## ANALISIS DAN EVALUASI KONTAMINASI LOGAM BERAT DI SEDIMEN, AIR DAN RUMPUT LAUT Euchema Cottoni Di KOTA TARAKAN
Ratno Achyani 1) , Encik Weliyadi 1) , Rismawati 2)
1) Mahasiwa Jurusan Manajemen Sumberdaya Perairan
2) Staf Pengajar Jurusan Manajemen Sumberdaya Perairan FPIK Universitas Borneo Tarakan (UBT) Kampus Pantai Amal Gedung E,
Jl. Amal Lama No.1,Po. Box. 170 Tarakan KAL-TIM. HP.08125353129 / E-mail : ratno_achyani@yahoo.com

## ABSTRAK
Tujuan  penelitian  ini  adalah  memberikan  informasi  mengenai  keberadaan,  jenis,  jumlah dan  konsentrasi  logam  berat  di  air  dan  sedimen  serta  akumulasinya  pada  rumput  laut Euchema Cottonii di Diperairan Amal  Kota Tarakan. Diperairan telah ditemukan 2 jenis logam  berat  yaitu  kadmium  (Cd)  dan  nikel  (Ni)  di  air  dan  sedimen.  Pada  rumput  laut Euchema Cottoni ditemukan 2  jenis logam berat yaitu Tembaga (Cu) dan Besi (Fe) yaitu pada  saat  semai  dan    4    jenis  logam  berat  saat  panen  yaitu  Tembaga  (Cu),  Besi  (Fe), Mangan (Mn) dan nikel (Ni). Konsentrasi logam berat di air yaitu kadmium 0,005-0,007 mg/l  dan  nikel  0,064-0,084  mg/l.  Konsentrasi  logam  berat  di  sedimen  yaitu  kadmium 0,068 mg/l dan nikel 0,175 mg/l. Konsentrasi logam berat di rumput laut Euchema Cottoni saat semai yaitu Tembaga 1,91 mg/l, besi 86,64 mg/l. Konsentrasi logam berat di rumput laut Euchema  Cottoni saat  panen  yaitu  Tembaga  4,03  mg/l,  mangan  151,25  mg/l,  besi 0,97 mg/l dan nikel 16,6 mg/l.
Kata Kunci : Logam berat, air, sedimen, Euchema Cottonii.

## ABSTRACT
The purpose of this study is to provide information about the existence, type, amount and concentration of heavy metals in waters and sediments and its accumulation in seaweed Euchema  Cottonii  at  Amal  waters  Tarakan  City.  in  the  waters  has  found  two  types  of heavy metal, cadmium (Cd) and nickel (Ni) in water and sediments. In Euchema Cottoni seaweed has found 2 types of heavy metals, Copper (Cu) and Iron (Fe) when the seedling and  4  types  of  heavy  metals  during  harvest  is  Copper  (Cu),  iron  (Fe),  manganese  (Mn) and nickel (Ni).  Concentrations of heavy metals in the waters of cadmium from 0.005 to 0.007 mg/l and nickel 0.064 to 0.084 mg/l. Concentrations of heavy metals in the sediment are  cadmium  0.068  mg/l  and  nickel  0.175  mg/l.  Concentrations  of  heavy  metals  in seaweed  Euchema  Cottoni  when  seedlings  are  Copper  1.91  mg/l,  iron  86.64  mg/l. Concentrations  of  heavy  metals  in  seaweed  Euchema  Cottoni  at  harvesting  the  Copper 4.03 mg/l, manganese 151.25 mg/l, iron 0.97 mg/l and nickel 16.6 mg/l.
Keyword : heavy metals, waters, sediments, Euchema Cottonii.

## PENDAHULUAN
Pencemaran  atau  polusis  bukanlah hal  yang  baru  bahkan  sebagian  dari  kita
yang  sudah  memahami  pengaruh  yang ditimbulkan  oleh  pencemar  atau  polusi lingkungan  terhadap  kelangsungan  dan keseimbangan ekosistem. Jumlah
pencemaran  yang  sangat  masal  dari  pihak manusia  membuat  alam  tidak  mampu mengembalikan kondisi  ke seperti semula. Pencemar datang dari berbagai sumber dan memasuki  udara,  air  dan  tanah  dengan berbagai  cara.  Pencemar  udara  terutama datang  dari  kendaraan  bermotor,  industri, dan  pembakaran  sampah.  Pencemar  udara dapat  pula  berasal  dari  aktivitas  gunung berapi.
Salah  satu  komponen  pencemar perubah  kualitas  lingkungan  perairan adalah  logam  berat.    Logam  berat merupakan  bahan  pencemar  yang  paling banyak ditemukan diperairan akibat limbah
Industri dan limbah perkotaan. Pencemaran  logam  berat  dalam  air  harus mendapat  perhatian  yang  serius,  karena bila terserap dan terakumulasi dalam tubuh manusia dapat  mengganggu kesehatan dan pada beberapa kasus menyebabkan kematian. Pencemaran logam berat terhadap  lingkungan  merupakan  suatu proses  yang  erat  hubungannya  dengan penggunaan logam tersebut oleh manusia. Diantara  sumber  bahan  pangan  yang sering  dikonsumsi  oleh  manusia  adalah berasal  dari  rumput  laut.    Rumput  laut khususnya  jenis Euchema  Cottonii sering digunakan  sebagai  bahan  utama  pembuata agar-agar.    Salah  satu  sumber  bahan  baku rumput  laut  jenis  ini  adalah  berasal  dari Kota  Tarakan.    Informasi  mengenai keberadaan,  jenis,  jumlah  dan  konsentrasi logam berat di perairan khususnya akumulasinya  pada  rumput  laut Euchema Cottonii di  Kota  Tarakan  Tidak  tersedia.
