  konsentrasi  ion  H + dalam larutan  sehingga  terjadi  kompetisi  antara ion  H + dengan  ion  logam  Pb  (II)  untuk berinteraksi  dengan  situs  aktif  pada permukaan adsorbensedangkan pada kondisi  optimum  konsentrasi  ion  H + semakin  berkurang  yang  mengakibtkan jumlah ion logam yang berinteraksi dengan situs  aktif  adsorben  mencapai  jumlah maksimum  (Taty et  al .,  2003).  Setelah mencapai  kondisi  optimum  daya  adsorpsi KK,  KKA  dan  KKB  semakin  rendah, karena  pada  pH  tinggi  larutan  cenderung bermuatan negatif  (OH - ) dan kelarutan Pb makin  kecil  karena  adanya  gaya  tolakan elektrostatik sehingga mulai terjadi pengendapan  dalam  bentuk  Pb(OH) 2 yang dapat  menutupi  permukaan  adsorben  dan mengakibatkan penurunan efektivitas
dalam  proses  adsorpsi.  Hal  ini  sesuai dengan  spesiasi logam  Pb(II) yang menunjukkan  setelah  pH  5  spesiasi  logam Pb(II)  dalam  bentuk  Pb 2+ mengalami penurunan  dan  mulai  terbentuk  Pb(OH) + dan Pb(OH) 2 .
Optimasi Waktu dan Penentuan Kinetika Adsorpsi Logam Pb pada Kulit kacang Optimasi  waktu  kontak  terhadap adsorpsi  logam  Pb(II)  ditunjukkan  pada Gambar  3  yang  memperlihatkan  bahwa terjadi peningkatan jumlah ion logam yang teradsorpi  sampai  pada  waktu tertentu  dan kemudian  relatif  konstan  atau  cenderung menurun.
Gambar  3    Pengaruh  waktu  terhadap adsorpsi  logam  Pb(II)  pada adsorben  KK,  KKA  dan KKB
Pada  Gambar  3  dapat  dilihat  bahwa adsorpsi  ion  logam  Pb(II)  naik  secara drastis  pada  10  menit  pertama,  namun selanjutnya,  kenaikan  persentase  adsorpsi naik secara perlahan sampai titik optimumnya  tercapai.  Waktu  optimum interaksi  logam  Pb(II)  dengan  KK  dicapai pada  menit  ke-60  dengan  kapasitas adsorpsi  sebesar  0,280  mmol  g -1 ,  KKA dicapai pada menit ke-90  dengan kapasitas adsorpsi sebesar 0,259  mmol g -1 dan  KKB dicapai pada menit ke-70 dengan kapasitas adsorpsi  0,287  mmol  g -1 .  Menit-menit setelah waktu optimum, peningkatan waktu kontak  untuk  adsorpsi  logam  Pb(II)  oleh masing-masing  adsorben  secara  umum tidak  memberikan  perubahan  yang  berarti (cenderung konstan). Secara teori, tercapainya waktu optimum ini
menunjukkan telah tercapainya
kesetimbangan  dalam  interaksi  antara  ion- ion logam dengan situs aktif pada adsorben (Castellan, 1982).
Hasil  yang  diperoleh  menunjukkan bahwa kinetika reaksi adsorpsi Pb(II) pada KK,  KKA dan  KKB  mengikuti persamaan kinetika  pseudo  orde  dua.  Hal  ini menunjukkan  bahwa  adsorpsi  didasarkan pada  adsorpsi  fasa  padat.  Kesesuaian  ini mengindikasikan  bahwa  tahap  pembatas laju  ( rate-limitting )  melibatkan  proses kemisorpsi  melalui  pemakaian  bersama atau  pertukaran  elektron  antara  adsorben dan  adsorbat  (Ho  dan  Mckay,  1999). Selain  itu,  model  kinetika  pseudo  orde  2 mempunyai  keuntungan  antara  lain;  tidak mempunyai  masalah  dalam  menetapkan keefektifan adsorpsi yaitu kapasitas adsorpsi secara keseluruhan, konstanta laju dan  laju  adsorpsi  awal,  semuanya  dapat ditentukan  dari  persamaan  tanpa  harus mengetahui  banyak  parameter  sebelumnya (Ho,  2006).  Kesesuaian  kinetika  adsorpsi Pseudo  orde  2  juga  terlihat  pada  adsorpsi ion  logam  Pb(II)  di  permukaan  adsorben batang tembakau  yang dilakukan Li et  al., (2008),  di  permukaan  adsorben  batang pisang    Ogunleye et  al., (2014)  dan  di permukaan  daun  ficus  religiosa  yang dilakukan Qaiser et al., (2008).
