kajian penspesisan dan penyingkiran aluminium dalam...

Pollution and Monitoring 19

Persidangan Kebangsaan Pembangunan dan Pendidikan Lestari 2012|

Institut Pendidikan Guru Kampus Tuanku Bainun, Bukit Mertajam Pulau Pinang,

19 – 20 September 2012

KAJIAN PENSPESISAN DAN PENYINGKIRAN ALUMINIUM DALAM AIR

MINUMAN MENGGUNAKAN RESIN ASID POLIHIDROKSAMIK (PHA)

Mohamad Nasir bin Othman

Institut Pendidikan Guru, Kampus Tuanku Bainun, 14000 Bukit Mertajam

Email: [email protected]

Diterima untuk diterbitkan pada: 1 SEPT 2012

1.0 PENGENALAN

Kewujudan aluminum di dalam air yang telah dirawat telah dianggap sebagai aspek yang tidak

dipertimbangkan di dalam proses rawatan air sejak begitu lama (Driscoll &Letterman 1988;

Van Benschoten &Edzwald 1990). Ini adalah kerana aluminium dikategorikan sebagai logam

yang tidak toksik. Walau bagaimanapun pada hari ini keadaan tersebut telah berubah. Perhatian

yang lebih berat di seluruh dunia telah diberikan terhadap aras aluminium yang didapati di dalam

sumber air minum yakni air mentah dan juga air minum yang telah dirawat. Hal ini berlaku

kerana dua sebab. Pertamanya, kejadian hujan asid di merata tempat di seluruh dunia telah

menyebabkan aras aluminium di dalam sumber air semula jadi telah meningkat (Schecher &

Driscoll 1988). Kepekatan aluminium di antara 3.6 hingga 6.0 mg/l sudah cukup untuk

menyebabkan peningkatan kekeruhan air yang telah dirawat, mengurangkan keberkesanan

pembasmian kuman (disinfection) dan mungkin mendap sebagai Al(OH)3 semasa proses

pengagihan kepada pengguna (Rahman 1992). Kedua, kebimbangan ramai kerana terdapat

banyak hipotesis yang dikemukakan tentang kebarangkalian terdapatnya hubungan di antara

aluminium dan penyakit saraf termasuk Alzheimer dan penyakit otak presenile dementia

(Schecher &Driscoll 1988; Crapper &Boni 1980; Davidson et al. 1982; Martyn et al. 1989;

Gardner &Gunn 1991; Jekel 1991).

Seawal tahun 1942, Kopeloff (1942) dan Klatzo (1965) telah menunjukkan bahawa kajian

terhadap haiwan yang didedahkan kepada Al di bawah keadaan terkawal menunjukkan korelasi

di antara ketidakaturan sistem saraf dan pengambilan Al. Crapper dan Boni (1980)

memerhatikan hubungan di antara Al dan penyakit Alzheimer dan dialysis encephelopathy pada

manusia. Davidson et al. (1982) mendapati bahawa pesakit buah pinggang yang menjalani

dialisis menderita penyakit nyanyuk (dimentia) apabila air yang digunakan mengandungi

kepekatan Al adalah 80 µg/l. Penyingkiran Al daripada air yang digunakan untuk dialisis telah

mengurangkan simptom penyakit nyanyuk terhadap para pesakit. Driscoll dan Letterman (1988)

juga melaporkan bahawa pengguna mesin dialisis yang terdedah kepada kepekatan Al yang

meningkat mungkin akan mempamerkan dialysis enchepholopathy, dan/atau ketidakaturan

pemineralan tulang seperti dialysis osteodystrophy

Martyn et al. (1989) berdasarkan tinjauan terhadap 88 mukim daerah di England dan Wales

melaporkan bahawa kadar penyakit Alzheimer adalah 1.5 kali lebih tinggi di dalam daerah di

mana purata kepekatan Al melebihi 0.11 mg/l berbanding dengan daerah di mana kepekatannya





kurang daripada 0.01 mg/l. Al menunjukkan ketoksikan akut yang rendah. Data pendedahan

kronik adalah terhad, tetapi menunjukkan bahawa Al mungkin mengganggu penyerapan

fosforus, dan menyebabkan kelemahan, sakit tulang dan anorexia. Ujian kesan karsinogen,

mutagen dan teratogenik semuanya adalah negatif (Carol &Arnorld 1990).

Oleh itu kajian terhadap kepekatan Al yang ada di dalam bekalan air minum kita adalah sangat

penting untuk dilakukan. Kebanyakan loji rawatan air mengukur aras Al jumlah atau Al terlarut

sahaja dan tidak menentukan kepekatan spesies Al yang wujud di dalam air minuman.

Pengukuran terhadap kepekatan jumlah Al sahaja tidak mencukupi kerana ketoksikan dan

ketersediaan biologi Al bergantung pada spesies-spesies Al yang wujud di dalam air minum.

Sehubungan dengan itu, kajian ini akan menumpukan perhatian terhadap kewujudan aluminium

di dalam air minum dengan penekanan terhadap penspesisan dan penyingkiran Al berasaskan

resin asid polihidroksamik (PHA).

2.0 PENSPESISAN ALUMINIUM

Terdapat pelbagai takrifan yang telah diberikan terhadap penspesisan. Florence (1982)

mentakrifkan penspesisan sesuatu unsur ialah penentuan bentuk fiziko-kimia individu unsur

tersebut yang bersama-sama menentukan jumlah kepekatannya dalam sampel. Buffle (1981)

mendefinisikan penspesisan sebagai suatu pengetahuan tentang tabie dan sifat berbagai-bagai

bentuk kimia logam di mana unsur tersebut wujud. De et al. (1970) menyatakan penspesisan

bererti pengidentifikasi spesies tak organik, organologam atau organik bagi sesuatu unsur di

persekitaran. Ure & Davidson (1990) mentakrifkan penspesisan sebagai proses mengenalpasti

dan mengkuantitikan perbezaan, penakrifan spesies, bentuk atau fasa yang hadir di dalam sesuatu

bahan atau penerangan/penghuraian tentang jumlah dan jenis spesies, bentuk atau fasa yang

hadir.