Tujuan dari penelitian ini adalah mengenai keberadaan, jenis, jumlah dan
konsentrasinya  di  perairan  khususnya akumulasinya  pada  rumput  laut Euchema Cottoni di  Kota  Tarakan.  Studi  Analisis dan    evaluasi  kontaminasi  logam  berat pada rumput laut Euchema Cottoni di Kota Tarakan.

## MATERI DAN METODE
Jenis sampel yang diambil adalah air, sedimen  dan  rumput  laut Euchema
Cottonii .    Pengambilan  sampel  air  dan sedimen  akan  dilakukan  3  kali  dalam  2 bulan.  Pengambilan  ini  mengikuti  pola budidaya rumpur laut yang diterapkan oleh para  petani.  Yaitu  mulai  dari  penanaman benih  sampai  panen  memakan  waktu  2 bulan.  Pengambilan  sampel  rumput  laut adalah, rumput laut jenis Euchema Cottoni diambil  sampel  bibitnya  sebelum  ditanam dan  terakhir  diambil  kembali  pada  saat panen. Sehingga total sampel yang diambil adalah  2  sampel.    Analisa  logam  berat  di air  dan  sedimen  akan  menggunakan metode  SNI  dan  AAS.    Analisis  logam berat  menggunakan atomic  absorption spectrophotometer (AAS).

## HASIL DAN PEMBAHASAN

## Logam berat di air dan sedimen
Analisis laboratorium logam berat di air  pada  wilayah  penelitian  menunjukkan hasil  yang  berbeda  berdasarkan  waktu. Saat  awal  bulan  atau  saat  awal  musim penanaman rumput laut terdeteksi  hanya 1 logam  berat  yaitu  Cd  0,006  mg/l.  Pada pertengahan  musim  terdeteksi  2  jenis logam  berat  yaitu  Cd  0,005  mg/l  dan  Ni 0,064  mg/l.  Kemudian  pada  saat  akhir bulan atau musim panen terdeteksi 2 logam berat,  yaitu  Cd  0,007  mg/l  dan  Ni  0,084 mg/l.  Analisa  logam  berat  di  laboratorium untuk  sampel  sedimen  diketahui  ada  2 jenis logam  berat  yang terdeteksi  yaitu  Cd 0,068 mg/l dan Ni 0,175 mg/l (Tabel 1). Dari  hasil  analisis  logam  berat diperaian  dapat  diketahui  bahwa  dalam kurun waktu ± 2 bulan tidak ada perbedaan signifikan  adanya  peningkatan  konsentrasi logam  berat  di  peraian  terutama  pada logam berat Cd yang terdeteksi pada setiap sampel.  Dari  hasil  analisis  juga  diketahui bahwa  adanya  masukkan  logam  berat  lain diperairan  yang  terdeteksi  selama  waktu budidaya  yaitu  logam  Ni.  Keberadaan logam  Cd  dan  Ni  diperairan  juga ditemukan  pada  sampel  sedimen  (Gambar 1).
Jenis  logam  yang  teridentifikasi  di perairan  Amal  Kota  Tarakan  adalah  Cd
dan  Ni.  Logam  kadmium  tidak  dapat  larut dalam air, kadmium muncul dalam air laut dalam  bentuk  terlarut  dan  padat.    Jenis dominan kadmium ± 30% dari jumlah total terlarut dalam air laut adalah CdCl + , CdCl 2 dan  CdCl 3 -1 (Nurnberg,  1983;  Nurnberg dan  Valenta,  1983;  Salomons et  al .  1987; Fernando,  1995).    Jumlah  kadmium  yang
terlarut  dengan  berbagai  bentuk  (Tabel  2) bervariasi  berdasarkan  tingkat  salinitas  air laut (Sadiq, 1992).  Ionic Cd -2 , adalah jenis kadmium  yang  paling  beracun,  namun sangat  jarang memiliki  lebih  dari sekitar  3 persen  dari  total  kadmium  terlarut  dalam air laut (Neff, 2002).
