## Penentuan Isoterm dan Kinetika Adsorpsi Ion Besi oleh Sedimen Sebagai Adsorben
Isna Nurhidayati * , Bella Mellisani, Fitria Puspita, Fajar Amelia Rahmawati Putri
Program Studi Analisis Kimia Politeknik AKA Bogor
*E-mail: isnanurhidayati.aka@gmail.com
(Received : 30 Mei 2022; Accepted: 24 Agustus 2022; Published: 27 Agustus 2022)

## Abstrak
Kemampuan  adsorpsi  ion  besi  oleh  sedimen  Teluk  Jakarta  telah  dikaji  dalam  pengaruh  variasi  konsentrasiion besi dan waktu kontak untuk menentukan isoterm dan kinetika adsorpsi. Isoterm adsorpsi didasarkan pada hasil adsorpsi  ion  besi  pada  konsentrasi  10  sampai  30  ppm  dengan  interval  5  ppm.  Lebih  lanjut,  kinetika  adsorpsi ditentukan dari variasi waktu kontak yaitu 30 sampai 150 menit dengan interval 30 menit. Semua hasil adsorpsi ion  besi  oleh  sedimen  diukur  dengan  menggunakan  spektrofotometer  serapan  atom.  Hasil  penelitian menunjukkan bahwa adsorpsi ion besi oleh sedimen mengikuti isoterm  BETdengan nilai C BET sebesar 18,6667 L/mg  dan  korelasi  sebesar  0,8577.Model  kinetika  adsorpsi  yang  lebih  sesuai  adalah pseudo orde  dua  dengan nilai R 2 sebesar 0,9999 dan nilai k 2 adalah 84,604 g mg -1 jam -1 .
Kata kunci: Isoterm Adsorpsi; kinetika; ion besi; sedimen

## Abstract
The capability of iron ion adsorption by sediments of  Teluk Jakarta has been studied. Adsorption of iron was investigated as a function of iron ion concentrations and contact times to determine its adsorption isotherm and kinetics. Adsorption isotherm was constructed on the yields of iron ion adsorption at a concentration of 10 to 30 ppm with an interval of 5 ppm. Furthermore, adsorption kinetics deduced from the trend found at the variation of  contact  times  of  30  to  150  min  with  a  gap  of  30  min.  All  the  results  of  the  adsorption  of  iron  ionwere measured using atomic absorption spectrophotometer. The results exhibited that adsorption of iron ion followed BET isotherm with a value of C BET (18,6667 L/mg) and R 2 (0.8577). The pseudo-second-order was best suited for this adsorption with a value of R 2 (0.9999) and k 2 (84.604 g mg -1 h -1 ).
Keywords: Adsorption isotherm; kinetics; iron ion; sediment

## PENDAHULUAN
Pembuangan limbah logam berat ke lingkungan  perairan  dalam  jumlah  masif  akibat aktivitas industrialisasi dan urbanisasi telah menimbulkan  masalah  besar  di  seluruh  dunia.  Tidak seperti  polutan  organik,  yang  mayoritas  mengalami degradasi biologis, ion logam berat tidak terdegradasi menjadi produk akhir yang ramah lingkungan (Gupta et  al .,  2001).  Kondisi  tersebut  mengakibatkan  logam berat  terakumulasi  di  lingkungan  perairan  dan jumlahnya  melebihi  ambang  batas  maksimal.Hal  ini dapat mengancam kesehatan berbagai makhluk hidup karena toksisitas logam berat yang berbahaya.
Salah  satu  logam  berat  yang  diketahui memberikan  dampak  negatif  pada  lingkungan perairan  yaitu  logam  besi.  Kontaminasi  besi  tersebut dapat  berasal  dari  industri  pelapisan  logam, penyamakan  kulit,  peleburan,  industri  paduan  logam dan  baterai,  serta  pertambangan.  Besi  merupakan mikronutrien  pentingbagi kehidupan  organisme namun  besi  bisa  menjadi  racunjika  konsentrasinya tinggi  (Mendil et  al .,  2010).  Jaring-jaring  makanan merupakan media yang sangat terbuka untuk manusia
terpapar ion besi secara terus-menerus dan mengakibatkan bioakumulasi. Penumpukan besi pada organ  tubuh  manusia  dapat  mengakibatkan  disfungsi hati,  sumsum  tulang,  dan  kulit(Maneechakr  & Karnjanakom, 2019).
Berbagai  upaya  telah  dilakukan  untuk meminimalkan dampak  negatif akumulasi ion besi di lingkungan  perairan  dengan  menurunkan  kandungan besi  dari  sumber  air  dan  air  limbah  industri.  Teknik yang  telah  dilakukan  pada  penelitian  sebelumnya antara  lain  bioremediasi  (Shah  &  Shah,  2020), pertukaran  ion(Aboul-Magd et  al .,  2016)membran filtrasi  (Lin et  al .,  2013),  pengendapan  kimia(Pohl, 2020),  dan  osmosis  terbalik  (Yoon et  al .,  2009). Berbagai  metode  di  atas  memiliki  kekurangan  yaitu cukup  sulit  dan  mahal  untuk  diaplikasikan  di lingkungan  akuatik.  Lebih  lanjut,  dihasilkan  pula limbah padat dalam jumlah besar(Fu & Wang, 2011). Oleh karena itu, perlu diterapkan metode yang mudah dipraktikkan,  ramah  lingkungan,  dan  relatif  rendah biaya untuk dikembangkan(B. Liu et al ., 2011).
Salah  satu  metode  yang  efektif  untuk mengatasi  permasalahan  polusi  logam  berat  di
lingkungan  akuatik  adalah  adsorpsi.  Pada  proses adsorpsi,  interaksi  yang  terjadi  antaraadsorben dengan  adsorbat  adalah  gaya  Van  der  Waals antarmolekul  yang  relatif  lemah  (Uwamariya, 2013).Secara  umum,  interaksi  tersebut  terjadi  karena permukaan adsorben yang kaya gugus fungsi seperti – OH,  –NH,  –SH,  dan  –COOH(Yang et  al .,  2019). Adsorben  yang  telah  banyak  digunakan  diantaranya adalah karbon aktif(Salman et al ., 2021),zeolite(Ankrah et  al .,  2022)  dan  grafen oksida(X.  Liu et  al .,  2019)karena  memiliki  luas permukaan yang tinggi.  Hasil analisis kesetimbangan adsorpsi  menggunakan  adsorben  grafen  oksida diperoleh  data  adsorpsi  yang  sesuai  dengan  model isoterm adsorpsi Freundlich dan Langmuir (R 2 >0,97)(Othman et al ., 2018). Hal ini menunjukkan bahwa  telah  terjadi  adsorpsi  multilayer  pada permukaan  adsorben.  Pada  kinetika  adsorpsinya mengikuti model kinetika pseudo orde dua (R 2 >0,999),  sedangkan  untuk  model  kinetika  pseudo orde  satu  memberikan  nilai  R 2 yang  jauh  lebih rendah.