Skema penspesisan Al yang akan digunakan di dalam kajian ini berasaskan skema penspesisan

yang telah dibuat oleh Letterman dan Driscoll (1994). Keseluruhan Al yang wujud dalam air

minuman dipanggil Al-jumlah yang terdiri daripada Al berbentuk ampaian, koloid dan terlarut.

Al berbentuk ampaian dan koloid boleh dikategorikan pula sebagai Al-zarahan. Al-larut pula

boleh dibahagikan kepada dua bentuk iaitu Al-labil dan Al-tak-labil.





Rajah 1 Skema Penspesisan Aluminium

Sumber : Srinivasan et al. 1999

Al-labil adalah spesies aluminium yang meliputi Al3+

akueus serta kompleks aluminium

tak organik seperti kompleks hidroksida, florida dan sulfat. Spesies Al-labil seperti Al(OH)2+

dan

Al(OH)2+ adalah bersifat toksik terhadap akar tanaman dan organisma akuatik (Harper et al.

1995). Terdapat juga spesies Al-labil yang tidak larut ataupun kurang larut seperti Al(OH)3 yang

mendak pada tanah yang bersifat bes (Brady 1974). Kurang larutnya spesies Al-labil juga boleh

disebabkan oleh aluminium memebentuk kompleks dengan agen kelat seperti EDTA (Bohn et al.

1979).

Al-tak labil pula adalah spesies Al-organik dan ianya kurang atau tidak larut dalam air

kerana bergabung dengan bahan organik terlarut seperti asid sitrik, asid oksalik, asid malik dan

asid asetik (Letterman &Driscoll 1994). Di dalam tanah liat, spesies Al-tak labil wujud di dalam

bentuk aluminium tetrahedron (Brady 1974). Oleh kerana sifat asid organik yang boleh mengikat

aluminium ini, ramai penyelidik mencadangkan bahan organik sebagai bahan yang boleh

mengurangkan keracunan aluminium (Hue et al. 1980).

Di dalam air, Al3+

bebas dan Al-labil bersifat sebagai kation yang bercas positif,

manakala Al-tak labil umumnya bersifat anion yang bercas negatif ataupun neutral. Kenyataan

ini telah dibuktikan oleh Driscoll (1984) yang telah melakukan ujikaji terhadap air daripada West

Pond, sebuah sungai dan Tasik North. Sebahagian daripada sampel air tersebut dilalukan

Al jumlah

Al terampai Al koloid Al larut

Al zarahan

Al tak labil (organik) aluminium monomerik

(aluminium bersekutu dengan DOC) Al labil (tak organik) aluminium

monomerik – Al(OH)3, AlF dan

Al(SO)42-

kompleks dan Al akueus





menerusi turus penukar kation dan sebahagian lain tanpa rawatan dengan turus penukar kation.

Kemudian spektrum kedua larutan diukur pada panjang gelombang 200-400 nm. Hasil spektrum

menunjukkan hanya sedikit perubahan spektrum akibat perlakuan dengan menggunakan resin

penukar kation.

3.0 OBJEKTIF KAJIAN

3.1 Mensintesis dan mencirikan resin pengkelat asid polihidroksamik

3.2 Pengoptimuman kaedah pengekstrakan fasa pepejal (SPE) berasaskan resin asid

polihidroksamik bagi tujuan penspesisan dan penyingkiran aluminium daripada air

minum.

3.3 Menentukan kepekatan spesies-spesies aluminium yang wujud di dalam air mentah,

mendapan, tapisan dan air rawatan daripada Loji Rawatan Air Sungai Semenyih

berasaskan kaedah pengkelatan asid hidroksamik.

4.0 EKSPERIMEN

4.1 Mensintesis resin PHA

Sintesis PHA dilaksanakan secara pempolimeran ampaian berasaskan kepada kaedah kaedah

Vernon (1982), Wan Yunus dan Ahmad (1988) serta Lee dan Hong (1994). Bahan kimia untuk

penghasilan PHA dibahagikan kepada dua kelompok iaitu A dan B. Kelompok A terdiri daripada

500 ml air suling, 30 g Natrium sulfat terhidrat, 5 g kalsium karbonat, 20 ml 20% larutan gelatin,

20 ml heksanon dan 60 ml toluena. Semua bahan kimia daripada kelompok A dimasukkan ke

dalam kelalang tiga leher 1000 ml yang dipasangkan dengan kondenser refluk, pengacau dan

termometer.

Kelompok bahan kimia B terdiri daripada 10 ml 50% divinil benzena, 20 ml etil akrilat dan 1 g

benzoil peroksida. Larutan dikacau secara berterusan dengan kelajuan 450 rpm sambil 10 ml

50% divinil benzena, 20 ml etil akrilat dan 1g benzoil peroksida dimasukkan ke dalam kelalang.

Suhu larutan ditingkatkan kepada 650C selepas 1 jam dan suhu tersebut dibiarkan kekal selama 2

jam lagi. Selepas itu suhu larutan ditingkatkan kepada 700C dan dikacau selama 1 jam lagi.

Akhirnya suhu larutan ditingkatkan kepada 850C dan dikacau selama 1 jam lagi. Polimer yang

terhasil disejukkan dan kemudiannya dituras, dibasuh dengan air panas, metanol dan 1M asid

hidroklorik. Seterusnya polimer dibasuh dengan air suling sehingga bebas daripada klorida.