Tabel 1. Hasil analisa logam berat di air dan sedimen (mg/l)
Jenis logam berat Sampel Air Sampel Sedimen Awal bulan Pertengahan Akhir bulan Cadmium (Cd) 0,006 0,005 0,007 0,068 Tembaga (Cu) ttd Ttd Ttd ttd Timbal (Pb) ttd Ttd Ttd ttd Mangan (Mn) ttd Ttd Ttd ttd Besi (Fe) ttd Ttd Ttd ttd Nikel (Ni) ttd 0,064 0,084 0,175 Keterangan: ttd = tidak terdeteksi Karena kompleksitas senyawa
klorida,  ada  hubungan  terbalik  antara salinitas  air  laut  dan  fraksi  dari  total kadmium  terlarut  dalam  keadaan  bebas ion.    Kadmium  terabsorpsi  di  partikel dalam  bentuk  yang  mudah  ditukar  dan mudah desorbed kembali ke dalam larutan, terutama pada pencampuran yang terjadi di daerah  muara  dengan  salinitas  rendah (Millward dan Turner, 1995 ; Wood et al., 1995). Konsentrasi  logam  kadmium  di perairan amal adalah 0,005 – 0,007 mg.l -1 . Pada  lautan  terbuka,  konsentrasi  kadmium terlarut biasanya sangat rendah di permukaan  (≤  1  mg.l -1 )  dan  meningkat pada kedalaman maksimal dimana nutrient
masih  dapat  diperoleh  (sekitar  900  sampai 1000  m).    Konsentrasi  tertinggi  kadmium adalah  145  mg.l -1 yang  telah  diukur berdasarkan  kandungan  maksimum  nutrisi dari  laut  terbuka.    Konsentrasi  kemudian menurun  sedikit  pada  kedalaman  yang lebih besar (De baar et al. , 1994 ; Yeats et al., 1995).
Logam kadmium dapat larut,
sehingga dengan mobilitas tersebut konsentrasi  kadmium  dilingkungan  dapat berkurang  cukup  tinggi  (Boulegue,  1983). Karena  adanya  spesiasi  dalam  air  laut, kecenderungan  untuk  terikat  pada  partikel lemah, kadmium relatif mobile di lingkungan laut  (Neff, 2002).
Gambar 1. Perbedaan keberadaan dan konsentrasi logam berat di perairan dan sedimen
Tabel 2. Jenis  kadmium  Anorganik  dalam  air  laut.  Kelimpahan  jenis-jenis  logam  Cd berdasarkan potensi redoks dan salinitas (Sadiq, 1992). Jenis Total (%) Jenis Total (%) Cd +2 2    +   1 CdCl 3 - 16 + 10 CdCl + 34    +   6 CdCl 4 -2 5 + 5 CdCl 2 0 44,5 + 12,5
Kelimpahan    kadmium  di  perairan estuary  dan  laut  bervariasi  dan  berpotensi bioavailable .    Namun,  kadmium  ion (Cd +2 ),  yang  biasanya  hanya  mewakili sebagian  kecil  dari  jumlah  kadmium terlarut  dalam  air  laut  adalah  spesies  yang paling bioavailable (Sunda et  al., 1978  ; Engel et  al .,  1981  ;  Jenkins  dan  Sanders,
1986  ;  Mason et  al., 1988).    Konsentrasi logam  nikel di  perairan  amal adalah  0,074 +  0,01  mg.l -1 .    Konsentrasi  nikel  di perairan  alami  telah  ditemukan  berkisar dari 2-10  mg.l -1 pada air tawar  dan  0,45  + 0,25  mg.l -1 dalam  air  laut  (Rojas et  al. 1999 dalam Klein  dan  Max,  2007). Sedangkan  menurut  WHO  (1991)  Tingkat di  perairan  alami  berkisar  antara  2  sampai 10  mg.l -1 (air  tawar)  dan  0,2-0,7  mg.l -1
(kelautan).  Bentuk  umum  adalah  ion  nikel (II) (WHO, 1991).
Nikel  (Ni)  ditemukan  di  perairan dalam  bentuk  koloid  namun  garam-garam nikel  seperti  :  nikel  ammonium  sulfat, nikel  nitrat  dan  nikel  klorida  bersifat  larut dalam air.  Pada kondisi aerob dan pH > 9, Ni  membentuk  senyawa  kompleks  dengan hidroksida  dan  karbonat,  dan  selanjutnya mengalami presipitasi. Demikian juga pada kondisi  anaerob,  nikel  bersifat  tidak  larut (Moore, 1991 dalam Effendi, 2003). Pencemaran  lingkungan  oleh  Ni terjadi  secara  alami  dan  dari  sumber anthropogenik. Sumber-sumber alam berasal  dari  gunung  berapi,  debu  tanah, dan  kebakaran  hutan,  dengan  ukuran partikel  berkisar  antara  2  sampai  10  mm. Contoh  sumber  antropogenik  adalah  dari pertambangan,  peleburan,  dan  pemurnian Ni,  dengan  melepaskan  ukuran  partikel jauh  lebih  kecil  (0,1  sampai  2.0  mm) (Wayne  dan  Ming,  2005).  Pembakaran bahan  bakar  fosil  dan  polusi  dari  industri nikel adalah sumber utama dari lingkungan
yang  terpapar  nikel.  Lebih  khusus  lagi, sumber  emisi  nikel  ke  udara  termasuk pembakaran  batubara  dan  minyak  untuk sumber  energi,  limbah  dan  limbah  lumpur incenerator,  pertambangan  dan  produksi industri  baja  (WHO,  1991 dalam Neff, 2002).