Penelitian  yang  dilakukan  kali  ini  bertujuan untuk  menentukan  model  adsorpsiisoterm  dan kinetika  adsorpsi  menggunakan  alternatif  adsorben sedimen karena pemanfaatan  sedimen untuk adsorpsi ion  logam  berat  di  lingkungan  akuatik  masih  belum banyak  dibahas.  Sebagai  negara  maritim  dengan kepulauan  yang  besar,  Indonesia  memiliki  sedimen pantai  yang  melimpah.  Sedimen  pantai  dapat digunakan  sebagai  alternatif  adsorben  karena  sering dilapisi  besi  oksida  amorf  sehingga  memiliki kapasitas  adsorpsi  yang  tinggi.  Penggunaan  sedimen yang dilapis besi oksida sebagai adsorben menunjukkan kapasitas adsorpsi yang baik untukfosfat(Zhang  &  Huang,  2007).    Penggunaan sedimen  sebagai  adsorben  pada  penyerapan  logam berat  juga  telah  dilakukan  oleh  peneliti  sebelumnya. Kajian  adsorpsi  logam  Pb    oleh  sedimen  telah dilakukan  di  Muara  Sungai  Banyuasin,  Sumatera Selatan (Purwiyanto, 2015). Hasil penelitian menunjukkan  bahwa  kadar  Pb  di  Muara  Sungai Banyuasin  melebihi  ambang  batas  yang  ditetapkan oleh  Menteri  Lingkungan  Hidup.  Konsentrasi  logam Pb  pada  bagian  sedimen  lebih  tinggi  daripada konsentrasi  pada  perairan,  sehingga  menunjukkan bahwa  terjadi  adsorpsi  logam  Pb  oleh  sedimen. Adsorpsi  logam  berat  Pb,  Cu,  dan  Zn  oleh  sedimen juga  dipelajari  di  Muara  Sungai  Banjir  Kanal  Barat Semarang.  Hasil  penelitian  menunjukkan  bahwa logam  Zn  memiliki  kapasitas  adsorpsi  paling  tinggi dibanding  logam  lainnya  (Maslukah  dkk.,  2017). Penelitian  serupa  juga  dilakukan  untuk  mempelajari adsorpsi  logam  krom  oleh  sedimen.  Sedimen  yang digunakan  berasal  dari  waduk  Xinlicheng,  Kota Changcun,  Provinsi  Jilin,  China.  Hasil  penelitian menunjukkan  bahwa  sedimen  memiliki  kapasitas adsorpsi  yang  cukup  tinggi  pada  penyerapan  logam krom dan mengikuti model isoterm Freundlich (Jiang et al ., 2021).
Pada penelitian ini digunakan sedimen Teluk Jakarta  sebagai  adsorben.  Sedimen  Teluk  Jakarta yang  telah  dikarakterisasi  dengan  spektrofotometer inframerah  menunjukkan  adanya  gugus  karbonat, silikat, besi oksida, dan fosfat(Budiawan et al ., 2021). Berdasarkan penelitian yang telah dilakukan, penggunaan  penggunaan  sedimen  sebagai  adsorben dikaji  lebih  lanjut  tentang  kemampuan  adsorpsinya terhadap  ion  besi  yang  dipengaruhi  konsentrasi  ion besi  dan  waktu  kontak  yang  kemudian  dilakukan penentuan  model  adsorpsiisoterm  yang  sesuai  untuk adsorpsi ion besioleh sedimen dan kinetika adsorpsinya.

## BAHAN DAN METODE Bahan dan Alat
Bahan  yang  digunakan  pada  penelitian  ini adalah  sedimen,  NaOH,  HCl,  larutan  standar besi,kertas  saring  Whatman  no  42,  kertas  pH universal,  Peralatan  yang  digunakan  antara  lain Spektrofotometer  serapan  atom, shaker ,  neraca analitik dan peralatan gelas.

## Persiapan Sedimen sebagai Adsorben
Sedimen yang digunakan pada penelitian ini berasal  dari  Teluk  Jakarta.  Sedimen  dikeringkan dalam  oven  pada  suhu  120  C  selama  24  jam  dan sedimen kering dihaluskan sampai ukuran 100 mesh.

## Pengaruh KonsentrasiAdsorpsi Besi
Sebanyak 1g sedimen ditambahkan ke dalam 50 mL larutan besi dengan konsentrasi 10, 15, 20, 25, dan  30  ppm.  Larutan  diatur  sampai  diperoleh  pH  5 dengan  penambahan  HCl  0,1  N  dan  NaOH  0,1  N. Larutan  diaduk  dengan  menggunakan shaker selama 30  menit  dengan  kecepatan  150  rpm.  Setelah  proses adsorpsi,  dilakukan  penyaringan  dan  terhadap  filtrat dianalisis kadar besi dengan menggunakan spektrofotometer  serapan  atom.Kapasitas  penyerapan ditentukan  berdasarkan  persamaan  berikut(Jeppu  & Clement, 2012; Q. S. Liu et al ., 2010).
𝑞𝑒 = 𝐶𝑜 − 𝐶𝑒 𝑉 𝑊 (1)
Keterangan: 𝑞𝑒 : kapasitas penyerapan (mg/g) 𝐶𝑜 : konsentrasi awal larutan (mg/L) 𝐶𝑒 : konsentrasi terukur (mg/L) 𝑉 : volume larutan (mL) 𝑊 : Berat adsorben (g)

## Isoterm Adsorpsi
Penentuan  isotherm  adsorpsi  berdasarkan persamaan Langmuir,Freundlich, Elovich, dan BET.Model adsorpsi Langmuir berdasarkan persamaan berikut (Ayawei et al ., 2017).