Dari  persamaan  kinetika  adsorpsi pseudo  orde  2,  diketahui  nilai  konstanta laju  dan  kapasitas  adsorpsi  ion  logam  Pb (II)  terhadap  masing-masing  adsorben. Diketahui  bahwa  konstanta  laju  adsorpsi Pb(II)  pada  KK  yaitu  12,279  g  mmol -1 menit -1 dan  KKA  2,045  g  mmol -1 menit -1 adalah lebih kecil dibandingkan KKB yaitu 32,258  g  mmol -1 menit -1 .  Besarnya  laju reaksi  KKB  dibandingkan  KK,  dapat diasumsikan kemungkinan disebabkan oleh lebih  meruahnya  gugus  aktif  –OH  pada KKB karena telah mengalami delignifikasi sehingga laju untuk mencapai kesetimbangan  reaksi  adsorpsi  Pb(II)  pada KKB menjadi lebih cepat.
Penentuan Isoterm Adsorpsi, Kapasitas, dan Energi  Adsorpsi  Ion  Logam  Pb(II) pada adsorben KK, KKA dan KKB
Hasil  variasi  konsentrasi  yang  tersaji pada  Gambar  4  menunjukkan  bahwa kapasitas adsorpsi meningkat seiring peningkatan  konsentrasi  awal  ion  logam Pb(II).  Semakin  tinggi  konsentrasi  ion logam Pb(II) menyebabkan semakin banyak  sisa  logam  yang  tidak  teradsorp, hal  inilah  yang  mengakibatkan  penurunan efektivitas adsorpsi logam Pb(II) oleh KK, KKA dan KKB. Pola penurunan efektivitas adsorpsi  terlihat  relatif  sama  antara  KK, KKA  dan  KKB  seperti  yang  ditampilkan pada Gambar 5.
Hasil  penelitian  menunjukkan  bahwa kapasitas  adsorpsi  Pb(II)  pada  adsorben KKB  lebih  besar  dibandingkan  pada adsorben  KK  dan  KKA.  Nilai  kapasitas tertinggi  dari  adsorpsi  Pb(II)  yaitu  1,463 mmol  g -1 untuk  KK  dan  1,248  mmol  g -1 untuk  KKA  serta  1,543  mmol  g -1 untuk KKB.
Gambar 4  Pola isoterm adsorpsi logam Pb(II) pada KK, KKA dan KKB
Kemampuan  KK  dalam  mengadsorp logam  Pb(II)  paling  efektif  adalah  pada larutan  logam  Pb(II)  20  mg  L -1 yaitu mencapai  95,36%,  sedangkan  KKA  dan KKB  paling  efektif  mengadsorp  logam Pb(II)  pada  konsentrasi  yang  lebih  rendah yaitu 5  mg  L -1 dengan persentase adsorpsi KKA  mencapai  97,561  %  dan  KKB mencapai  100%.  Data  efektivitas  adsorpsi ini  secara  tidak  langsung  menunjukkan bahwa  kapasitas  adsorpsi  KKB  terhadap logam Pb(II)  lebih  besar daripada  KK dan KKA. Penentuan kapasitas adsorpsi  logam Pb(II) pada KK, KKA dan KKB dilakukan dengan  menguji  data  variasi  konsentrasi logam  ke  dalam  model  isoterm  adsorpsi Langmuir dan Freundlich.
Gambar 5  Efektivitas adsorpsi logam
Pb(II) pada KK, KKA dan
KKB
Sistem  adsorpsi  Pb(II)  baik  oleh  KK, KKA  dan  KKB  mengikuti  model  isoterm Langmuir  dengan  nilai  R 2 masing-masing 0,994  umtuk  KK,  0,982  untuk  KKA  dan 0,996 untuk KKB. Nilai ini lebih besar dari model  isoterm  Freundlich,  sehingga  dapat diasumsikan  bahwa  adsorpsi  Pb(II)  terjadi pada  permukaan  yang  homogen  dari masing-masing  adsorben  yang  digunakan dan mengikuti pola monolayer. Kesesuaian terhadap model isoterm Langmuir mengindikasikan  bahwa  adsorbat  yang teradsorp  pada  situs  aktif  hanya  terjadi sebatas lapisan tunggal (Triyono, 2013).