Jenis logam berat yang teridentifikasi di  perairan  Amal  Kota  Tarakan  adalah  Cd dan  Ni.  Logam  kadmiun  dan  nikel  ada  di dalam  sedimen  melalui pore  water (Air yang  mengisi  pori-pori  butiran  sedimen) dalam  bentuk  larutan  atau  bercampur dengan  berbagai  ligan  organik  atau anorganik  terlarut.  Konsentrasi  kadmium total  dalam pore  water sedimen  laut berkisar  dari  0,002  sampai  108  µg.l -1
(Campbell et  al .,  1988).  Konsentrasi biasanya kurang dari 1 µg/L, kecuali dalam pore water dari sedimen yang terkontaminasi. Konsentrasi  logam  kadmium  di perairan amal adalah 0,068 mg.l -1 .
Konsentrasi  Kadmium  pada  sedimen  laut yang tidak terkontaminasi biasanya  berada di  kisaran  0,1  -  0,6  µg.l -1 berat  kering (Warren, 1981).  Kadmium dalam sedimen oxic  (kelimpahan  oksigen  besar)  berkaitan dengan  keberadaan  (50  sampai  70  persen) karbonat ditambah adanya oksidasi besi/mangan  pada  fraksi  di  sedimen (Luoma  dan  Bryan  1981;  Rapin et  al., 1983  ;  Rosental et  al .,  1986  ;  Guo et  al . 1997),  banyak  yang  mudah  ditukar  dan larut  dalam  air  (Guo et  al .,  1997). Sebagian  besar  sisanya  dikaitkan  dengan fraksi  organik/sulfida.    Hanya  sekitar  1 persen  dalam  fraksi  yang  lain  sesuai dengan  prediksi  model  Davies-Colley et al .,  (1984)  dan  menunjukkan  bahwa kandungan kadmium selalu berubah selama  adanya  proses  oksidasi  di  sedimen laut    (Samant et  al .,  1990).    Fluks
kadmium pada lapisan permukaan sedimen laut  yang  teroksidasi  berkisar  antara  1,1 sampai  sekitar  160  pg/cm 2 /jam  (Zago et al ., 2000 dalam Neff, 2002).
Logam  berat  di  rumput  laut  euchema cottoni
Hasil  analisa  logam  berat  di  rumput laut euchema cottoni menunjukkan adanya kandungan logam berat yang cukup tinggi. Logam  berat  yang  terdeteksi  pada  awal budidaya  atau  bibit  menunjukkan  hanya logam  Cu  dan  Fe  yang  terdeteksi  yaitu 1,91  mg.l -1 dan  86,44  mg.l -1 .    Sedangkan pada  saat  panen,  logam  berat  yang terdeteksi  adalah  logam  Cu  yaitu  4,00 mg.l -1 ,  Mn  yaitu  151,25  mg.l -1 ,    besi  0,97 mg.l -1 dan  logam  berat  Ni  16,6  mg.l -1
(Tabel  3).    Hasil  tersebut  dapat  diketahui adanya jenis logam berat lain yang terserap
oleh rumput laut yaitu Mn dan Ni (Gambar 2).
Jenis logam berat yang teridentifikasi pada  rumput  laut Euchema  cottoni di perairan  Amal  Kota  Tarakan  adalah tembaga, mangan, besi dan nikel. Konsentrasi  logam  berat  pada  rumput  laut euchema  cottoni bervariasi.    Hal  ini dikarenakan  oleh  tingginya  kandungan logam  yang  terlarut  dalam  air  laut. Kandungan  logam  dalam  tubuh Euchema cottoni bervariasi berdasarkan waktu. Pada awal  tanam  telah  teridentifikasi  2  jenis logam  berat  dan  pada  saat  panen  telah teridenttifikasi 4 jenis logam berat. Hal ini mungkin  disebabkan  kuantitas  penyerapan logam  berat  oleh  rumput  laut  yang kemudian  diekskresikan  berbeda  terhadap jenis logam berat.
Tabel 3. Hasil analisa logam berat di rumput laut euchema cottoni (mg.l -1 ) Jenis logam berat Waktu pengambilan sampel Semai Panen Cadmium (Cd) 0 0 Tembaga  (Cu) 1.91 4.03 Timbal      (Pb) 0 0 Mangan    (Mn) 0 151.25 Besi          (Fe) 86.64 0.97 Nikel        (Ni) 0 16.6 Keterangan: ttd = tidak terdeteksi
Peningkatan  konsentrasi  logam  Cu saat  semai 1.91  mg.l -1 menjadi  4.03  mg.l -1
saat panen disebabkan adanya peningkatan logam  berat  didalam  media  (air  laut) (Yulianto et  al .  2006).    Bentuk  nonpolar atau  kationik  berbagai  logam,  termasuk logam  esensial  seperti  tembaga,  dapat menembus  membran  sel  lebih  mudah daripada  anionik,  dalam  bentuk  polar (Sunda,  1994).    Karena  itu,  bentuk  yang paling bioavailable tembaga adalah senyawa  anorganik  kompleks  hidroksida (CuOH + dan  Cu(OH) 2 ,  Cu(OH) 3 ,  dan Cu 2 (OH 2 ))  (Zamuda  dan  Sunda,  1982  ;
Zamuda et al ., 1985 ; Cowan et al. , 1986 ; Simkis  dan  Taylor,  1989).    Ion  bebas (Cu +2 )  juga  dapat  terbioakumulasi  dengan cepat pada fitoplankton laut, yang disebabkan  oleh  transpor  aktif  atau difasilitasi oleh mekanisme di fusi (Phinney  dan  Bruland,  1994).    Karena tembaga  adalah  elemen trace nutrisi penting, sebagian besar mekanisme organisme  laut  telah  berevolusi  untuk mengontrol  konsentrasi  ion  bebas  dalam jaringan  tubuhnya  akibat  paparan  dari konsentrasi  yang  ada  udara,  sedimen,  dan makanannya.