𝐶𝑒 𝑞𝑒 = 1 𝑞 𝑚 . 𝐾 𝑙 + 1 𝑞 𝑚 . 𝐶𝑒             (2) ln 𝑞 = ln 𝑘 + 1 𝑛 ln 𝐶                   (3)
Uji  isoterm  Langmuir  dilakukan  dengan  persamaan berikut
1 𝑞 𝑒 = 1 𝐾 𝐿 𝑄 𝑚 1 𝐶 𝑒 + 1 𝑞 𝑚 (4)
dimana 𝑞 𝑚 merupakan  kapasitas  adsorpsi  maksimum (mg/g)  dan 𝐾 𝐿 merupakan  konstanta  Langmuir (L/mg).
Model isoterm adsorpsi Freundlich berdasarkan persamaan berikut :
𝑞𝑒 = 𝐾 F ∙  𝐶𝑒 1/𝑛 (5)
Uji  isoterm  Freundlich  dilakukan  dengan  persamaan berikut (Ayawei et al ., 2017).
ln 𝑞 𝑒 = ln 𝐾 F + 1 𝑛 ln 𝐶 𝑒 (6)
𝐾 F merupakan konstanta Freundlich (mg/g) (L/mg) 1/n - dan nilai 1 𝑛 identik dengan faktor heterogenitas energi ikatan dari isoterm Freundlich.
Model isoterm Elovich mengikuti persamaan berikut (Ayawei et al ., 2017).
𝑞 𝑒 𝑞 𝑚 = 𝐾 𝐸 𝐶 𝐸 𝑒 𝑞 𝑒 𝑞 𝑚 (7)
Bentuk linier dari model isoterm Elovich ditunjukkan oleh persamaan berikut (Ayawei et al ., 2017).
ln 𝑞 𝑒 𝐶 𝑒 = ln 𝐾 𝑒 𝑞 𝑚 − 𝑞 𝑒 𝑞 𝑚 (8)
di  mana  kapasitas  adsorpsi  maksimum  Elovich  ( 𝑞 𝑚 ) dan konstanta Elovich ( 𝐾 𝑒 ) dihitung berdasarkan slop dan intersep dari kurva ln( 𝑞𝑒 𝐶𝑒 ) versus 𝑞 𝑒 .
Model  isoterm  adsorpsi  BET  (Brunauer- Emmet-Teller) merupakan pengembangan dari model isoterm Langmuir untuk pendekatan adsorpsi multilayer  (Maria,  2003).  Bentuk  persamaan  BET adalah sebagai berikut(Foo & Hameed, 2010).
𝑞 𝑒 = 𝑞 𝑠 𝐶 BET 𝐶 𝑒 𝐶 𝑠 − 𝐶 𝑒 +  1 + (𝐶 BET − 1)( 𝐶𝑒 𝐶𝑠 ) (9)
Bentuk linier dari model isoterm BET adalah sebagai berikut (Foo & Hameed, 2010).
𝐶 𝑒 𝑞 𝑒 𝐶 𝑠 − 𝐶 𝑒 = 1 𝑞 𝑠 𝐶 BET + (𝐶 BET − 1) 𝑞 𝑠 𝐶 BET 𝐶 𝑒 𝐶 𝑠 (10)
di  mana  nilai  konstanta  BET  ( 𝐶 BET )  diperoleh berdasarkan kurva
𝐶𝑒 𝑞𝑒 𝐶𝑠−𝐶𝑒 versus 𝐶𝑒 𝐶𝑠 .

## Kinetika Adsorpsi
Sebanyak  50  mL  larutan  besi  dengan konsentrasi 25 ppm dimasukkan ke dalam gelas piala dan  ditambahkan  1g  sedimen.  pH  larutan  diatur sebesar 5 dengan penambahan HCl 0,1 N dan NaOH 0,1  N.  Larutan  diaduk  dengan  menggunakan shaker pada  kecepatan  150  rpm.  Variasi  waktu  adsorpsi dilakukan  selama  0,5;  1;  1,5;  2;  2,5  jam.Setelah proses  adsorpsi,  dilakukan  penyaringan  dan  terhadap filtrat  dianalisis  kadar  besi  dengan  menggunakan spektrofotometer  serapan  atom.Model  persamaan kinetika pseudo orde 1 sebagai berikut (Boudrahem et al ., 2011):
log 𝑞𝑜 − 𝑞𝑡  = log 𝑞𝑒 − 𝑘1 2.003 𝑡                  (11)
Model  kinetika  adsorpsi  pseudo  orde  2  sebagai berikut:
𝑡 𝑞𝑡 = 1 𝐾 2 𝑞 2 + 1 𝑞 𝑒 𝑡                                    (12)
Keterangan: 𝑞𝑡 :  Jumlah  yang  terserap  pada  waktu  tertentu (mg/g)
𝑞 𝑒 :  kapasitas  adsorpsi  saat  keadaan  setimbang (mg/g)
𝑘 1 : nilai tetapan pseudo orde satu (jam -1 ) 𝑡 : waktu kontak  (jam). 𝑘 2 : nilai tetapan pseudo orde dua (g mg -1 . jam -1 )

## HASIL DAN PEMBAHASAN Pengaruh Konsentrasi Pada Adsorpsi Besi
Pengaruh konsentrasi awal pada adsorpsi ion besi  oleh  sedimen  dilakukan  dengan  variasi konsentrasi  awal  ion  besi,  yaitu  pada  konsentrasi  10 ppm  sampai  dengan  30  ppm.  Pengaruh  konsentrasi awal larutan besi terhadap kapsitas penyerapan dapat dilihat pada Gambar 1.
Pada  Gambar  1  terlihat  bahwa  kapasitas adsorpsi ion besi  meningkat  seiring dengan  kenaikan konsentrasi.  Adanya  korelasi  yang  linier  antara kenaikan  konsentrasi  dengan  kapasitas  penyerapan. Berdasarkan penelitian yang telah dilakukan penyerapan  maksimum  terjadi  pada  konsentrasi  ion besi  30  ppm  dengan  kapasitas  adsorpsi  sebesar  1,45 mg/g.Hal  ini  disebabkan  jumlah  sisi  aktif  meningkat seiring  dengan  kenaikan  konsentrasi  sehingga semakin  banyak  ion  besi  yang  terserap  pada permukaan  adsorben  (Yan et  al .,  2017).  Jumlah logam  yang  terserap  pada  permukaan  adsorben bergantung  pada  ketersediaan  sisi  aktif  untuk
pengikatan  logam  tersebut(Awad,  2017).  Faktor  lain yang  juga  mempengaruhi  kapasitas  adsorpsi  adalah ketersediaan solute ,  interaksi  elektrostatik,  dan interferensi  pada  sisi  ikatan(Ayuba et  al .,  2020; Şölener et  al .,  2008).  Penelitian  dengan  hasil  serupa juga  dilaporkan  oleh  Jelodar et  al .(2012)  yang melakukan adsorpsi ion besi oleh partikel tersuspensi dan sedimen di Chalus River, Iran.
