Distribusi Logam Berat dalam Kolom Air
Distribusi logam berat dalam perairan dipengaruhi oleh sifat fisika kimia logam berat dan karakteristik perairan. Perbedaan sifat fisika kimia antara logam berat Pb dan Zn akan menyebabkan perbedaan distribusinya di dalam sistem perairan. Effendi (2003) menyatakan bahwa logam Pb dalam perairan ditemukan dalam bentuk terlarut dan partikulat. Kadar Pb dalam kerak bumi sekitar 15 mg/kg. Sumber alami utama Pb adalah galena (PbS), gelesite (PbSO4), dan cerrusite (PbCO3). Kadar Pb dalam perairan tawar alami < 0.05 mg/l, dalam
perairan laut sekitar 0.025 mg/l. Kelarutan Pb pada perairan kesadahan rendah (soft water) sekitar 0.5 mg/l dan pada perairan sadah (hard water) sekitar 0.003 mg/l. Di dalam perairan, Pb membentuk senyawa kompleks yang memiliki sifat kelarutan rendah dengan beberapa anion seperti hidroksida, karbonat, sulfida, dan sulfat.
Sanusi (2006), logam Pb dalam perairan membentuk kompleks dengan ligan anorganik fosfat (PO43-) dalam bentuk senyawa Pb3(PO4)2 dan ligan sulfida (S2-)
dalam bentuk senyawa PbS yang bersifat tidak larut. Pada perairan dengn pH > 6 senyawa tersebut akan mengalami proses hidrolisis membentuk Pb(OH)-. Adapun Syakti et al. (2012), konsentrasi Pb terlarut dalam lingkungan akuatik yang tidak
terkontaminasi lebih kecil dari 3 μg/l atau 3 ppb, namun karena ada input dari aktivitas manusia berasal dari asap kendaraan bermotor yang mengandung TEL (tetra ethyl lead) yang digunakan sebagai peningkat nilai oktan bahan bakar sehingga konsentrasinya meningkat. Pada perairan yang bersifat basa pH > 6 Pb bersifat stabil (tidak larut) sehingga berada dalam bentuk solid yang mudah mengendap.
Logam Zn menurut Effendi (2003) merupakan unsur yang terdapat dalam jumlah melimpah di alam. Kadar Zn dalam kerak bumi sekitar 70 mg/kg. Sumber alami utama Zn adalah calamine (ZnCO3), sphalerite (ZnS), dan wilemite
(Zn2SiO4). Kelarutan unsur seng dan oksida seng dalam air relatif rendah. Zn yang
berikatan dengan klorida dan sulfat bersifat mudah larut. Pada perairan yang bersifat asam, kelarutan Zn meningkat. Kadar Zn dalam perairan alami < 0,05 mg/l dan pada perairan laut sekitar 0,01 mg/l. Zn merupakan unsur esensial bagi makhluk hidup yang berfungsi membantu kerja enzim. Zn juga diperlukan dalam proses fotosintesis sebagai agen bagi transfer hidrogen dan berperan dalam pembentukan protein.
Sanusi (2006), pada perairan dengan pH 6.7 Zn terdapat dalam bentuk Zn2+ terlarut dan teradsorpsi oleh padatan tersuspensi atau membentuk kompleks dengan ligan anorganik atau ligan organik. Perairan dengan pH yang makin bersifat basa (7-7.5) Zn mengalami proses hidrolisis dan membentuk Zn(OH)2 dan
pada pH 8 bersifat stabil dan tidak larut. Zn juga membentuk kompleks dengan fosfat membentuk senyawa Zn3(PO4)2 yang bersifat lebih stabil dibanding
Zn(OH)2. Dalam perairan yang kekurangan atau tidak ada oksigen, Zn mengalami
Widowati et al. (2008), Zn merupakan logam yang memiliki karakteristik yang cukup reaktif dimana dapat bereaksi dengan asam, basa, dan senyawa non- logam. Zn di alam tidak terdapat dalam keadaan bebas, tetapi dalam bentuk terikat dengan unsur lain berupa mineral. Zn terdapat di batuan, tanah, udara, air dan biosfer. Kadar Zn dalam kerak bumi bervariasi antara 10–300 mg/kg dengan rata- rata sekitar 70 mg/kg. Pada wilayah tertentu, kandungan Zn yang tinggi akibat proses geologi bisa mencapai 50,000 mg/kg.