Gambar  2.    Perbedaan  jenis  dan  konsentrasi  logam  berat  pada  rumput  laut euchema  cottoni berdasarkan waktu pengambilan sampel.
Konsentrasi  total  tembaga  dalam  air laut bersih adalah dalam kisaran 0,2 + 0,15 µg.l -1 .
Konsentrasi tembaga dapat meningkat  menjadi  lebih  dari  0,5  µg.l -1
pada  kedalaman  abyssal  (Bruland  dan Frank, 1983 ; Saager et al. , 1993 ; Le Gall et al. , 1999).  Konsentrasi tembaga terlarut cenderung  lebih  tinggi  di  perairan  estuari dan  pesisir.  konsentrasi  tertinggi  terjadi  di daerah salinitas rendah yaitu daerah estuari dan menurun dengan meningkatnya salinitas  (Kerdijk  dan  Salomons,  1981  ; Windom et al. , 1983 ; Wen et al ., 1999). Adanya  konsentrasi  tembaga  tinggi dalam  kondisi  salinitas  rendah  yang mencapai  muara  menunjukkan  bahwa aliran  sungai  merupakan  sumber  penting dari tembaga yang ada di laut.  Konsentrasi tembaga  dalam  bentuk  partikulat  adalah rendah  dalam  kolom  air  laut  terbuka  dan meningkat di estuari (Neff, 2002).
Tembaga  terdapat  dalam  air  laut  dalam beberapa bentuk. Bentuk Kompleks anorganik  yang  paling  banyak  dari tembaga  pada  kondisi  pH  dan  komposisi ionik  air  laut  adalah  CuCO 3 (Millero 1980),  berbagai  campuran  tembaga  dan kloridas,  dan  Cu(OH) 2 ,  dan  sebagai endapan microparticulate (Nelson et  al , 1981.; Zuelke dan Kester, 1983).
Ion  bebas  Cu +2 ( cupric  copper ) biasanya  ±  5%  dari  tembaga  anorganik
yang  terlarut  dalam  air  laut  secara keseluruhan  (Shadiq,  1992).    Tembaga memiliki afinitas yang kuat untuk bergabung dan membentuk senyawa dengan ligan organik seperti zat humic dan bahan organik terlarut (Oakley et al. , 1981
;  Zuehlke  dan  Kester,  1983  ;  Mills  dan Quinn, 1984 ; Sunda, 1994 ; Muller, 1996) dan  partikel  bakteri  (Nelson et  al., 1981), hanya  dengan  konsentrasi  kecil  dan  dalam bentuk senyawa yang sebenarnya dalam air laut  akan  menjadi  senyawa  anorganik beracun.  Hampir  semua  tembaga  yang terlarut  dalam  air  laut,  ada  sebagai karbonat  atau  sebagai  logam-organik kompleks.    Hanya  1  persen  atau  kurang tembaga  terlarut  total  pada  air  laut  (Coale dan Bruland, 1988 ; Sunda dan Huntsman, 1991 ; Shine dan Wallace, 1995). Kompleksasi dan deaktivasi tembaga dengan ligan organik  yang dihasilkan oleh mikroorganisme  laut  dan  fitoplankton membantu komunitas alga untuk beradaptasi  sehingga  melindungi  mereka dari keracunan tembaga (Neff, 2002).
Penurunan  konsentrasi  logam  berat besi  saat  semai  86,64  mg.l -1 menjadi  0,97 mg.l -1 saat panen kemungkinan disebabkan oleh  kemampuan  rumput  laut Euchema cottoni dalam mengekskresikan logam besi tersebut.  Organisme perairan secara umum memiliki strategi dalam menghadapi
kehadiran  polutan  logam  berat.    Laju penyerapan  dan  pengeluaran  logam  toksik oleh suatu organisme dari dalam tubuhnya akan  mempengaruhi  konsentrasi  logam toksik dalam tubuh.  Menurut Connell dan Miller  (1995),  laju  perubahan  konsentrasi logam toksik dalam tubuh organisme dapat terjadi dalam 3 proses, yaitu: 1) penyerapan,  dimana  laju  penyerapan  lebih besar  dari  laju  pengeluaran/ekskresi  ;  2) keseimbangan,  dimana  laju  penyerapan sama dengan laju pengeluaran/ekskresi ; 3) depurasi,  dimana  laju  penyerapan  lebih kecil dari laju pengeluaran/ekskresi. Proses  penyerapan  dan  keseimbangan, kontak antara organisme dan logam  toksik yang  terdapat  di  lingkungan  masih  terjadi. Sedangkan  pada  proses  depurasi  kontak antara  organisme  dan  logam  toksik  di lingkungan berhenti.