Kopolimer yang terhasil ialah poli (etil akrilat-divinil benzena) (PE-DVB). Tindak balas

pempolimeran bagi pembentukan PE-DVB adalah seperti berikut.

Etil akrilat Divinilbenzena

~ CH2CH CH-CH2~

ArCH=CH2

COOC2H5

Poli(etil akrilat-divinilbenzena) (PE-DVB)





Sintesis resin asid polihidroksamik

Untuk memasukkan kumpulan asid hidroksamik ke atas polimer ini, maka langkah yang

seterusnya dilakukan iaitu 20 g poli (etil akrilat-divinil benzena) dimasukkan ke dalam kelalang

tiga leher 250 ml yang dipasangkan pengacau, termometer dan kondeser refluk. Sebanyak 27.08

g hidroksilammonium klorida dilarutkan ke dalam 150 cm3 etanol dan seterusnya dimasukkan ke

dalam kelalang tiga leher. Larutan pekat NaOH disediakan dengan melarutkan 80 g NaOH ke

dalam 50 cm3 air. Larutan pekat NaOH tersebut kemudiannya ditambahkan titis demi titis ke

dalam kelalang. Suhu larutan hendaklah dipastikan berada pada julat 26-270C. Larutan dikacau

perlahan (200 rpm) dan dibiarkan selama 48 jam. Setelah itu larutan dituras, dibasuh dengan air

suling dan kemudiannya dengan asid hidroklorik 2M untuk menukarkan resin ke dalam bentuk

hidrogen. Seterusnya resin terhasil dibasuh lagi dengan aseton dan akhir sekali dengan air suling

sehingga bebas daripada klorida. Resin kemudiannya disimpan di dalam air suling. Tindakbalas

pembentukan resin adalah seperti berikut.

COOC2H5 + NH2OH + NaOH � CONHO-Na

+ + C2H5OH + H2O

CONHO-Na

+ + HCl � CONHOH + NaCl

4.2 Pencirian resin PHA

Pencirian terhadap resin PHA meliputi ujian kualitatif dengan vanadium(V), ujian kapasiti

hidrogen, analisis karbon, hidrogen dan nitrogen (Kulys et al. 2001), spektroskopi inframerah

transformasi Fourier (FTIR) , mikroskop pengimbas elektrons (Erdemoglu et al. 2000) dan

analisis spektrum fotoelektron sinar-X (XPS).

4.3 Pengoptimuman penyingkiran Al menggunakan resin PHA

Prosedur Umum

Larutan aluminium berisipadu 50 ml dipipetkan ke dalam kelalang kon 250 ml dan jumlah

tertentu resin dimasukkan. Larutan dikacau dengan pengacau magnetik pada suhu bilik untuk

tempoh masa tertentu. Pada jarak waktu yang bersesuaian, pengacauan dihentikan serta merta

dan selepas sekilas pengemparan cecair supernatant dikeluarkan dan ditentukan kepekatannya

oleh ICP-OES. Kepekatan aluminium yang disingkirkan dikira daripada perbezaan di antara

kepekatan aluminium permulaan (sebelum penyingkiran) dan akhir (selepas penyingkiran) di

dalam larutan (Matús &Kubová 2005). Pengoptimuman parameter pengekstrakan dilakukan

melalui sistem kelompok dan seterusnya melalui kaedah turus. Parameter yang dioptimumkan

termasuk pH, kepekatan, jumlah resin, kadar alir, isipadu pengelusi dan masa pengacauan.





Kapasiti Penyingkiran

Kapasiti penyingkiran maksimum resin terhadap aluminium ditentukan secara eksperimen

kelompok seperti yang dinyatakan di dalam prosedur umum di atas. Larutan aluminium

berisipadu 50 ml dengan kepekatan 50 ppb dipipetkan ke dalam kelalang kon 250 ml dan

sejumlah 400 mg resin dimasukkan ke dalamnya. Eksperimen dijalankan pada keadaan optimum

iaitu pH 6.5, kepekatan aluminium 50 ppb dan masa pengacauan 20 minit. Kepekatan

aluminium yang terjerap dikira daripada perbezaan di antara kepekatan aluminium permulaan

(sebelum penjerapan) dan akhir (selepas penjerapan) di dalam larutan.

4.4 Penspesisan dan penyingkiran Al menggunakan resin PHA

Lokasi Kajian

Kawasan kajian yang telah dipilih iaitu Loji Pembersihan air Sungai Semenyih (LPASS) yang

terletak di Presint 19, Putrajaya. Loji ini mendapatkan sumber air mentahnya dari Sungai

Semenyih. Air mentah dipamkan melalui saluran paip sepanjang 8 km dari Jenderam Hilir ke loji

pembersihan air untuk proses perawatan. Sumber air mentah iaitu Sungai Semenyih mengalir

melalui tiga mukim, iaitu Hulu Semenyih, Semenyih, dan Beranang. Loji ini menghasilkan 140

hingga 145 juta gelen air sehari untuk kegunaan seramai 1.4 juta pengguna di Wilayah Sepang,

Petaling, Hulu Langat dan Kuala Langat. Terdapat beberapa aktiviti yang dijalankan di

Lembangan Sungai Semenyih yang berpotensi mencemarkan Sungai Semenyih, iaitu

perindustrian, pembinaan, pertanian, dan penternakan khususnya penternakan khinzir.

Kaedah Persampelan

Persampelan merupakan langkah pertama dalam sesuatu ujikaji dan sangat mempengaruhi hasil

ujikaji. Persampelan juga merupakan langkah pertama yang perlu diambil perhatian supaya

sampel yang diambil mewakili keseluruhan sampel asal. Penyimpanan dan pengangkutan sampel

sangat penting untuk meminimumkan pencemaran dan kehilangannya (Florence & Batley 1977).