Variasi distribusi vertikal dan horizontal logam berat di laut terbuka ditentukan oleh assosiasinya dengan siklus pertumbuhan fitoplankton dan proses demineralisasi fitoplankton. Sedang di wilayah estuaria, distribusinya ditentukan oleh input material dari daratan melalui aliran sungai dan dari laut melalui siklus pasang surut dan proses fisika-kimia-biologi yang berlangsung di dalam estuaria. Salah satu parameter fisika kimia yang sangat berpengaruh adalah salinitas dan konsentrasi TSS. Holliday dan Liss (1976) dalam Chester (1990) menyatakan bahwa konsentrasi besi terlarut di sungai Beaulieu, Inggris menurun dengan meningkatnya salinitas, Moris (1986) dalam Chester (1990) bahwa konsentrasi nikel terlarut di muara sungai Tamar, Inggris meningkat dengan peningkatan kekeruhan
Al-Najjar et al. (2008) dalam penelitiannya di Teluk Aqaba Jordania, yang merupakan wilayah subtropis dan berhubungan langsung dengan Laut Merah menemukan bahwa partikel tersuspensi di wilayah pantai mengandung konsentrasi trace metal yang lebih tinggi seperti Fe, Mn, Co, Cu, Cd, dan Zn dibanding di laut lepas. Tingginya konsentrasi di wilayah pantai disebabkan oleh adanya input debu dari atmosfir yang berasal dari daratan, ketersediaan nutrien, dan proses fisika-kimia-biologi di wilayah pantai.
Karakteristik logam berat dan faktor musim juga mempengaruhi distribusi konsentrasi logam berat dalam perairan. Lebih lanjut Al-Najjar et al. (2008) mengatakan bahwa konsentrasi maksimum logam berat Pb tercapai pada musim semi dan minimum (tidak terdeteksi) pada musim panas dan gugur, sedang logam Cd maksimum pada musim gugur dan dingin, minimum (tidak terdeteksi) pada musim semi, logam Zn maksimum pada musim semi dan minimum pada musim panas dan logam Ni maksimum pada musim gugur dan minimum pada musim semi. Variasi ini menunjukkan bahwa tiap logam mempunyai karaktistik yang berbeda yang ditandai dengan perbedaan konsentrasi maksimum dan minimum yang terjadi pada musim yang berbeda dari tiap logam berat. Variasi logam berat secara temporal disebabkan oleh perbedaan muatan polutan yang masuk ke dalam laut dari aktivitas di sekitar wilayah pantai yang kemudian dipengaruhi oleh perubahan kondisi lingkungan dari proses fisika kimia yang terjadi.
Demikian pula Lim et al. (2012) yang melakukan penelitian di sungai Langat Malaysia, menemukan bahwa logam arsen (As), kobal (Co) dan nikel (Ni) cenderung konsentrasinya lebih tinggi di dalam kolom air dibanding dalam sedimen. Sedang logam Pb dan Cr mempunyai kecenderungan lebih tinggi konsentrasinya di dalam sedimen dibanding di dalam kolom air. Fenomen ini menunjukkan bahwa logam As, Co, dan Ni, merupakan logam terlarut dengan daya adsorpsi lebih kecil sedang Pb dan Cr memiliki kapasitas adsorpsi yang lebih besar.