Keberadaan logam berat mangan dan besi  dalam  tubuh Euchema  cottoni yang tidak  terindentifikasi  pada  sampel  air  laut dan  sedimen  di  sebabkan  faktor  oksidasi, biokonsentrasi  dan  mobilitas  logam  berat tersebut  di  perairan.  Logam  mungkin  ada dalam air melalui empat fase oksidasi. Sebuah  faktor  biokonsentrasi  (BCF) berkaitan  dengan  konsentrasi  bahan  kimia dalam  air.  Secara  umum,  organisme  yang lebih  rendah  seperti  alga  memiliki  BCFs lebih  besar  dari  organisme  yang  lebih tinggi  (Thompson et  al .,  1972).    Mangan dan  besi  dapat  dilepaskan  ke  air  sumber antropogenik.  Konsentrasi  logam  tersebut pada air permukaan biasanya dalam bentuk terlarut.  Beberapa  senyawa  mangan  dan besi  mudah  larut,  sehingga  tingkat  ekspos akan  signifikan  dan  juga  dapat  terjadi karena  mengkonsumsi  air  minum  yang tercemar.  Namun,  mangan  pada  air permukaan dapat mengoksidasi atau menyerap partikel sedimen dan mengendap di  bagian  bawah.  Transportasi  dan  partisi mangan dalam air dikontrol oleh kehadiran bentuk  kimia  terlarut  tertentu,  yang  pada gilirannya  ditentukan  oleh  potensi  pH, oksidasi-reduksi,  dan  karakteristiknya  dari anion yang tersedia.

## KESIMPULAN DAN SARAN

## Kesimpulan
Diperairan  Amal  Kota  Tarakan telah  ditemukan  2  jenis  logam  berat  yaitu kadmium  (Cd)  dan  nikel  (Ni)  di  air  dan sedimen.  Pada  rumput  laut Euchema Cottoni ditemukan  2    jenis  logam  berat pada  saat  semai  yaitu  Tembaga  (Cu)  dan Besi  (Fe)  yaitu  pada  saat  semai  dan    4 jenis  logam  berat  saat  panen  yaitu Tembaga  (Cu),  Besi  (Fe),  Mangan  (Mn) dan nikel (Ni). Konsentrasi logam berat di air  yaitu  kadmium  0,006  +  0,001  mg.l -1 dan nikel 0,074 + 0,01 mg.l -1 .  Konsentrasi logam  berat  di  sedimen  yaitu  kadmium 0,068  mg.l -1 dan  nikel  0,175  mg.l -1 . Konsentrasi  logam  berat  di  rumput  laut Euchema Cottoni saat semai yaitu Tembaga  1,91  mg.l -1 ,  besi  86,64  mg.l -1 . Konsentrasi  logam  berat  di  rumput  laut Euchema Cottoni saat panen yaitu Tembaga 4,03 mg.l -1 , mangan 151,25 mg.l - 1 , besi 0,97 mg.l -1 dan nikel 16,6 mg.l -1 .
Saran 1. Perlunya penelitian lebih lanjut mengenai  keberadaan  logam  berat  di air dan sedimen yang lebih komprehensif  di  tempat  lainnya  yang merupakan  daerah  budidaya  rumput laut di Kota Tarakan.
2. Perlunya penelitian lebih lanjut mengenai keberadaan logam berat pada rumput laut jenis lainnya yang dibudidayakan di Kota Tarakan
3. Perlunya  penelitian  masukkan  logam berat  dari  sungai  yang  menjadi  muara masuknya  air  dari  daratan  ke  pantai amal.

## DAFTAR PUSTAKA
A  Kaushik,  Ankur  Kansal,  Santosh,
Meena,  Shiv  Kumari,  CP  Kaushik. 2009. Heavy  metal  contamination  of river  Yamuna,  Haryana,  India: Assessment  by  Metal  Enrichment Factor  of  the  Sediments .  Journal  of Hazardous Materials 164: 265–270
Aschner  M,  Aschner  JL.  1991. Neurosci .
Biobehav Rev. 5,333–340.
Bambang  Yulianto,  Raden  Ario,  Agung
Triono.  2006. Daya  Serap  Rumput Laut (Gracilariasp) Terhadap Logam Berat Tembaga (Cu) Sebagai Biofilter. Jurnal  Ilmu  Kelautan.  Vol. II (2):72-78.
Bruland W, RP Franks. 1983. Mn, Zn, and Cd  in  the  western  North  Atlantic .
Pages  395-414  In:    CS  Wong,  E Boyle,  KW  Bruland,  JD  Burton,  ED Goldberg,  EdsTrace  Metals  in  Sea Water. Plenum Press, New York.
Coale  KH,  KW  Bruland.  1988. Copper
complexation in the northeast Pacific. Journal of Limnol Oceanogr. 33:1084-1101.