Persampelan dilakukan sebanyak 40 kali di antara bulan Jun 2009 hingga Jan 2010. Persampelan

di lakukan di dalam makmal Loji Pembersihan Air Sungai Semenyih di mana air mentah, air

mendapan, air tapisan dan air terawat daripada tangki rawatan disalurkan terus ke makmal

melalui saluran paip khusus. Sebanyak 2 botol sampel yang dilabelkan sebagai A dan B

berisipadu 100 ml digunakan untuk mengambil setiap jenis air. Botol-botol sampel polietilena

tersebut dibersihkan di dalam makmal dengan asid nitrik cair HNO3 10% diikuti oleh air

ternyahion bagi mengelakan daripada berlakunya kontaminasi logam berat. Botol polietilena

dipilih kerana ia mempunyai keafinan penyerapan yang rendah terhadap hidrokarbon, silika,

logam berat, nutrien dan sebagainya (Black 1997). Botol-botol sampel juga dibilas sebanyak dua

kali dengan air sampel bagi setiap kali persampelan. Sampel dibawa terus ke makmal dengan

menggunakan kereta.





Analisis Makmal

Botol sampel pertama ditandakan sebagai fraksi A. Fraksi A ialah air minum dengan isipadu 100

ml yang telah diasidkan terus dengan 1 ml asid nitrik 5.0 M bagi menjadikan kepekatannya 0.05

M (Chan et al. 1978; Tan et al. 1988) dibiarkan pada suhu bilik selama 24 jam sebelum dianalisis

oleh ICP-OES. Fraksi ini digunakan untuk menentukan kepekatan aluminium jumlah.

Fraksi B ialah sampel air daripada botol sampel kedua yang dituras menggunakan membran

penuras jenis HA Millipore 0.45 µm. Ini akan mengasingkan fraksi B kepada fraksi larut dan

zarahan. Membran penuras dibasuh dengan asid nitrik cair dan air ternyahion sebelum penurasan

bagi mengeluarkan sebarang unsur surih yang mungkin wujud. Kadar penurasan ialah sebanyak

20 minit bagi kira-kira 200 ml isipadu air dan selepas itu membran penuras perlu diganti dengan

membran yang baru (Sukiman 1989). Sebanyak 100 ml sampel yang dituras kemudiannya

diawetkan dengan 1 ml asid nitrik 5.0 M menjadikan kepekatannya 0.05 M dengan pH di sekitar

4. Seterusnya sampel disimpan di dalam bilik gelap dan sejuk pada suhu 4oC dengan tujuan

untuk mengurangkan jerapan logam pada dinding bekas serta meminimumkan aktiviti kimia dan

biologi di dalam sampel air sebelum dianalisis (APHA 1995).

Pada hari yang lain, fraksi B larut akan dikeluarkan daripada stor penyimpanan, dibiarkan hingga

mencapai suhu bilik dan diekstrak dengan kaedah pengekstrakan fasa pepejal menggunakan 200

mg resin PHA. Al-labil akan tertahan di dalam turus resin PHA, yang kemudiannya dilucutkan

dengan menggunakan 10 ml asid nitrik 0.04 M. Resin PHA boleh digunakan lebih daripada 30

kali. Kepekatan Al-labil ditentukan dengan menggunakan ICP-OES.

Al-tak larut ditentukan daripada perbezaan kepekatan Al-jumlah dan Al-larut. Dengan itu jenis-

jenis spesies aluminium dapat dikenalpasti sebagai Al-jumlah, Al-larut, Al-zarahan, Al-labil dan

Al-labil.

Al-tak larut = Al-jumlah - Al-larut

Al-larut = Al-labil + Al-tak labil

5.0 KEPUTUSAN DAN PERBINCANGAN

5.1 Sintesis resin PHA

Resin asid polihidroksamik (PHA) dalam bentuk manik halus berwarna putih terhasil dan

disimpan di dalam botol yang mengandungi air suling. Kehadiran kumpulan asid hidroksamik

dalam produk disahkan dengan ujian kualitatif berasaskan keupayaan kumpulan hidroksamik

membentuk komplek berwarna dengan vanadium (V) di dalam larutan berasid. Ion vanadium(V)

akan memberikan komplek berwarna ungu gelap apabila bertindak balas dengan kumpulan asid

hidroksamik. Warna kompleks ini dengan mudah dapat diperhatikan kerana resin berwarna

putih. Pembentukan komplek berwarna ungu gelap di antara polimer asid hidroksamik dan ion

vanadium(V) di dalam larutan berasid telah dilaporkan di dalam penerbitan yang terdahulu

(Petrie et al. 1965; Vernon 1982). Manik-manik resin ini apabila dilihat di bawah Mikroskop





Pengimbas Elektron (Erdemoglu et al. 2000) menunjukkan saiz di antara 10 – 500 µm. Rajah 2

di bawah menunjukkan manik-manik resin PHA yang telah dihasilkan.

Rajah 2 Manik-manik resin polihidroksamik asid (PHA)

5.2 Pencirian resin PHA

Jadual 1 Keputusan pencirian resin asid polihidroksamik (PHA)

Bil Pencirian Keputusan

1

2

3

4

5

6

Ujian Vanadium

Kapasiti Hidrogen

Kandungan Nitrogen

Analisis Spektrum IR

Pemerhatian SEM

Analisis XPS

Kompleks ungu gelap ini terhasil apabila resin PHA

digoncang di dalam larutan Vanadium (V).