Gambar 1. Pengaruh konsentrasi pada adsorpsi besi oleh sedimen

## Isoterm Adsorpsi
Dalam  proses  adsorpsi  dikenal  istilah isoterm  adsorpsi  yang  merupakan  salah  satu  cara untuk menggambarkan fenomena adsorpsi/mobilisasi/ retensi suatu zat dalam media berair pada permukaan fasa  padat  (adsorben)  pada  suhu  dan  pH  yang  tetap (Foo  &  Hameed,  2010).  Selain  itu,  isoterm  adsorpsi juga  dapat  memperlihatkan  hubungan  antara  jumlah adsorbat  yangteradsorpsi  tiap  satuan  berat  adsorben dan jumlah adsorbat yang tetap berada dalam larutan saat  kesetimbangan.Model  isoterm  adsorpsi  yang diperoleh dari nilai tetapan isoterm akan menggambarkan  sifat  permukaan  dan  kapasitas adsorpsi dari adsorben (Chakraborty et al ., 2022).Dalam  penelitian  ini  telah  dipelajari  empat model isoterm adsorpsi untuk menentukan mekanisme  interaksi  ion  besi  dengan  permukaan sedimen  laut,  yaitu  isoterm  Langmuir,  Freundlich, Elovich, dan BET.
Proses adsorpsi pada model isoterm Langmuir didefinisikan sebagai akibat adanya lapisan tunggal  ( monolayer )  pada  permukaan  adsorben. Proses  adsorpsi  dalam  model  isoterm  Langmuir diasumsikan  sebagai  berikut  :(1)  setiap  sisi  adsorben memiliki  permukaan  yang  homogen  dengan  energi yang  sama,  (2)  hanya  satu  molekul  adsorbat  yang dapat diadsorpsi oleh setiap sisi adsorben untuk setiap sisi  aktifnya  (3)  tidak  ada  interaksi  antara  molekul yang  terserap  dengan  sisi  adsorben  disekitarnya,  dan (4)  pada saat adsorpsi maksium  hanya terbentuk satu lapisan tunggal (monolayer)(Langmuir, 1917).
Model  isoterm  Freundlich  memperkirakan bahwa  permukaan  adsorben  bersifat  heterogen  (Foo &  Hameed,  2010).  Adsorpsi  pada  model  Freundlich merupakan  adsorpsi  fisik  yang  terjadi  pada  beberapa
lapis  sehingga  mengakibatkan  ikatannya  tidak  kuat. Terdapat  beberapa  asumsi  pada  model  isoterm Freundlich,  yaitu  :  (1)  Tidak  ada  asosiasi  dan disosiasi  setelah  molekul-molekul  terjerap  pada permukaan  padatan,  (2)  hanya  terjadi  mekanisme adsorpsi  secara  fisis,  tidak  ada  mekanisme  adsorpsi secara  kimia,  dan  (3)  permukaan  padatan  bersifat heterogen (Yustinah, dkk., 2019).
Menurut  model  isoterm  Elovich,  adsorpsi terjadi  melalui  reaksi  kimia  yang  bertanggung  jawab selama  proses  adsorpsi  berlangsung  (Batool et  al ., 2018).    Model  isoterm  adsorpsi  Elovich  berdasarkan pada  prinsip  kinetika  yang  berasumsi  bahwa  sisi adsorpsi  meningkat  secara  eksponensial,  yang menunjukkan  adsorpsi  multilayer  (Ayawei et  al ., 2017).
Model isoterm BET secara teoritis digunakan  untuk  adsorpsi  multilayer.  Model  isoterm ini  menggambarkan  fenomena  adsorpsi  di  mana terbentuk  lapisan  absorbat  setelah  terbentuknya lapisan  tunggal  (Ringot et  al .,  2007).  Asumsi  dasar yang  digunakan  pada  model  isoterm  BET  adalah bahwa  tiap-tiap  molekul  yang  terjerap  pada  lapisan pertama  merupakan  tempat  untuk  terjadinya  lapisan kedua, dan seterusnya (Yustinah, dkk., 2019).
Model isoterm Langmuir adalah yang paling banyak  digunakan  dalam  adsorpsi  (Radnia,  2011). Pada keadaan setimbang dan isotermal, adsorpsi suatu adsorbat sering dinyatakan dengan persamaan empiris Freundlich,  Langmuir,  dan  BET  (Yustinah  dkk., 2019),  serta  model  Elovich  (Ayawei et  al .,  2017) dengan  variasi  konsentrasi.  Studi  isoterm  adsorpsi dilakukan dengan cara mengetahui hubungan kesetimbangan antara jumlah molekul yang teradsorpsi  pada  permukaan  (q e )  dengan  konsentrasi adsorbat  pada  saat  kesetimbangan  dalam  fasa  cair (C e ).    Hasil  yang  diperoleh  selanjutnya  diuji menggunakan  persamaan  Langmuir,  Freundich, Elovich,  dan  BET  sehingga  diperoleh  grafik linearisasi yang dapat dilihat pada Gambar 2.
Berdasarkan data nilai R 2 , dapat disimpulkan bahwa model isoterm BET lebih sesuai pada adsorpsi ion  besi  oleh  sedimen.  Hal  ini  menegaskan  bahwa adsorpsi  ion  besi  oleh  sedimen  terjadi  tidak  hanya melalui  pembentukan  lapisan  monolayer,  tetapi molekul  yang  teradsorpsi  pertama  menyediakan  situs adsorpsi  untuk  molekul  berikutnya  sehingga  proses adsorpsi  berlanjut  membentuk  lapisan  multilayer. Parameter  adsorpsi  isoterm  Langmuir,  Freundlich, Elovich, dan BET dapat dilihat pada Tabel 1.