Campbell PGC, AG  Lewis, PM Chapman,
AA Crowder, WK Fletcher, B Imber,
SN  Luoma,  PM  Stokes,  M  Winfrey. 1988. Biologically  Available  Metals in    Sediments.  National  Research Council  of  Canada  Publication  No. NRCC 27694. Ottawa,  Canada
Connell  DW,  Miller  GJ.  1995. Kimia  dan Ekotoksikologi Pencemaran. Penerbit Universitas Indonesia Press. Jakarta. 520 hal (Diterjemahkan oleh
Koestoer YRH).
Cowan CE, EA Jenne, RR Kinnison. 1986. Methodology  for  determining  the relationship  between  toxicity  and aqueous speciation of a metal. Pages 463-478 In: TM Poston and R Purdy, Eds Aquatic Toxicology and Environmental  Fate:  Ninth  Volume. ASTM  STP  921.  American  Society for Testing and Materials, Philadelphia. Davies  Colley  RJ,  PO  Nelson,  KJ Williamson.  1984. Copper  and cadmium uptake by estuarine
sediment  phases. Journal  of  Environ Sci Technol. 18:491-499.
De  Baar  HJW,  EM  Saager,  RF  Nolting,  J van der Meer. 1994. Cadmium versus phosphate  in  the  world  ocean. Journal of Mar Chem. 46:261-281.
Fernando  Q.  1995. Metal  speciation  in environmental and biological systems. Journal  of  Environ  Hlth Persp. 103:13-16.
Gunnar  NF,  Koji  N,  Monica  N,  Lars  TF. 2007. Cadmium,  Handbook  on  the Toxicology  of  Metals .  Third  Edition.
Academic press.
Guo T, RD DeLaune, WH Patrick Jr. 1997. The  influence  of  sediment  redox chemistry on chemically active forms of  arsenic, cadmium, chromium, and zinc in estuarine sediment. Journal of Environ Internat. 23:305-316.
Kerdijk    HN,  W  Salomons.  1981. Heavy metal  cycling  in    the    Scheldt Estuary. Delft  Hydraulics  Report
M1640/M1736. Cited by W. Salomons  and  U.  F6rstner.  1984.
Metals  in  the  Hydrocycle.  Springer Verlag, New York.
Le Gall AC, PJ Statham,  NH   Morley, DJ Hydes,  CH  Hunt.  1999. Processes influencing distributions and concentrations  of  Cd,  Cu,  Mn,  and Ni  at  the  north  west  European  shelf break. Journal  of  Mar  Chem.  68:97- 115.
Luoma SN,  GW Bryan. 1981. A statistical assessment  of  the  form  of  trace metals in oxidized estuarine sediments employing chemical
extractions. Journal  of  Sci  Tot Environ. 17:165-196.
Muller  FLL.  1996. Interactions  of  copper,
lead and cadmium with the
dissolved,    colloidal  and  particulate components  of  estuarine and coastal waters. Journal  of  Mar  Chem.
52:245-268. Muller FLL. 1998. Colloid/solution partitioning of metal-selective
organic ligands, and its relevance to Cu, Pb and Cd cycling in the Firth of Clyde. Journal  of  Estuar  Cstl  Shelf Sci. 46:419-437.
Millero  FJ.  1980. Chemical  speciation  of ionic components in estuarine systems. Pages  116-131  In:    JM Martin,  JD    Burton,  D  Eisma,  Eds
River  Inputs    to    Ocean  Systems. UNEP/SCOR, Rome.
Mills  GL,  JG    Quinn.  1984. Dissolved copper and copper-organic complexes  in    the  Narragansett  Bay estuary. Mar. Chem. 15:151-172.
Millward  GE,    A  Turner.  1995. Trace metals  in  estuaries. Pages  223-245
In:  B  Salbu  and  E  Steinnes.  Eds. Trace  Elements  in  Natural  Waters. CRC press. Boca Raton FL.
Neff  JM.  2002. Bioaccumulation  In Marine Organisms: Effect Of Contaminants From Oil well Produced Water. Elsevier.
Nelson  EO,  AK  Chung,  MC  Hudson. 1981. Factors  affecting  the  fate  of heavy  metals  in  the  activated  sludge process. Journal of Wat Pollut Contr Fed. 53:1323-1333.
Nurnberg HW, P Valenta. 1983. Potentialities  and  applications  of voltammetry  in  chemical  speciation of trace metals in the sea . Page 671-
698 dalam CS Wong, E Boyle, KW.
Bruland,  JD  Burton,  ED  Goldberg. Trace  Metals  in  Sea  Water.  Plenum
Press, New York.
Nurnberg  HW.    1983. Voltammetric studies  on  trace  metal  speciation  in natural  water. Part  II:  Application and conclusions for chemical oceanography and chemical limnology.  Page  211-230  in:  GG Lepard. Trace Element  Speciation  in Surface  Waters  and  Its  Ecological
Implications.  Plenum  Press.  New York.
Oakley  SM,  PO  Nelson,  KJ  Williamson. 1981. Model of trace-metal
partitioning  in  marine  sediments. Journal  of  Environ  Sci  Technol. 15:474-480.