Sementara Hamad et al. (2012) melakukan penelitian di sungai Tigris menyatakan bahwa logam arsen (As) dan antimon (Sb) cenderung lebih banyak sebagai elemen terlarut di dalam kolom air. Logam krom (Cr) dan nikel (Ni)
kecenderungannya lebih besar terikat pada partikel, sedang logam Cd, Pb, dan Cu memiliki kecenderungan yang sama dimana konsentrasi dalam bentuk terlarut dan yang terikat pada partikel cenderung seimbang. Nilai konsentrasi logam terlarut dalam kolom air dan yang terikat pada partikel sebagai fungsi kapasitas adsorpsi atau desorpsi. Terdapat perbedaan karakteristik logam berat antara di sungai Langat Malaysia dengan sungai Tigris Irak. Perbedaan tersebut disebabkan oleh perbedaan karakteristik partikel tersuspensi (komposisi, ukuran, dan konsentrasi) yang berperan dalam mekanisme adsoprsi dan desorpsi dan perbedaan karakteristik fisika kimia perairan.
Adapun Kontas (2012), pada penelitiannya tentang distribusi konsentrasi logam berat partikulat dalam kolom air di teluk Izmir Turki, menemukan bahwa distribusi konsentrasi Mn, Zn, dan Ni partikulat berdasarkan profil vertikal diperoleh konsentrasi maksimum pada lapisan permukaan dan menurun konsentrasinya pada lapisan dasar dalam teluk pada musim panas, sebaliknya pada logam Fe dan Cu konsentrasi minimum pada lapisan permukaan dan maksimum pada lapisan dasar.
Turekian (2010) mengemukakan bahwa distribusi temporal dan spasial polutan logam berat terlarut sangat ditentukan oleh dua proses yaitu 1) hidrodinamika lokal yang dicirikan dengan flushing time berperan dalam dispersi polutan, dan 2) interaksi antara partikel dan air yang ditentukan oleh partisi logam antara fase partikulat dan terlarut karena mekanisme transpor antara partikulat dan zat terlarut berbeda. Oleh karena itu, konsentrasi partikel tersuspensi dan karakteristiknya sangat berperan mengontrol fraksi logam partikulat. Misalnya logam seng (Zn) yang relatif memiliki koefisien partisi (KD) yang besar karena
cenderung membentuk ikatan kompleks dengan grup karboksil dan hidroksil yang biasanya dominan pada permukaan partikel alami. Sebaliknya kadmium (Cd) yang mempunyai KD yang relatif kecil karena kemampuannya membentuk
kompleks dengan ion klorida di dalam air.
Distribusi Logam Berat dalam Sedimen
Penentuan konsentrasi logam berat dalam sedimen sangat penting dilakukan karena konsentrasi logam berat dalam sedimen menggambarkan tingkat akumulasi logam berat pada suatu periode waktu tertentu. Namun tingkat akumulasi logam berat dalam sedimen sangat ditentukan oleh karakteristik fisika kimia sedimen. Dengan demikian, perbedaan karakteristik sedimen menyebabkan perbedaan sedimen dalam mengakumulasi logam berat. Karakteristik fisika kimia sedimen yang paling utama adalah ukuran partikel sedimen dan kandungan bahan organik (Rainbow, 2006).
Sedimen dengan ukuran partikel yang halus (lempung dan lanau) umumnya mengandung bahan organik yang tinggi sehingga memiliki kemampuan mengakumulasi logam berat yang lebih tinggi dibanding ukuran partikel yang lebih kasar (pasir) yang mengandung bahan organik yang lebih rendah. Sedimen yang lebih halus memiliki luas permukaan yang lebih besar sehingga mampu menyerap dan mengakumulasi logam berat lebih tinggi dibanding sedimen yang luas permukaannya lebih kecil.
Wilayah estuaria yang merupakan daerah mixing menyebabkan sedimen di estuaria banyak mengandung besi dan mangan yang berasal dari sungai yang kemudian mengendap sebagai hidroksida akibat peningkatan pH. Keberadaan
oksida besi dan oksida mangan dalam sedimen di estuaria menyebabkan sedimen memiliki kemampuan lebih tinggi dalam mengakumulasi logam berat.