Penentuan energi dan kapasitas adsorpsi  logam Pb(II) pada KK,  KKA dan KKB  ditentukan  menggunakan  model isoterm Langmuir. Dapat diilihat
kesesuaian  antara  hasil  penelitian  ini dengan  hasil  penelitian  Mehrasbi., et  al (2008)  yang  menyatakan  bahwa  adsorpsi logam  Pb(II)  pada  permukaan  adsorben kulit  almond  baik  tanpa  aktivasi  maupun yang  di  aktivasi  menggunakan  asam  dan basa  mengikuti  model  isoterm  adsorpsi Langmuir  dan  adsorben  teraktivasi  basa yang  lebih  tinggi  kapasitas  adsorpsinya dibandingkan  adsorben  teraktivasi  asam dan  tidak  diaktivasi  .  Qaiser et  al., (2008) melaporkan  pula  bahwa  telah  mempelajari parameter kinetika dan kesetimbangan dari adsorpsi  logam  Pb(II)  pada  adsorben  daun ficus  religiosa  dengan  data  isoterm  yang diperoleh  pada  berbagai  temperatur  (20- 40) 0 C  digambarkan  dengan  baik  oleh model isoterm Langmuir.
Nilai b yang diperoleh dalam penelitian  ini  yaitu  untuk  adsorpsi  logam Pb(II)  masing-masing 0,598 mmol g -1 oleh
KK,  0,505  mmol  g -1 oleh  KKA  dan  0,622 mmol  g -1 oleh  KKB.  Dengan  demikian hasil penelitian menunjukkan bahwa kapasitas adsorpsi logam Pb(II) meningkat dengan  penggunaan  adsorben  yang  telah diakttivasi  secara  basa.  Selain  itu,  nilai energi  adsorpsi  juga  menunjukkan  bahwa energi  adsorpsi  logam  Pb(II)  pada  KKB yaitu  29,245  kJ  mol -1 ,  lebih  besar dibandingkan  KK  dan  KKA  yaitu  26,735 dan  25,789  kJ  mol -1 .  Menurut  Adamson (1990),  batas  minimal  adsorpsi  kimia adalah  20,92  kJ  mol -1 ,  dengan  nilai  energi adsorpsi  lebih  besar  dari  20,92  kJ  mol -1 , diduga  sebagian  besar  adsorpsi  logam Pb(II)  pada  KK,  KKA  dan  KKB  terjadi secara  karena  kimia.  Dalam  kemisorpsi, gaya  kimia  yang  kuat  ada  antara  adsorbat dan  adsorben  dan  gaya  ini  mungkin  ionik atau kompleks koordinasi.
Gugus  -OH  dari selulosa  akan mengikat  Pb 2+ dalam  larutan.  Mekanisme yang  mungkin  terjadi  dapat  dilihat  pada gambar dibawah ini :
Gambar 6  Dugaan mekanisme reaksi adsorben kulit kacang tanah dan Pb 2+
Interaksi  antara  kation  logam  dengan ligan-ligan  dapat  dikategorikan  sebagai hubungan  asam-basa  Lewis  (Rahmawati, 2012). Berdasarkan pengklasifikasian asam-basa keras dan lunak Pearson (1986), ion  logam  Pb 2+ termasuk  dalam  golongan asam borderline (antara  asam  keras  dan lunak) dan H 2 O diketahui merupakan ligan yang termasuk dalam golongan basa keras, sehingga  akan  berikatan  dengan  ion  Pb 2+ , oleh  karena  itulah  Pb 2+ akan  sulit melepaskan  ligan  H 2 O  yang  terhidrat. Sulitnya  ion  logam  Pb 2+ melepaskan  ligan H 2 O  tersebut  mengakibatkan  logam  Pb 2+
OH OH Pb 2 O O Pb 2H
mampu  berikatan  dengan  gugus  aktif  kulit kacang tanah.
Kation  logam  Pb 2+ dapat  dinyatakan sebagai  asam  Lewis,  sedangkan  gugus- gugus  aktif  pada  permukaan  kulit  kacang tanah  (adsorben)  dinyatakan  sebagai  basa Lewis,  maka  pengklasifikasian  asam-basa keras  dan  lunak  dapat  diterapkan  pada proses adsorpsi (Rahmawati, 2012). Gugus aktif  pada  permukaan  adsorben  kulit kacang tanah yang didominasi oleh gugus - OH  merupakan  basa keras, sehingga dapat diprediksikan  bahwa  ikatan  yang  terjadi antara Pb(II) dengan situs aktif  KKB  yang mempunyai gugus –OH lebih banyak akan lebih  kuat  dibandingkan  ikatan  Pb(II) dengan KK dan KKA.