0.00 0.20 0.40 0.60 0.80 1.00 1.20 1.40 1.60 0 10 20 30 40 Kap asit as a d so rp si (m g /g )
Konsentrasi (mg/L)
(a) (b) (c) (d)
Gambar  2.  Grafik  liniearisasi  persamaan  model  isoterm Langmuir  (a)    Freundlich  (b)  Elovich  (c)  dan BET (d) pada proses adsorpsi besi menggunakan sedimen laut
Tabel  1.  Parameter  adsorpsi  isoterm  Langmuir, Freundlich, Elovich, dan BET Langmuir K L (L/mg) -11875,51 q m (mg/g) 0,8421 R 2 0,0029 Freundlich K F ((mg/g).(L/mg) 1/n ) 1,2020 1/n 0,1089 R 2 0,1574 Elovich K E (L/mg) 19,1212 q m (mg/g) 1,0934 R 2 0,0588 BET C BET (L/mg) 18,6667 q s (mg/g) 16,2309 R 2 0,8577 Berdasarkan  analisis  yang  telah  dilakukan menggunakan persamaan isoterm Langmuir, Freundlich,  Elovich,  dan  BET  diperoleh  bahwa  tiga grafik  linierisasi  (Langmuir,  Freundlich,  Elovich) menunjukkan  hasil  yang  tidak  sesuai  dengan  data percobaan  karena  memiliki  harga  koefisien  korelasi yang sangat rendah. Dari Tabel 1 terlihat bahwa nilai koefisien  korelasi  isoterm  tertinggi  adalah  pada isoterm  BET  dengan  nilai  koefisien  korelasi  sebesar 0,8577.  Hal  ini  menunjukkan  bahwa  model  isoterm BET  lebih  sesuai  digunakan  untuk  menggambarkan proses  adsorpsi  ion  besi  pada  permukaan  sedimen. Berdasarkan model tersebut maka diasumsikan bahwa ion  besi  teradsorpsi  pada  permukaan  sedimen membentuk  lapisan  multilayer.  Penelitian  lain  yang menunjukkan  hasil  serupa  adalah  adsorpsi  ion  Zinc oleh abu batu bara (Agarwal et al ., 2014).

## Kinetika Adsorpsi
Kinetika adsorpsi adalah salah satu karakteristik  penting  yang  bertanggung  jawab  pada efisiensi adsorpsi. Proses kinetika adsorpsi bergantung pada sifat fisika dan kimia adsorben serta kondisi  pada  saat  pengoperasian  (Adekola et  al ., 2016;  Ayuba et  al .,  2020).    Model  kinetika  adsorpsi digunakan  untuk  menggambarkan  persamaan  laju pada  proses  adsorpsi  padat-cair.  Tetapan  laju  dan orde  reaksi  diperoleh  berdasarkan  kesesuaian  model dengan data eksperimen. Model kinetika menggambarkan  karakteristik  laju  reaksi  dari  waktu ke  waktu  selama  proses  adsorpsi  (Wang  &  Guo, 2020).
Untuk  menentukan  model  kinetika  reaksi pada  adsorpsi  besi  oleh  sedimen  dilakukan  dengan mempelajari  dua  model  kinetika  reaksi  yang  umum digunakan,  yaitu  pseudo  orde  1  dan  pseudo  orde  2. Hasil  kinetika  penyerapan  besi  oleh  sedimen  dapat
y = -0.001x + 1.187 R² = 0.002 0.00 0.50 1.00 1.50 2.00 2.50 0.00 20.00 40.00 60.00 80.00 1 /Qe 1/Ce y = 0.108x + 0.184 R² = 0.157 -0.80 -0.60 -0.40 -0.20 0.00 0.20 0.40 0.60 -5.00 -4.00 -3.00 -2.00 -1.00 0.00 1.00 ln Qe ln Ce y = -0.914x + 3.226 R² = 0.058 0.0000 1.0000 2.0000 3.0000 4.0000 5.0000 0.00 0.25 0.50 0.75 1.00 1.25 1.50 ln ( Qe/Ce) Qe y = 0.649x + 0.003 R² = 0.857 0.0000 0.0050 0.0100 0.0150 0.0200 0.0250 0.0300 0.000 0.010 0.020 0.030 0.040 𝐶 𝑒 /( 𝑞𝑒 ( 𝐶 𝑠 − 𝐶 𝑒 ) ) Ce/Cs
dilihat  pada  Gambar  3.Parameter  yang  digunakan untuk  menyesuaikan  setiap  model  ditunjukkan  pada Tabel 2.

## (a)
(b)
Gambar  3.  Studi  kinetika  adsorpsi  ion  besi  oleh  sedimen laut (a) model pseudo orde 1 (b) model pseudo orde 2
Hasil  studi  kinetika  yang  ditampilkan  pada Gambar  3  menunjukkan  kesesuaian  masing-masing model  kinetika  adsorpsi  ion  besi  oleh  sedimen. Berdasarkan  kurva  yang  diperoleh  dapat  dilihat hubungan  yang  linier  diperoleh  pada  reaksi  pseudo orde  2.  Hasil  yang  diberikan  pada  Gambar  3(a) menunjukkan bahwa model kinetika pseudo orde satu memiliki  nilai  koefisien  regresi  yang  kecil  (R 2 = 0,3532), sehingga tidak sesuai dengan data percobaan. Model kinetika pseudo orde dua memiliki nilai koefisien regresi yang mendekati 1 (R 2 = 0,9999) yang ditunjukkan pada Gambar 3(b) mengindikasikan bahwa  model  kinetika  ini  dapat  menggambarkan proses adsorpsi ion besi oleh sedimen.
Berdasarkan  perbandingan  nilai  tetapan  laju (k)  yang  tertera  pada  Tabel  2  menunjukkan  bahwa nilai  konstanta  laju  pada  kinetika  pseudo  orde  dua lebih besar daripada pseudo orde satu. Nilai konstanta laju  pada  kinetika  pseudo  orde  dua  adalah  sebesar 84,604  g  mg -1 jam -1 ,  artinya  bahwa  tiap  1  gram adsorben  mampu  mengadsorpsi  84,604  mg  adsorbat dalam waktu 1 jam. Tingginya nilai koefisien regresi juga menunjukkan bahwa kapasitas adsorpsi
sebanding dengan jumlah sisi aktif yang terdapat pada adsorben  (Dim et  al .,  2021). Dengan  demikian,  pada penelitian  ini  model  kinetika  pseudo  orde  dua  paling sesuai untuk menggambarkan proses adsorbsi ion besi oleh sedimen.