Pernyataan senada juga dikemukakan oleh Stecko dan Bendell–Young (2000) bahwa ketersediaan logam berat dalam sedimen sangat berkaitan erat dengan sifat-sifat dan ukuran sedimen. Sedimen yang mengandung jumlah mineral lempung (clay) dan bahan organik akan cenderung mengakumulasi logam lebih tinggi, karena senyawa-senyawa tersebut memiliki sifat mengikat logam. Komponen hasil oksida besi, mangan dan bahan organik merupakan komponen geokimia yang paling penting dalam mengontrol pengikatan logam–logam berat dalam sedimen estuaria.
Kandungan bahan organik memiliki hubungan yang positif dengan konsentrasi logam berat dalam sedimen, dimana semakin tinggi kandungan bahan organiknya maka kandungan logam beratnya juga semakin tinggi. Logam berat mempunyai sifat mudah terikat dengan bahan organik di dalam kolom air lalu mengendap di dasar perairan dan bersatu dengan sedimen sehingga secara umum kadar logam berat dalam sedimen lebih tinggi dibanding dalam air.
Kandungan logam berat dalam sedimen juga bergantung pada komposisi kimia dan mineral sedimen. Konsentrasi logam berat dalam sedimen umumnya lebih tinggi pada sedimen berupa liat, lumpur, pasir berlumpur, dan campuran ketiganya dibanding sedimen berupa pasir murni. Hal ini disebabkan oleh adanya gaya tarik elektro kimia partikel sedimen yang lebih kuat pada sedimen yang lebih halus (Sanusi, 2006).
Oksida mangan dan besi dalam sedimen mempengaruhi kandungan dan asosiasi logam berat dalam sedimen. Oksida besi dan oksida mangan dalam keadaaan oksidasi dapat menyerap kation dan anion dari larutan serta logam dalam air terutama logam runutan. Dalam keadaan reduksi, logam yang terserap dapat diremobilisasi kembali ke larutan dan bertindak sebagai sumber logam dalam perairan, namun logam yang terikat oleh fraksi sedimen akan mengalami diagenesis yang menyebabkan peningkatan bobot molekul dan hilangnya gugus fungsi. Keberadaan oksida mangan dan oksida besi dalam sedimen mampu mengikat logam 10–50 % dan bahkan lebih dari total logam dalam sedimen walaupun oksida mangan dan oksida besi jarang sekali ditemukan dalam jumlah yang banyak sebagai material penyusun sedimen terigenous (Connel dan Miller, 1995).
Lim et al. (2012) mengemukakan bahwa kandungan logam berat dalam sedimen juga dipengaruhi oleh musim. Kandungan logam berat dalam sedimen umumnya lebih rendah pada Musim Timur (kemarau) dan tinggi pada Musim Barat (hujan). Penyebab tingginya kandungan logam berat dalam sedimen pada Musim Barat (musim hujan) disebabkan oleh tingginya erosi permukaan tanah yang mengandung logam berat kemudian masuk ke dalam badan sungai dan terbawa sampai ke muara dan pantai dan akhirnya mengalami deposisi atau mengendap melalui proses sedimentasi. Selanjutnya dikatakan pula bahwa terbentuknya ikatan senyawa kimia di dalam sedimen termasuk logam berat disebabkan oleh reaksi oksidasi-reduksi. Selain oksidasi-reduksi, proses fisika kimia lainnya yang terjadi dalam sedimen adalah adsorpsi-desorpsi, solidifikasi- disolusi yang kemudian akan mempengaruhi komposisi spesiasi kimia sedimen dan lapisan air di permukaan sedimen (sediment water interface) melalui interaksi air dan sedimen.
Mekanisme reaksi oksidasi-reduksi dalam sedimen ditentukan oleh ketersediaan oksigen terlarut dalam air jebakan (pore water/interstitial water) dan pH sedimen. Pada kondisi oksigen rendah akan terjadi reaksi reduksi sehingga senyawa kimia yang terbentuk adalah S2-, CH4, NH3, N2, Fe2+, dan Mn2+ yang
bereaksi membentuk endapan kompleks. Pada kondisi oksigen cukup tersedia akan terjadi reaksi oksidasi dimana senyawa kimia yang terbentuk adalah SO42-,
CO2, CO32-, NO3-, Fe3+ dan Mn4+ yang bereaksi membentuk endapan kompleks
(Parsons dan Takahashi, 1977 dalam Sanusi, 2006).