## KESIMPULAN
Berdasarkan  hasil  penelitian  dan pembahasan  yang  telah  dikemukakan, maka    dapat  diambil  kesimpulan  sebagai berikut :
1. Adsorben  kulit  kacang  tanah  memiliki kandungan  selulosa  sebesar  47,19% dan hasil spektrofometer FT-IR mengidentifikasi  keberadaan  gugus- gugus  dari  senyawa  selulosa  dengan munculnya  serapan  pada  bilangan gelombang
3410  dan  2901  cm -1 yang  merupakan kerangka dasar selulosa.
2. Efektifitas  adsorpsi  logam  Pb(II)  pada KK, KKA dan KKB sangat dipengaruhi oleh  pH  medium, adsorpsi logam Pb(II) pada KK, KKA dan KKB optimum pada pH 5.
3. Kinetika  adsorpsi  logam  Pb(II)  pada KK,  KKA  dan  KKB  mengikuti kinetika pseudo orde dua.
4. Isoterm  adsorpsi  logam  Pb(II)  pada KK,  KKA  dan  KKB  mengikuti  model isoterm Langmuir.

## DAFTAR PUSTAKA
Adamson, A.W., 1990, Physical Chemistry of  Surfaces, 5 th Edition,  John  Wiley and Sons, New York.
Asrina,  F.E.,  2003,  Adsorpsi  Ion  Logam Cd (II) dengan Menggunakan Pelepah Pisang Gedah (Musa paradisica,  L) , Skripsi, Jurusan Kimia FMIPA UNSRI, Palembang.
Basyal,  D.,  Homagai,  P.L.,  dan  Ghimire, K.N.,  2010,  Removal  of  Lead  from Aqueous  Medium  Using  Xanthate Modified  Apple  Juice  Residue, J. Nepal Chem. Soc., 26, 53-60.
Brown,  P.A.,  Gill,  S.A.,  dan    Allen,  S.J.,
2000,
Metal removal from
wastewater using peat, Water res , 34,
3907-3916.
Castellan, G.W., 1982, Physical Chemistry, 3 rd Ed,  General  Graphic Services, New York.
Ho,  Y.,  dan  Mckay,  G.,  1999,  Pseudo- second  Order  Model  for  Sorption Processes, Process  Biochem, 34(5), 451-465.
Ho,  Y.S.,  2006,  Review  of  Second-order Models  for  Adsorption  System, J. Hazard. Mater., B136, 681-689.
Lesbani, A., Andriani, A., Nurlisa, H., dan Risfidian,  M.,  2013,  Studi  Adsorpsi Desorpsi  Kation  Besi  (II)  dengan
Selulosa Hasil Pemisahan dari Serbuk Kayu, Majalah Ilmiah
Sriwijaya , 24, 17.
Li, W., Zhang, L., Peng, J., Li, N., Zhang, S.,  dan  Guo,  S.,  2008,  Tobacco Stems As A Low Cost Adsorbent for The  Removal  of  Pb  (II)  from Wastewater: Equilibrium and Kinetic Studies, J.  Industrial  Crops  and Products, 28, 294-302.
Liang,  S.,  Xueyi,  G.,  Ningchuan,  F.,  dan Qinghua,  T.,  2009,  Application  of Orange  Peel  Xanthate  for  the Adsorption  of  Pb 2+ from  Aqueous Solution, J.  Hazard.  Mater. ,  170, 425-429.
Lopez,  R.,  Poblano,  V.M.,  Licea-Claveríe,
A.,  Avalos,  M.,  Alvarez-Castillo, A.,&  Castaño,  V.M.,  2000,  Alkaline Surface  Modification  of  Sugar  Cane
Bagasse, Adv.  Comp.  Mater. ,  9(2),
99–108.
Low, K.S., Lee, C.K., dan Leo, A.C., 1995,
Removal of Metals from Electroplating  Wastes  Using  Banana Pith, Bio. Tech., 51, 227-231.
Mehrasbi, R., Zohreh,  F., Baherar, T., dan
Azra,  T.,  2008,  Adsorption  of  Lead and Cadmium from Aqueous Solution by Using Almond Shells, J. Water Air Soil Pollut , 199, 343-351.