Phinney JT, KW Bruland. 1994. Uptake of lipophilic  organic  Cu,  Cd,  and  Pb complexes  in  the  coastal  diatom Thalassiosira  weissflogii. Journal  of Environ Sci Technol. 28:1781-1790.
Rapin F. 1983. Speciation of heavy metals in a sediment core from Baie de Nice (Mediterranean  Sea). Pages  1005- 1008 In_: Proceedings of International  Conference  on  Heavy
Metals  in  the  Environment.  CEP Consultants,  Edinburgh, Scotland.
Rosental  R,  GA  Eagle,  MJ  Orren.  1986.
Trace  metal  distribution  in  different chemical  fractions  of  nearshore marine  sediments. Journal  of  Estuar
Cstl Shelf Sci. 22:303-324.
Saager PM, J Schijf, HJW De Baar. 1993.
Trace-metal distributions in seawater  and  anoxic  brines  in  the eastern Mediterranean Sea. Geochim. Cosmochim. Acta 57:1419-1432. Salomons  W,  NM  de  Rooij,  H  Derdijk,    J Bril. 1987. Sediments as a source for contaminants ?.  Hydrobiol.  149:13- 30.
Samant  HS,  KG  Doe,  OC  Vaidya.  1990.
An integrated chemical and
biological study of the bioavailability of  metals  in  sediments  from  two contaminated  harbours  in  New Brunswick,  Canada. Journal  of  Sci Tot Environ. 96:253-268.
Shine  JP,  GT  Wallace.  1995. The formation  of  surface-active  organic complexes  of  copper  in  coastal marine  waters. Journal  of  Mar Chem. 51:145-157.
Simkiss K, MG Taylor.  1989. Metal fluxes across  the  membranes  of  aquatic organisms . Journal of Rev Aquat Sci.
1:173-188.
Skerfving  T,  Ingvar  AB.  2007. Lead.
Handbook  on  the  Toxicology  of
Metals. Third  Edition.  Academic press. Sunda WG. 1994. Trace metal/phytoplankton  interactions  in the    sea. Pages  213-247  In:  G Bidoglio,  W  Stumm.  Eds  Chemistry of  Aquatic  Systems:  Local  and Global  Perspectives.  ECSC,  EEC,
EAEC, Brussels, Belgium
Sunda  WG,  SA  Huntsman.  1991. The  use of  chemiluminescence  and  ligand competition  with  EDTA  to  measure copper  concentration  and  speciation in  seawater. Journal  of  Mar  Chem. 36:137-163.
Tueros  I,  JG  Rodríguez,    A  Borja,  O Solaun, V Valencia, E  Millan. 2008. Dissolved metal background levels in marine waters, for the assessment of the  physico-chemical  status,  within the  European  Water  Framework Directive. Science  Of  The  Total Environment 407: 40-52
Warren  LJ.  1981. Contamination  of sediments by lead, zinc and cadmium:  a    review  Environ  Pollut.
(Series B) 2:401-436.
Wayne  GL,  Ming  HY.  2005. Introduction to environmental toxicology : impacts of chemicals upon ecological systems. Lewis Publishers.
Wen    LS,  P  Santschi,  G  Gill,  C Paternostro.  1999. Estuarine  trace metal distribution  in Galveston Bay: importance  of  colloidal  forms  in  the speciation  of  the  dissolved  phase. Journal of Mar Chem. 63:185-212.
Windom  H,    G  Wallace,  R  Smith,  N Dudek,  M  Maeda,  R  Dulmage,  F Sorti.  1983. Behavior  of  copper  in southeastern United States estuaries.
Journal of Mar Chem. 12:183-193.
Wood    TM,  AM  Baptista,  JS  Kuwabara,
AR Flegal. 1995. Diagnostic modeling  of  trace  metal  partitioning in  south  San  Francisco  Bay. Journal of Limnol Oceanogr. 40:345-358.
Yeats PA, S Westerlund, AR Flegal. 1995.
Cadmium, copper and nickel distributions  at  four  stations  in  the eastern  central  and  south  Atlantic.
Journal of Mar. Chem. 49:283-293.
Zago  C,  G  Capodaglio,  S  Ceradini,  G Ciceri,  L  Abelmoschi,  F  Soggia,  P Cescon,  G.  Scarponi.    2000. Benthic fluxes of cadmium, lead, copper, and nitrogen  species  in  the  northern Adriatic    Sea  and  from  of  the  River
Po outflow, Italy .  Journal of Sci  Tot
Environ. 246:121-137. Zamuda CD, WG Sunda. 1982.
Bioavailability of dissolved copper to the  American  oyster  Crassostrea virginica. I.  Importance  of  chemical speciation.  Journal  of  Mar  Biol 66:77-82.
Zamuda  CD,    DA  Wright,  RA  Smucker. 1985. The  importance  of  dissolved organic compounds in the
accumulation of copper by American oyster, Crassostrea virginica. Journal of Mar Environ Res. 16:1-12. Zuelke  RW,   DR   Kester.  1983. Copper
speciation  in  marine  waters. Pages 773-788 In: CS Wong, E Boyle, KW Bruland,  JD  Burton,  ED  Goldberg, Eds  Trace  Metals  in  Sea  Water. Plenum Press, New York.