Proses Adsorpsi-Desorpsi Logam Berat di Perairan Estuaria
Adsorpsi adalah fenomena scavenging dimana elemen kimia logam berat terlarut ditarik dari kolom air kemudian membentuk agregat dengan material suspensi dan selanjutnya terdeposit atau mengendap ke dasar perairan karena gaya gravitasi. Oleh karena itu proses adsorpsi akan menyebabkan terjadinya penurunan konsentrasi logam berat terlarut di dalam kolom air. Proses desorpsi adalah kebalikan dari proses adsorpsi, dimana logam berat terlarut dilepaskan dari permukaan partikel ke dalam kolom air sehingga proses ini akan mengakibatkan peningkatan konsentrasi logam berat terlarut di dalam kolom air (Sanusi, 2006).
Senada dengan itu, Selim dan Iskandar (1999) mendefenisikan adsorpsi sebagai fenomena dimana suatu material atau substansi terakumulasi pada interface (lapisan pertemuan) antara fase padatan dan terlarut. Material yang diadsorpsi disebut adsorbet dan material yang mengadsorpsi disebut adsorben sedang material berupa ion atau molekul dalam larutan yang berpotensi untuk diadsorpsi disebut adsortif.
Logam berat dalam perairan terutama di perairan estuaria mengalami proses adsorpsi pada permukaan partikel tersuspensi merupakan proses geokimia dimana logam berat dipindahkan dari air ke partikel lalu mengendap ke dasar perairan. Perairan estuaria merupakan wilayah tempat terjadinya pertemuan massa air tawar bersalinitas rendah (low ionic strenght) dengan massa air laut bersalinitas tinggi (high ionic strenght) mengakibatkan terjadinya destabilisasi partikel-partikel tersuspensi oleh efek Van der Wall akibatnya partikel mengadsorpsi komponen terlarut dalam kolom air lalu membentuk agregasi yang disusul terjadinya pengendapan karena gaya gravitasi. Efektivitas proses destabilisasi partikel terjadi pada kisaran salinitas 15–20 ‰ (Burton dan Liss, 1976).
Sanusi (2006), proses adsorpsi zat terlarut dalam kolom air oleh partikel tersuspensi terjadi karena adanya muatan listrik pada permukaan partikel yang disebut potensial elektro kinetik (electrokinetic potential). Partikel tersuspensi yang berasal dari sungai (river particulate matter) yang bersalinitas rendah (~2‰) bermuatan listrik negatif (negative charge). Besarnya muatan listrik tersebut dipengaruhi oleh adanya pelapisan (coating) partikel tersuspensi oleh bahan organik terlarut (dissolved organic matter). Proses desorpsi adalah kebalikan dari proses adsorpsi, dimana zat terlarut dilepaskan dari permukaan partikel ke dalam kolom air. Proses desorpsi terjadi karena terjadinya peningkatan suhu partikel, penurunan pH, penurunan tekanan, adanya penambahan zat kimia tertentu ke dalam larutan dan efek saturation (kejenuhan partikel).
Hal senada juga dikemukakan oleh Buffle dan De Vitre (1994) bahwa pH merupakan parameter yang sangat dominan menentukan laju adsorpsi. Selain itu, gugus fungsi pada ikatan kimia dengan ligan organik atau ligan anorganik menentukan reaktivitas permukaan partikel dalam mengadsorpsi zat terlarut dari kolom air.