Ngah,  W.  S.  W.,  Endud,  C.  S.,  dan  Koay, Y. J., 2004, Equilibrium and  Kinetic Studies of Adsorption of Copper  (II) Chitosan  and  Chitosan  Beads, J. React. Funct. Polym., 50, 181-190.
Ogunleye,  O.O.,  Mary,  A.A.,  Samuel,
E.A., 2014, Evaluation of Biosorptive  Capacity  of  Banan (Musa  paradisiaca) Stalk  for  Lead (II) Removal from Aqueous
Solution, J.  Envir.  Protection ,  5, 1451-1465.
Oh,  S.Y.,  Yoo,  D.I.,  Shin,  Y.,  Kim,  H.C., Kim, H.Y., Chung, Y.S., Park, W.H., dan  Youk.,  J.H.,  2005,  Crystalline Structure  Analysis  of  Cellulose Treated with Sodium Hydroxide and Carbon  Dioxide  by Means of X-Ray Diffraction  and  FTIR  Spectroscopy, Carbohydrate Research, 340,  2376–
2391.
Oscik,  J.,  1982, Adsorption, John  Wiley, Chichester.
Rahmawati,  A.,  dan  Santosa,  S.J.,  2012, Studi  Adsorpsi  Logam  Pb(II)  dan Cd(II)  pada  Asam  Humat  dam Medium Air, Alchemy , 2(1), 46-67.
Safrianti,  I.,  Nelly,  W.,  dan  Titin,  A.Z., 2012,  Adsorpsi  Timbal  (II)  oleh
Selulosa Limbah Jerami Padi
Teraktivasi  Asam  Nitrat  :  Pengaruh pH dan Waktu Kontak, JKK , 1, 1-7.
Sahu,  M.K.,  Mandal,  S.,  Dash,  S.S., Badhai,  P.,  dan  Patel,  R.K.,  2013, Removal  of  Pb  (II)  from  Aqueous Solution  by  Acid  Activated  Red Mud, J.    Environ.  Chem.  Eng . , 1,
1315-1324.
Shukla,  S.R.,  dan  Pai,  R.S.,  2005, Adsorption of Cu (II), Ni (II) and Zn (II) on Modified Jute Fibers. J. Bior.
Tech., 96, 1430-1438.
Stum, W., dan Morgan, J. J., 1996, Aquatic chemistry:  Chemical  Equilibria  in Natural  Water ,  Third  Edition,  John Willey & Son, Inc., New York.
Tangio,  J.S.,  2013,  Adsorpsi  Logam Timbal (Pb) dengan MenggunakanBiomassa Enceng Gondok (Eichhorniacrassipes) , Jurnal Entropi , 8, 1.
Tarley,  C.R.T.,  Ferreira,  S.L.C.,  dan Arruda,  M.A.Z.,  2004,  Use  of Modified  Rice  Husks  as  A  Natural Solid  Adsorbent  of  Trace  Metals: Characterization and Development of An  Online  Preconcentration  System for Cadmium and Lead Determination by FAAS, J.
Microchemical, 77, 163-175.
Taty,  V.C.,  Costodes  Fauduet,  H.,  Porte,
C., dan Delacroix, A., 2003, Removal  of  Cd(II)  and  Pb(II)  Ions, from Aqueous Solutions, by Adsorption  Onto  Sawdust  of  Pinus Sylvestris, J.  Hazard.  Mater ,  105,
121–142.
Triyono,  2013, Kesetimbangan  Kimia , Gadjah  Mada  University  Press, Yogyakarta.
Wang,  H.  S.,  Qian-Xiu,  Pan,  dan  Gui- Xiang., 2005, A Biosensor Based on Immobilization of Horseradish
Peroxidase  in  Chitosan  Matrixcross- Linkedwith Glyoxal for Amperometric Determination of Hydrogen Peroxide, Sensors , 5, 266- 276.
Windasari,  R.,  2009,  Adsorpsi  Zat  Warna Tekstil Direct  Blue  86 oleh  Kulit Kacang  Tanah, Skripsi ,  Jurusan
Kimia FMIPA UNNES, Semarang. Wulandari,  Y.,  Laeli,  K.,  dan  Indah,  R., 2014, Adsorpsi Logam Timbal dalam Larutan  Menggunakan  Kulit  Ketela Rambat (Ipomoea batatas L) , Prosiding SNST ke-5 , 2014,
Semarang.