7.45 mmol/g

5.54 mmol/g

Menunjukkan ciri penyerapan bagi asid hidroksamik,

penyerapan regangan amina pada 3400 cm-1

juga

penyerapan karbonil pada 1680cm-1

.

Saiz resin PHA di antara 10 – 500 µm tanpa liang makro.

Perbandingan dengan data NIST menunjukkan sebatian

tersebut ialah poli (etil akrilat- divinilbenzena)





5.3 Pengoptimuman penyingkiran Al menggunakan resin PHA

Jadual 2 Keputusan pengoptimuman penyingkiran Al menggunakan resin PHA

Parameter Keadaan optimum

pH

Kepekatan aluminium

Jumlah resin

Kadar alir

Isipadu pengelusi

Penyingkiran

5-8

50 – 500 ppb

200 mg

5 – 10 ml/minit

10 ml

< 95 %

Kapasiti Penyingkiran

Kapasiti penyingkiran Al ditentukan melalui kapasiti penjerapan isoterma Langmuir bagi Al ke

atas resin PHA dalam kajian ini dapat diperolehi melalui persamaan terubahsuai Langmuir (Kim

et al. 2005). Kepekatan (C, mg/l) bagi sisa ion aluminium di dalam larutan ditentukan dengan

menggunakan ICP-OES. Jumlah ion aluminium yang terjerap ke atas resin PHA (n, mg/g) telah

diperolehi dengan cara menolak jumlah aluminium yang tinggal daripada jumlah asal aluminium

di dalam larutan. Nisbah (C/n) diplotkan melawan kepekatan, C seperti yang ditunjukkan di

dalam Rajah 3. Kapasiti penyerapan boleh dikira daripada kecerunan yang diperolehi dengan

menyesuaikan plot kepada persamaan Langmuir berikut:

C / n = 1 / nmK + (1 / nm) C

di mana C (mg/L) ialah kepekatan aluminium pada keseimbangan di dalam larutan, n (mg/g)

ialah kuantiti aluminium yang terjerap per gram resin pada keseimbangan, nm ialah kapasiti

penyerapan resin PHA terhadap aluminium dan K ialah pemalar Langmuir.

Rajah 3 Isoterma jerapan resin PHA untuk aluminium di dalam prosedur kelompok

y = 0.1093x - 0.0108

R2 = 0.9268

0

0.02

0.04

0.06

0.08

0.1

0.12

0 0.2 0.4 0.6 0.8 1 1.2

C (mg/L)

C/n

(g

/L)





Daripada pengiraan, kapasiti penyerapan resin PHA terhadap aluminium ialah 9.15 ± 0.65 mg/g

dan pemalar Langmuir ialah 10.12 L/mg. Kapasiti penyerapan resin PHA, 9.15 mg/g adalah jauh

lebih besar jika dibandingkan dengan kepekatan aluminium di dalam air minum di bawah 200

ppb. Oleh itu resin PHA sesuai digunakan untuk tujuan penspesisan dan penyingkiran aluminium

daripada air minum. Pengiraan kapasiti penyerapan PHA adalah seperti berikut. Persamaan garis

lurus yang diperolehi daripada graf C/n melawan C ialah,

y = 0.1093x - 0.0108

Persamaan garis lurus ini disesuaikan dengan persamaan Langmuir di atas,

Oleh itu, 1/nm = 0.1093

Kapasiti penjerapan, nm = 9.15 mg/g

Pemalar Langmuir, K = 1/ 9.15 x 0.0108

= 10.12 L/mg.

5.4 Penspesisan Aluminium

Aplikasi kaedah penspesisan terhadap sampel air minum daripada Loji Pembersihan Air Sungai

Semenyih, Putrajaya menunjukkan bahawa min kepekatan Al-jumlah, Al-tak larut dan Al-larut

bagi air mentah ialah 1.69 mg/l, 1.15 mg/l, 0.54 mg/l dengan julat kepekatan (1.26-3.25) mg/l,

(1.2 – 3.23) mg/l, (0.59 – 1.86) mg/l setiap satunya. Min kepekatan Al-jumlah, Al-tak larut dan

Al-larut bagi air mendapan ialah 0.28 mg/l, 0.15 mg/l, 0.13 mg/l dengan julat kepekatan (0.59-

3.38) mg/l, (0.19-3.25) mg/l, (0.0 – 0.65) mg/l setiap satunya. Min kepekatan Al-jumlah, Al-tak

larut dan Al-larut bagi air tapisan ialah 0.17 mg/l, 0.04 mg/l, 0.13 mg/l dengan julat kepekatan

(0.34- 2.94) mg/l, (0.32-4.83) mg/l, (0.00 – 1.10) mg/l setiap satunya. Min kepekatan Al-jumlah,

Al-tak larut dan Al-larut bagi air terawat ialah 0.18 mg/l, 0.02 mg/l, 0.15 mg/l dengan julat

kepekatan (0.35- 1.92) mg/l, (0.34-1.12) mg/l, (0.01 - 0.81) mg/l masing-masing.

Kepekatan Al-jumlah bagi air mentah ialah 1.69 mg/l dengan julat kepekatan (1.26 -3.25) mg/l.

Kepekatan ini telah diturunkan melalui proses perawatan kepada 0.18 mg/l di dalam air terawat

dengan julat kepekatan (0.35- 1.92) mg/l. Al-larut yang wujud di dalam Al-jumlah ini ialah 0.15

mg/l sementara Al-tak larut yang hadir ialah 0.02 mg/l. Nilai Al-jumlah air terawat sebanyak

0.18 mg/l adalah nilai yang mematuhi piawaian Al yang dibenarkan oleh WHO di dalam air

minum iaitu 0.2 mg/l.