Mekanisme adsorpsi dapat terjadi melalui dua proses (Selim dan Iskandar, 1999) yaitu;
- Physicosorption (outer sphere surface complexation) yaitu proses adsorpsi terjadi melalui gaya gaya tarik menarik antara zat terlarut dan partikel (gaya Van der Waals) atau biasa disebut mekanisme elektrostatik. Jika gaya tarik menarik antara zat terlarut dan partikel lebih besar dari gaya tarik menarik antara zat terlarut dengan pelarutnya maka zat yang terlarut akan diadsorpsi pada permukaan adsorben. - Chemosorption (inner sphere surface complexation) yaitu adsorpsi
terjadi melalui reaksi kimia melalui ikatan kovalen antara partikel dan zat terlarut yang teradsorpsi dengan cara berinteraksi dengan gugus fungsi seperti OH, SH, NH2, COOH, oksida Fe, dan oksida Mn).
Perbedaan mekanisme physicosorption dan chemosorption diuraikan sebagai berikut:
- Physicosorption tidak melibatkan transfer elektron dan selalu mempertahankan individualitas senyawa yang berinteraksi. Interaksi yang terjadi bersifat reversible atau exchangeable sehingga memungkinkan terjadinya desorpsi pada temperatur yang sama walaupun prosesnya terjadi secara lambat. Sedang chemosorption melibatkan transfer elektron melalui ikatan kimia dan bersifat irreversible melalui mekanisme pengikatan mineral dengan kation (polymetals oxide hydroxide) atau pertukaran kation pada mineral, ikatan organik dengan kation (organik ligan seperti karboksil, sulfuhidril, amida, alkil, dan arryl), ikatan logam dengan oksida Fe/Mn. - Physicosorption tidak terjadi pada tempat spesifik dari suatu permukaan
partikel, zat yang terserap bebas menutupi seluruh permukaan partikel. Sebaliknya chemosorption hanya terjadi pada tempat spesifik dimana zat yang terserap hanya pada permukaan tertentu dari partikel.
- Physicosorption relatif berlangsung pada suhu rendah sedang chemosorption terjadi pada suhu yang lebih tinggi.
Jumlah zat yang diadsorpsi dan yang dilepas oleh permukaan partikel merupakan proses kesetimbangan, oleh karena itu peristiwa adsorpsi selalu disertai dengan terjadinya desorpsi. Pada awal reaksi, peristiwa adsorpsi lebih dominan dibandingkan dengan peristiwa desorpsi, sehingga adsorpsi berlangsung cepat. Pada waktu tertentu peristiwa adsorpsi cenderung berlangsung lambat, dan sebaliknya laju desorpsi cenderung meningkat. Penurunan laju adsorpsi setelah beberapa lama terjadinya kontak atau interaksi partikel dengan zat terlarut disebabkan oleh penurunan kapasitas partikel dalam mengadsorpsi zat terlarut. McKenzie (1967) dalam Selim dan Iskandar (1999) menemukan bahwa adsorpsi logam Co mengalami penurunan setelah dua hari waktu reaksi (contact time) tetapi laju desorpsi meningkat, namun jika proses dilanjutkan proses desorpsi juga makin menurun dan akan terjadi proses kesetimbangan. Waktu ketika laju adsorpsi sama dengan laju desorpsi disebut sebagai keadaan berkesetimbangan. Waktu tercapainya keadaan setimbang pada proses adsorpsi adalah berbeda-beda,
ada yang cepat tercapai dan ada pula yang lama tercapai. Hal ini dipengaruhi oleh jenis interaksi yang terjadi antara partikel dengan zat terlarut (Selim dan Iskandar, 1999).
Beberapa penelitian eksperimen pengujian adsorpsi dan desorpsi logam berat oleh partikel tersuspensi dilakukan dengan metode resuspensi sedimen seperti Hatje et al. (2003) melakukan eksperimen adsorpsi dan desorpsi logam berat Mn, Zn, Co, Cr, Cd, dan Fe dengan perlakuan pengaruh pH, salinitas, konsentrasi partikel dan waktu kontak yang berbeda. Partikel sedimen yang diresuspensi diambil dari estuaria Port Jackson, Australia. Hasil penelitiannya menunjukkan bahwa laju adsorpsi dan desorpsi logam berat oleh partikel dipengaruhi oleh pH, salinitas, konsentrasi partikel, ukuran partikel, dan lamanya waktu kontak antara logam berat dan partikel tersuspensi dalam kolom air.