Tabel  2.  Parameter  kinetika  adsorpsi  besi  oleh  sedimen berdasarkan data percobaan
Kinetika Adsorpsi Pseudo Orde 1 Kinetika Adsorpsi Pseudo Orde 2 k (jam -1 ) 0,346 k (g mg -1 jam -1 ) 84,604 𝑅 2 0,3532 𝑅 2 0,9999
Menurut  model  ini,  adsorpsi  ion  besi  oleh sedimen berdasarkan asumsi oleh peristiwa kemisorpsi  (Low et  al .,  2000).  Pada  peristiwa kemisorpsi  (adsorpsi  kimia),  ion  logam  menempel pada  permukaan  adsorben  membentuk  ikatan  kimia (biasanya ikatan kovalen) dengan bilangan koordinasi yang  maksimal  pada  permukaan  adsorben(Kumar  & Kirthika, 2009)Dengan kata lain, kemisorpsi melibatkan  gaya  valensi  melalui sharing atau pertukaran  ion  antara  ion  logam  dan  adsorben  (Ho and  McKay,  1999).  Beberapa  penelitian  sebelumnya telah  menunjukkan  bahwa  model  kinetika  pseudo orde  dua  lebih  sesuai  pada  adsorpsi  besi  dan  logam berat lainnya, antara lain adsorpsi Pb(II) oleh sedimen (Ayuba et al ., 2020);  adsorsi Fe(II) oleh sekam padi (Adekola et  al .,  2016);    adsorpsi  besi  oleh  kitosan tertaut tiourea(Dai et al ., 2012).

## KESIMPULAN
Dalam  penelitian  ini  telah  dipelajari  isoterm dan  kinetika  adsorpsi  ion  besi  oleh  sedimen. Penelitian ini menunjukkan bahwa kapasitas adsorpsi besi  meningkat  seiring  dengan  kenaikan  konsentrasi adsorbat.  Adsorpsi  ion  besi  oleh  sedimen  mengikuti model  isoterm  BET  dan  proses  adsorpsi  dapat dijelaskan  dengan  baik  menggunakan  model  kinetika pseudo  orde  dua.    Hasil  penelitian  ini  menunjukkan bahwa  sedimen  memiliki  peranan  dalam  mengontrol kadar ion besi di perairan dan dapat dijadikan sebagai alternatif untuk penurunan kadar ion besi di perairan.

## DAFTAR PUSTAKA
Hasannattaj,  J.  A.,  Amini,  R.  H.,  Navaiynia,  B., Zazouli,  M.A.  (2012).  Heavy  metal  ions adsorption  by  suspended  particle  and sediment  of  the  Chalus  River,  Iran. African Journal  of  Biotechnology , 11 (3),  628–634. https://doi.org/10.5897/ajb09.902.
Aboul-Magd,  A.  A.  S.,  Al-Husain,  S.  A.  R.,  Al- Zahrani,  S.  A.  (2016).  Batch  adsorptive removal of Fe(III), Cu(II) and Zn(II) ions in aqueous and aqueous organic–HCl media by
y = 0.346x - 5.285 R² = 0.353 -6.00 -5.00 -4.00 -3.00 -2.00 -1.00 0.00 0.00 1.00 2.00 3.00 ln (Q0 -Qt) t (jam) y = 0.812x - 0.007 R² = 0.999 0.00 0.50 1.00 1.50 2.00 2.50 0.00 1.00 2.00 3.00 t/Q t t (jam)
Dowex  HYRW2-Na  Polisher  resin  as adsorbents. Arabian Journal of Chemistry , 9 , S1–S8. https://doi.org/10.1016/j.arabjc.2011.04.002. Adekola,  F.  A.,  Hodonou,  D.  S.  S.,  Adegoke,  H.  I.
(2016).  Thermodynamic  and  kinetic  studies of  biosorption  of  iron  and  manganese  from aqueous  medium  using  rice  husk  ash. Applied  Water  Science , 6 (4),  319–330. https://doi.org/10.1007/s13201-014-0227-1. Agarwal,  A.  K.,  Kadu,  M.  S.,  Pandhurnekar,  C.  P.,
Muthreja, I. L. (2014). Langmuir, Freundlich and  BET  Adsorption  Isotherm  Studies  for Zinc  ions  onto  coal  fly  ash. International Journal  of  Application  or  Innovation  in Engineering & Management , 3 (1), 64–71.
Ankrah, A. F., Tokay, B., Snape, C. E. (2022). Heavy Metal  Removal  from  Aqueous  Solutions Using  Fly-Ash  Derived  Zeolite  NaP1. International  Journal  of  Environmental Research , 16 (2), 1–10.
https://doi.org/10.1007/s41742-022-00395-9 Awad, A. E. (2017). Removal of Fe+3 and Cu+2 Ions from  Aqueous  Solutions  by  Adsorption Using  Peanut  Hulls. Assiut  Journal  of Agricultural Sciences , 48 (2), 23–37. https://doi.org/10.21608/ajas.2017.3905
Ayawei,  N.,  Ebelegi,  A.  N.,  Wankasi,  D.  (2017). Modelling  and  Interpretation  of  Adsorption Isotherms. Journal  of  Chemistry , 2017 . https://doi.org/10.1155/2017/3039817
Ayuba, A. M., Ladan, M., Muhammad, A. S. (2020). Thermodynamic and Kinetic Study of Pb (II) Amputation  by  River  Sediment. Applied Journal  of  Environmental  Engineering Science , 3 , 213–226.
Batool,  F.,  Akbar,  J.,  Iqbal,  S.,  Noreen,  S.,  Bukhari,
S.  N.  A.  (2018).  Study  of  Isothermal, Kinetic, and Thermodynamic Parameters for Adsorption  of  Cadmium:  An  Overview  of Linear  and  Nonlinear  Approach  and  Error Analysis. Bioinorganic Chemistry and Applications , 2018 .
https://doi.org/10.1155/2018/3463724. Boudrahem,  F.,  Soualah,  A.,  Aissani-Benissad,  F.