Rajah 4 Purata kepekatan Al-larut, Al-tak larut dan Al-jumlah bagi air mentah, mendapan,

tapisan dan terawat

Purata peratus penurunan aras Al yang berjaya dilakukan ialah 90%. Ini bermakna sebanyak 10%

Al masih kekal di dalam air minum sebagai sisa Al. Sisa Al yang terhasil ini adalah selaras

dengan dapatan Latterman dan Driscoll (1988) yang melaporkan bahawa sebanyak lebih kurang

11% Al yang dimasukkan ke dalam air kekal sebagai sisa aluminium di dalam air terawat. Ianya

juga selaras dengan dapatan sisa Al bagi beberapa loji rawatan air di China (Cui et al., 2002),

Amerika Syarikat (Miller et al., 1984; Lettermanand Driscoll, 1988), dan Eropah (Sollars et al.,

1989) juga menunjukkan sisa Al adalah sekitar 10%. Penggunaan garam Al di dalam proses

koagulasi secara nyata didapati tidak meningkatkan kepekatan sisa Al (Kriewall et al., 1996;Van

Alstyne et al., 2007).

Data daripada Rajah 4 ditukarkan ke dalam bentuk peratusan ditunjukkan dalam Jadual 3

menunjukkan 32% Al yang wujud di dalam air mentah adalah di dalam bentuk Al-larut. Purata

peratusan bagi Al-larut meningkat kepada 48% di dalam air mentah, 77% di dalam air tapisan

dan 87% di dalam air terawat. Ini menunjukkan sebahagian besar Al yang wujud di dalam air

minuman yang dibekalkan kepada pengguna adalah di dalam bentuk Al-terlarut.

0

200

400

600

800

1000

1200

1400

1600

1800

Mentah Mendapan Tapisan Terawat

Kep

ekat

an(µ

g/l

)

Al -jumlah

Al- larut

Al-tak larut





Jadual 3 Purata peratusan Al-larut dan Al-tak larut bagi air mentah, mendapan,

tapisan dan terawat di LPASS

Fraksi Al % Al-larut % Al-tak larut

Air mentah

Air mendapan

Air tapisan

Air terawat

32

48

77

87

68

52

23

13

5.5 Penspesisan Aluminium menggunakan Resin PHA

Penspesisan air minum diteruskan dengan penentuan kepekatan Al-labil dan Al-tak labil yang

terdapat di dalam fraksi Al-larut. Al-labil adalah Al yang bersifat toksik. Al-labil meliputi Al3+

akueus serta kompleks aluminium meliputi hidroksida, florida dan sulfat. Al-bukan labil pula

ialah Al yang bersekutu dengan bahan organik terlarut (Letterman &Driscoll 1994). Al labil

boleh dipisahkan daripada Al-tak labil dengan menggunakan penukar ion pengkelat Chelex

(Alberti et al. 2003) atau menggunakan teknik elektrokimia seperti elektrod ion selektif (ISE )

dan voltametri pelucutan anodic (ASV). Cara pemisahan menggunakan resin boleh

disempurnakan sama ada dengan tindak balas kelompok jangka-pendek dengan resin atau

menggunakan teknik turus.Keterbatasan utama kaedah resin Chelex ialah pemilihan yang tidak

selektif terhadap spesies Al toksik dan bukan toksik. Chelex mengekstrak kompleks hidrokso

akueus toksik, Al florida kurang toksik dan kompleks Al organik labil tidak toksik

menjadikannya semuanya berada di dalam satu fraksi.

Di dalam kajian ini, dengan menggunakan resin asid poli(hidroksamik) dan teknik pengekstrakan

fasa pepejal (SPE), kompleks hidrokso akueus toksik boleh dipisahkan daripada kompleks Al

organik labil tidak toksik dan sebahagian Al florida kurang toksik. Ini adalah kerana saiz bukaan

ion pengkelat hidroksamik –CO—NOH adalah bersesuaian dengan kation Al3+

(Wan Yunus

1980), termasuk kompleks hidrokso Al. Ini membolehkan Al membentuk kompleks dengan ion

hidroksamik dan tertahan di dalam turus SPE. Sebaliknya, kompleks Al organik labil

mempunyai saiz yang lebih besar daripada bukaan ion hidroksamik. Al organik labil tidak

membentuk kompleks dengan ion hidroksamik dan tidak ditahan di dalam turus SPE. Sebahagian

daripada spesies Al florida juga akan tertahan di dalam turus SPE bergantung kepada saiznya.

Kejayaan memisahkan kompleks labil toksik dan tidak toksik dapat memberikan gambaran yang

lebih jelas terhadap ketoksikan Al di dalam bekalan air minum. Keputusan eksperimen yang

diperolehi ditunjukkan di dalam Jadual 4.

Jadual 4 Purata kepekatan Al-labil (tak organik), Al-tak labil (organik) dan

Al-larut bagi air mentah, mendapan, tapisan dan terawat

Fraksi Al Al-labil(µg/l) Al-tak labil (µg/l) Al-larut (µg/l)

Air mentah

Air mendapan

Air tapisan

Air terawat

156.0 ± 10.9

77.0 ± 4.2

87.0 ± 4.6

106 ± 4.4

380.0 ± 14.6

55.0 ± 6.7

41.0 ± 6.3

46 ± 5.5

536 ± 11.9

132.1 ± 4.3

128.0 ± 3.4

152.0 ± 2.6





Min kepekatan bagi Al-labil dan Al-tak labil bagi air mentah, air mendapan, air tapisan dan air

terawat ialah (156 µg/l dan 380 µg/l), (77 µg/l dan 55 µg/l), (87 µg/l dan 41 µg/l), (106 µg/l dan

46 µg/l) bagi setiap satunya. Nilai-nilai ini apabila ditukarkan ke dalam bentuk peratusan

ditunjukkan oleh Jadual 5. Min peratusan bagi Al-labil dan Al-tak labil bagi air mentah, air

mendapan, air tapisan dan air terawat ialah (29% dan 71%), (58% dan 42%), (68% dan 32%),

(70% dan 30%) bagi setiap satunya.