Penelitian Hatje et al. (2003) menunjukkan adanya pengaruh pH terhadap laju adsorpsi logam berat terlihat pada adsorpsi Mn meningkat tajam pada pH 6.5-7.5, Co pada pH 5-6, Cd pada pH 4-6 (air tawar) dan pH 7-9 (air laut), Zn pada pH 4-6 (air tawar) dan pH 6-8 (air laut),Cr pada pH 3-5, dan Fe pada pH 2-5. Pengaruh waktu kontak (waktu reaksi) terhadap laju adsorpsi logam berat pada salinitas yang berbeda terlihat bahwa pada salinitas rendah (air tawar), laju adsorpsi umunya sangat cepat pada awal reaksi (waktu reaksi 15 menit) kecuali pada logam Mn, Co, dan Cr pada konsentrasi partikel yang paling kecil. Pada salinitas tinggi (air laut) laju adsorpsi yang cepat pada awal reaksi (waktu reaksi 15 menit) hanya terjadi pada logam berat Cd dan Zn namun tidak berlaku pada konsentrasi partikel tersuspensi yang paling kecil.
Huang (2003) menguji kapasitas adsorpsi ion Cd oleh partikel tersuspensi yang diambil dari sedimen sungai Yellow, China. Hasil penelitiannya menunjukkan bahwa kapasitas adsorpsi ion Cd dipengaruhi oleh konsentrasi partikel tersuspensi dimana kapasitas adsorpsi ion Cd menurun dengan meningkatnya konsentrasi partikel tersuspensi. Hal ini terjadi karena adanya kompetisi antara partikel tersuspensi dalam mengadsorpsi logam terlarut Cd dalam air.
Bibby dan Webster-Brown (2006) melakukan eksperimen adsorpsi logam berat Pb, Cu, dan Zn oleh partikel tersuspensi yang diambil dari tiga perairan estuaria yang berbeda yaitu dari estuaria Pakuranga, Puhinui, dan Tamaki Timur, New Zealand dengan perlakuan pengaruh pH, pengaruh musim, pola aliran dan pengaruh aktivitas urban dan non-urban.
Hasil penelitiannya menunjukkan bahwa pH mempengaruhi laju adsorpsi logam berat dimana laju adsorpsi terhadap logam Cu meningkat tajam pada pH antara 4-6, logam Pb pada pH antara 3.5-5, dan Zn pada pH antara 5-7 namun laju adsorpsi logam berat pada tiga perairan estuaria sama. Sedang sampling partikel tersuspensi yang dilakukan saat peningkatan laju aliran menyebabkan terjadinya peningkatan konsentrasi partikel tersuspensi dan perubahan komposisi partikel tersuspensi.
Pada laju aliran yang tinggi terjadi penurunan kandungan total organik karbon dan fosfat, namun terjadi peningkatan mineral aluminium silikat dan oksida besi, akibatnya terjadi peningkatan pengikatan logam Zn dan Pb. Perbedaan musim juga mempengaruhi perubahan komposisi partikel tersuspensi. Pada musim semi dan panas terjadi peningkatan pertumbuhan alga dan tumbuhan akuatik lainnya sehingga terjadi peningkatan komposisi organik dari partikel tersuspensi. Perubahan komposisi tersebut menyebabkan pengikatan logam berat
Cu oleh partikel tersuspensi lebih tinggi pada musim panas meskipun hanya nyata terlihat pada estuaria yang mendapat pengaruh urban.
Lu dan Allen, 2001 dalam Bibby dan Webster-Brown, 2006 mengemukakan bahwa bahan organik dalam fase terlarut dan partikulat memegang peranan yang sangat penting dalam mengontrol partisi Cu. Demikian pula Shi et al., 1998 dalam Bibby dan Webster-Brown, 2006 menyatakan bahwa peningkatan karbon organik partikel dalam partikel tersuspensi menyebabkan