(2011).  Pb(II)  and  Cd(II)  removal  from aqueous  solutions  using  activated  carbon developed from coffee residue activated with phosphoric  acid  and  zinc  chloride. Journal of  Chemical  and  Engineering  Data , 56 (5), 1946–1955. https://doi.org/10.1021/je1009569.
Budiawan, Maimulyanti, A., Saefumillah, A., Suseno, H. (2021). Characterization and fractionation of  phosphorus  using  sequential  extraction from  marine  sediment  of  Jakarta  Bay. Rasayan Journal of Chemistry , 14 (3), 1544– 1550.
https://doi.org/10.31788/RJC.2021.1436050.
Chakraborty,  R.,  Asthana,  A.,  Singh,  A.  K.,  Jain,  B.,
Susan, A. B. H. (2022). Adsorption of heavy metal ions by various low-cost adsorbents: a review. International Journal
of
Environmental Analytical Chemistry , 102 (2),
342–379. https://doi.org/10.1080/03067319.2020.1722 811.
Dai,  J.,  Ren,  F.  L.,  Tao,  C.  Y.  (2012).  Adsorption behavior  of  Fe(II)  and  Fe(III)  ions  on thiourea cross-linked chitosan with Fe(III) as template. Molecules , 17 (4),  4388–4399. https://doi.org/10.3390/molecules17044388
Dim,  P.  E.,  Mustapha,  L.  S.,  Termtanun,  M.,  & Okafor,  J.  O.  (2021).  Adsorption  of chromium (VI) and iron (III) ions onto acid- modified  kaolinite:  Isotherm,  kinetics  and thermodynamics studies. Arabian Journal of Chemistry , 14 (4). https://doi.org/10.1016/j.arabjc.2021.103064 .
Foo,  K.  Y.,  Hameed,  B.  H.  (2010).  Insights  into  the modeling  of  adsorption  isotherm  systems. Chemical  Engineering  Journal , 156 (1),  2– 10.
https://doi.org/10.1016/j.cej.2009.09.013.
Fu,  F.,  Wang,  Q.  (2011).  Removal  of  heavy  metal ions from wastewaters: A review. Journal of Environmental  Management , 92 (3),  407– 418.
https://doi.org/10.1016/j.jenvman.2010.11.0 11.
Grande-Tovar,  C.  D.,  Vallejo,  W.,  &  Zuluaga,  F. (2018). Equilibrium and kinetic study of lead and  copper  ion  adsorption  on  chitosan- grafted-polyacrylic  acid  synthesized  by surface initiated atomic transfer
polymerization. Molecules , 23 (9). https://doi.org/10.3390/molecules23092218
Gupta,  V.  K.,  Gupta,  M.,  &  Sharma,  S.  (2001).
Process development for the removal of lead and chromium from aqueous solutions using red  mud  -  An  aluminium  industry  waste. Water Research , 35 (5), 1125–1134. https://doi.org/10.1016/S0043- 1354(00)00389-4
Jeppu,  G.  P.,  &  Clement,  T.  P.  (2012).  A  modified Langmuir-Freundlich  isotherm  model  for simulating  pH-dependent  adsorption  effects. Journal  of  Contaminant  Hydrology , 129 –
130 , 46–53. https://doi.org/10.1016/j.jconhyd.2011.12.00
1
Jiang, Y., Ma, X. L., Sun, F. Y., Guo, Y. X., Ren, L. J.,  Wang,  Y.  J.,  &  Xie,  Z.  L.  (2021).  A comparative  study  on  the  adsorption properties  of  heavy  metal  CR  in  lake sediment  and  soil. Applied  Ecology  and Environmental  Research , 19 (2),  901–914. https://doi.org/10.15666/aeer/1902_901914 Kumar, P. S., & Kirthika, K. (2009). Equilibrium and
kinetic  study  of  adsorption  of  nickel  from aqueous solution onto bael tree leaf powder.
Journal of Engineering Science and Technology , 4 (4), 351–363.
Langmuir, I. (1917). The constitution and fundamental properties of solids and liquids. Part  II.-Liquids. Journal  of  the  Franklin
Institute , 184 (5), 721. https://doi.org/10.1016/s0016- 0032(17)90088-2
Lin,  J.  L.,  Huang,  C.,  Pan,  J.  R.,  &  Wang,  Y.  S.
(2013).  Fouling  mitigation  of  a  dead-end microfiltration by mixing-enhanced preoxidation  for  Fe  and  Mn  removal  from groundwater. Colloids  and  Surfaces  A: Physicochemical  and  Engineering  Aspects ,
419 , 87–93. https://doi.org/10.1016/j.colsurfa.2012.11.05 3
Liu,  B.,  Wang,  D.,  Xu,  Y.,  &  Huang,  G.  (2011).
Adsorption  properties  of  Cd(II)-imprinted chitosan resin. Journal of Materials Science , 46 (5), 1535–1541. https://doi.org/10.1007/s10853-010-4958-6 Liu, Q. S., Zheng, T., Wang, P., Jiang, J. P., & Li, N.
(2010).  Adsorption  isotherm,  kinetic  and mechanism  studies  of  some  substituted phenols on activated carbon fibers. Chemical Engineering  Journal , 157 (2–3),  348–356. https://doi.org/10.1016/j.cej.2009.11.013 Liu,  X.,  Ma,  R.,  Wang,  X.,  Ma,  Y.,  Yang,  Y., Zhuang, L., Zhang, S., Jehan, R., Chen, J., & Wang,  X.  (2019).  Graphene  oxide-based materials  for  efficient  removal  of  heavy metal ions from aqueous solution: A review. Environmental Pollution , 252 , 62–73. https://doi.org/10.1016/j.envpol.2019.05.050 Low,  K.  S.,  Lee,  C.  K.,  &  Liew,  S.  C.  (2000).
Sorption of cadmium and lead from aqueous solutions by spent grain. Process
Biochemistry , 36 (1–2), 59–64. https://doi.org/10.1016/S0032-
9592(00)00177-1
Maneechakr,  P.,  &  Karnjanakom,  S.  (2019).  The essential  role  of  Fe(III)  ion  removal  over efficient/low-cost  activated  carbon:  surface chemistry and adsorption behavior. Research
on Chemical Intermediates , Iii . https://doi.org/10.1007/s11164-019-03851-y Maslukah,  L.,  Yudiati,  E.,  &  Sarjito.  (2017).  Model Adsorpsi  Logam  Berat  Pb  ,  Cu  ,  Dan  Zn Sistem  Air-Sedimen  Muara  Sungai  Banjir Kanal  Barat  Semarang. Maspari , 9 (2),  149– 158.