Jadual 5 Purata peratusan Al-labil (tak organik) dan Al-tak labil (organik) bagi

air mentah, mendapan, tapisan dan terawat.

Fraksi Al Purata peratus Al-labil (%) Purata peratus Al-tak labil (%)

Air mentah

Air mendapan

Air tapisan

Air terawat

29

58

68

70

71

42

32

30

6.0 KESIMPULAN

Resin PHA dengan saiz di antara 10 -500 µm, permukaan tanpa liang dan kandungan Nitrogen

7.45 mmol/g telah berjaya disintesiskan berdasarkan kaedah Wan Yunus (1980), Lee & Hong

(1994) dan Vernon (1982). Ia dapat digunakan untuk tujuan penspesisan dan penyingkiran Al

daripada air minum. Purata kepekatan Al-jumlah di dalam sampel air paip terawat daripada

LPASS ialah 0.18 mg/l dengan julat (0.35 – 1.92 mg/l) adalah mematuhi piawaian yang telah

ditetapkan oleh WHO iaitu 0.2 mg/l. Oleh itu air paip yang dihasilkan oleh LPASS adalah

selamat untuk digunakan oleh orang ramai.

Penggunaan alum di LPASS didapati tidak meningkatkan kepekatan Al-jumlah di dalam air

minuman. Purata peratus penurunan ialah sebanyak 90%. Ini bermakna hanya 10% sahaja Al

masih kekal di dalam air minuman sebagai sisa. Sisa Al yang terhasil ini adalah selaras dengan

dapatan Latterman dan Driscoll (1988) yang melaporkan bahawa sebanyak lebih kurang 11% Al

yang dimasukkan ke dalam air kekal sebagai sisa aluminium di dalam air terawat. Ianya juga

selaras dengan dapatan sisa Al bagi beberapa loji rawatan air di China (Cui et al., 2002),

Amerika Syarikat (Miller et al., 1984; Letterman & Driscoll, 1988), dan Eropah (Sollars et al.,

1989) juga menunjukkan sisa Al adalah sekitar 10%. Penggunaan garam Al di dalam proses

koagulasi secara nyata didapati tidak meningkatkan kepekatan sisa Al (Kriewall et al., 1996;Van

Alstyne et al., 2007). Alum masih boleh digunakan sebagai koagulan di dalam rawatan air

minuman.

Walaupun purata kepekatan Al-jumlah menurun sebanyak 90% tetapi purata peratusan Al-labil

di dalam fraksi Al-larut meningkat daripada 29% di dalam air mentah kepada 70% di dalam air

terawat. Implikasinya ialah kemungkinan kesan ketoksikan kepada pengguna dalam keadaan

kepekatan Al-larut tinggi. Penggunaan resin biasa tidak dapat mengasingkan Al-labil toksik

daripada Al-labil tidak toksik. Kajian ini telah menunjukkan resin PHA berupaya untuk

mengasingkan Al-labil toksik daripada Al labil tidak toksik. Ini disahkan melalui pengiraan oleh





perisian Visual MINTEQ. Kejayaan ini akan dapat memastikan air minuman yang telah dirawat

bebas daripada Al-labil toksik.

Resin PHA bukan sahaja dapat digunakan untuk tujuan penspesisan tetapi juga untuk tujuan

penyingkiran Al daripada air minum. Hal ini dapat dicapai kerana kapasiti penjerapan resin PHA

terhadap Al sebanyak 9.15 mg/g adalah jauh lebih besar berbanding dengan kepekatan Al di

dalam air minuman iaitu 0.2 mg/l. Oleh itu resin PHA sesuai digunakan untuk menyingkirkan Al

daripada air minuman di LPASS.

RUJUKAN

Alberti, G., Biesuz, R., Agostino, G.D. & Pesavento, M. 2005. Aluminium speciation in natural

water by sorption on a complexing resin. Journal of Inorganic Biochemistry 101.: 1779-

1787.

APHA. 1995. Standard Method for Examination of Water and Wastewater. Ed.ke-19.

Washington D.C: American Public Health Association.

Black, J.A. 1997. Water Pollution Technology. New York: Reston Publishing Company.

Brady, N.C. 1974. Organic matter of mineral soils. Dlm. Buckman, H.O. & Brady

N.C (pnyt.). The nature and properties of soils, hlm. 137-163. New York: Macmillan

Publishing Co.

Buffle, J. 1981. Speciation of trace elements in natural waters. Trends in Analytical Chemistry 1:

90-95.

Carol, H.T. & Arnorld, K.F. 1990. Health and aesthetic aspect of water quality. Dlm. Pontius,

F.W. (pnyt.). Water Quality and Treatment (A Handbook of Community Water Supplies

by AWWA), hlm. 64-154. New York: McGraw-Hill.

Chan, K.C., Goh, L.Y. & Durandeau, M.M. 1978. Heavy metal pollution in Klang river.

Malaysian Journal of Sciences 5B: 137.

Crapper, M.D.R. & Boni, D. 1980. Aluminium in human brains disease- an overview.

Neurotoxicol. 1: 3-16.

Cui, F.Y., Hu, M.C., Zhang, Y. & Cui, C.W. 2002. Investigation on aluminium concentration in

drinking water in part of China's cities. Journal of Water and Wastewater China 18(1): 4-

7.