Mendil,  D.,  Ünal,  Ö.  F.,  Tüzen,  M.,  &  Soylak,  M. (2010).  Determination  of  trace  metals  in different fish species and sediments from the River Yeşili{dotless}rmak in Tokat, Turkey. Food  and  Chemical  Toxicology , 48 (5), 1383–1392.
https://doi.org/10.1016/j.fct.2010.03.006 Othman, N. H., Alias, N. H., Shahruddin, M. Z., Abu Bakar, N. F., Nik Him, N.  R., &  Lau, W. J. (2018).  Adsorption  kinetics  of  methylene blue  dyes  onto  magnetic  graphene  oxide.
Journal of Environmental Chemical
Engineering , 6 (2), 2803–2811. https://doi.org/10.1016/j.jece.2018.04.024 Pohl, A. (2020). Removal of  Heavy  Metal Ions  from
Water and Wastewaters by Sulfur- Containing Precipitation Agents. Water, Air, and Soil Pollution , 231 (10). https://doi.org/10.1007/s11270-020-04863-w Purwiyanto,  A.  I.  S.  (2015).  Distribution  And  Metal
Adsorption  of  Lead  (Pb)  In  Estuary Banyuasin,  South  Sumatra  (Distribusi  dan Adsorpsi  Logam  Timbal  (Pb)  di  Muara Sungai Banyuasin, Sumatera Selatan). ILMU KELAUTAN:  Indonesian  Journal  of  Marine Sciences , 20 (3), 153. https://doi.org/10.14710/ik.ijms.20.3.153-
162
Radnia,  H.  (2011).  Isotherm  and  Kinetics  of  Fe(II)
Adsorption  onto  Chitosan  in  a  Batch Process. Iranica  Journal  of  Energy  & Environment , January 2011 . https://doi.org/10.5829/idosi.ijee.2011.02.03. 1837.
Ringot,  D.,  Lerzy,  B.,  Chaplain,  K.,  Bonhoure,  J.  P., Auclair, E., & Larondelle, Y. (2007). In vitro biosorption  of  ochratoxin  A  on  the  yeast industry by-products: Comparison of isotherm  models. Bioresource  Technology , 98 (9), 1812–1821. https://doi.org/10.1016/j.biortech.2006.06.01 5.
Salman, S. D., Rasheed, I. M., & Mohammed,  A. K. (2021).  Adsorption  of  heavy  metal  ions using activated carbon derived from Eichhornia (water hyacinth).
IOP Conference Series: Earth and Environmental Science , 779 (1), 0–14. https://doi.org/10.1088/1755-
1315/779/1/012074
Shah,  A.,  &  Shah,  M.  (2020).  Characterisation  and bioremediation  of  wastewater:  A  review exploring  bioremediation  as  a  sustainable technique  for  pharmaceutical  wastewater. Groundwater  for  Sustainable  Development , 11 (August 2019), 100383. https://doi.org/10.1016/j.gsd.2020.100383
Şölener,  M.,  Tunali,  S.,  Özcan,  A.  S.,  Özcan,  A.,  &
Gedikbey, T. (2008). Adsorption characteristics  of  lead(II)  ions  onto  the clay/poly(methoxyethyl)acrylamide (PMEA) composite from aqueous solutions.
Desalination ,
223 (1–3), 308–322. https://doi.org/10.1016/j.desal.2007.01.221
Uwamariya, V. (2013). Adsorptive Removal of Heavy Metals  from  Groundwater  by  Iron  Oxide
based adsorbents . CRC Press/Balkema. Wang,  J.,  &  Guo,  X.  (2020).  Adsorption  kinetic models:  Physical  meanings,  applications, and  solving  methods. Journal  of  Hazardous Materials , 390 (January), 122156. https://doi.org/10.1016/j.jhazmat.2020.1221 56
Y.S.  Ho,  M.  (1999).  Pseudo-second  order  model  for sorption  processes. Process  Biochemistry , 34 , 451–465. https://doi.org/10.1021/acs.oprd.7b00090 Yan, Z. li, Liu, Y. guo, Tan, X. fei, Liu, S. bo, Zeng, G.  ming,  Jiang,  L.  hua,  Li,  M.  fang,  Zhou, Z.,  Liu,  S.,  &  Cai,  X.  xi.  (2017). Immobilization  of  aqueous  and  sediment- sorbed  ciprofloxacin  by  stabilized  Fe-Mn binary  oxide  nanoparticles:  Influencing factors  and  reaction  mechanisms. Chemical Engineering
Journal , 314 , 612–621. https://doi.org/10.1016/j.cej.2016.12.019 Yang, X., Wan, Y., Zheng, Y., He, F., Yu, Z., Huang, J., Wang, H., Ok, Y. S., Jiang, Y., & Gao, B. (2019). Surface functional groups of carbon- based  adsorbents  and  their  roles  in  the removal  of  heavy  metals  from  aqueous solutions:  A  critical  review. Chemical
Engineering Journal , 366 , 608–621. https://doi.org/10.1016/j.cej.2019.02.119 Yoon,  J.,  Amy,  G.,  Chung,  J.,  Sohn,  J.,  &  Yoon,  Y. (2009).  Removal  of  toxic  ions  (chromate, arsenate,  and  perchlorate)  using  reverse osmosis,  nanofiltration,  and  ultrafiltration membranes. Chemosphere , 77 (2),  228–235. https://doi.org/10.1016/j.chemosphere.2009. 07.028 Yustinah,  Hudzaifah,  Aprilia,  M.,  &  AB,  S.  (2019). Kesetimbangan  Adsorpsi  Logam  Berat  (Pb) Dengan  Adsorben  Tanah  Diatomit  Secara Batch. Jurnal  KONVERSI , 9 (1),  17–28. https://doi.org/10.24853/konversi.9.1.12. Zhang,  J.  Z.,  &  Huang,  X.  L.  (2007).  Relative importance  of  solid-phase  phosphorus  and iron  on  the  sorption  behavior  of  sediments. Environmental  Science  and  Technology , 41 (8), 2789–2795. https://doi.org/10.1021/es061836q.