Davidson, A.M., Walker, G.S. & Lewins. 1982. Water supply aluminum concentrations, dialysis

dementia, and effects of reverse osmosis water treatment. Lancet 2: 785-787.





De, A.K., Khopkar, S.M. & Chalmers, R.A. 1970. Solvent extraction of metals. London: Van

Nostrand Reinhold Company.

Driscoll, C.T. 1984. A procedure for the fractionated of aqueous aluminium in dilute acidic

waters. International Journal of Environmental Analytical Chemistry 16: 267.

Driscoll, C.T. & Letterman, R.D. 1988. Chemistry and fate of Al(III) in treated drinking water.

Journal of Environ. Eng. Div.ACSE 114 (1): 21-37.

Erdemoglu, Sema B., Pyrzyniska, K. & Gucer, S. 2000. Speciation of aluminium in tea infusion

by ion-exchange resins and flame AAS detection. Analytica Chimca Acta 411: 81-89.

Florence, T.M. 1982. The speciation of trace elements in waters. Talanta 29: 345-364.

Florence, T.M. & Batley, G.E. 1977. Determination of the chemical forms of trace metals in

natural waters, with special reference to copper, lead, cadmium and zinc. Talanta 24:

151-158.

Gardner, M.J. & Gunn, A.M. 1991. Bioavailability of Al from food and drinking water. London:

Proc. Royal Soc. Med. Round Table Series.

Harper, S.M., Kerven, G.L., Edwards, D.G. 1995. Effects of organic acid fractions extracted

from Eucalyptus Camaldulensis leaves on root elongation of maize (Zea Mays) in the

presence and absence of aluminium. Plant and Soil 171(1): 189-192.

Hue, N.V., Craddock, G.R. & Adams, F. 1980. Effect of organic acids on aluminium toxicity in

subsoils. Soil Science Society of American Journal 50: 28-34.

Jekel, M.R. 1991. Aluminum in water: How it can be removed? Use of aluminum salts in

treatment. Kertas Kerja Proc. of the Int. Water Supply Ass., Copenhagen, Denmark.

Kim, Y.S., In, G., Han, C.W. & Choi, J.M. 2005. Studies on synthesis and application of XAD-

4-salen chelate resin for separation and determination of trace elements by solid phase

extraction. Microchemical Journal 80: 151-157.

Kriewall, D., Harding, R., Naisch, E. & Schantz, L. 1996. The impact of aluminium residual on

transmission main capacity. Public Works 127(12): 28-30.

Klatzo, L., Wismiewski, H. & Streicher, E. 1965. Experimental production of neurofibrillary

degeneration. Journal of Neuropathology and Experimental Neurology 24 (1): 187-199.

Kopeloff, L.M., Barreron, S.E. & Kopeloff, N. 1942. Recurrent conclusive seizures in animals

produced by immunologic and chemical means. American Journal of Psychiatry 98(4):

881-902.





Kulys, J., Deussrn, H, Krikstopaitis, K., Lolck, R., Schncider, P. & Zieemys, A. 2001. N-

Arylhydroxamic acid as novel oxidoreductase substrates. European Journal of Organic

Chemistry 2001: 3475-3484.

Lee, T.S. & Hong, S. 1994. Synthesis of porous poly(hydroxamic acid) from poly(ethyl acrylate-

divinyl benzene). Polymer Bulletin 32: 273-279.

Letterman, R.D. & Driscoll, C.T. 1994. Control of residual aluminum in filtered water. American

Water Works Association RF Report 80235.

Letterman, R.D. & Driscoll, C.T. 1988. Survey of residual aluminum in filtered water. Journal of

American Water Works Association 80(4): 154-158.

Martyn, C.N., Osmand, C., Edwardson, J.A., Barker, D.J.P., Harris, E.C. & Lacey, R.F.C. 1989.

Geographical relation between alzheimer’s disease and aluminum in drinking water. The

Lancet 8629: 59-62.

Matus, P. & Kubova, J. 2005. Complexation of labile aluminium species by chelating resins

Iontosorb - a new method for Al environmental risk assessment. Journal of Inorganic

Biochemistry 99(9): 1769-1778.

Miller, G.R., Kopler, C.F., Kelty, C.K., Sobera, A.J. & Ulmer, S.N. 1984. The occurrence of

aluminum in drinking water. Journal of American Water Works Association 76(1): 84-91.

Petrie, G., Locke, D. & Meloan, C.T. 1965. Hydroxamic acid chelate ion exchange resin.

Analytical Chemistry 37(7): 919-920.

Rahman, A. 1992. Residual aluminium in treated water. MSc Thesis. State University of New

York.

Schecher, W.D. & Driscoll, C.T. 1988. An evaluation of equilibrium calculations within

acidification models: The effect of uncertainty in measured chemical components. Water

Resources Research 24: 533-542.

Sollars, C.J., Bragg, S., Simpson, A.M. & Perry, R. 1989. Aluminium in European drinking

water. Environmental Technology Letters 10: 131-150.

Srinivisan, P.T., Viraraghavan, T. & Subramaniam, K.S. 1999. Aluminium in drinking water: An

overview. Water SA 25(1): 47-56.

Tan, W.T., Tan, G.S. & Nather Khan, I.S.A. 1988. Solubilities of trace copper and lead species

and the complexing capacity of river water in the Linggi River Basin. Environmental

Pollution 52: 221-235.





Ure, A.M. & Davidson, C.M 1990. Chemical speciation in the environment. Glasgow, UK:

Blackie Academic & Professional.

Van Benschoten, J.E. & Edzwald, J.K. 1990. Measuring aluminum during water treatment:

Methodology and application. Journal of American Water Works Association 82(5): 71-

79.

Vernon, F. 1982. Chelating ion exchangers- the synthesis and uses of poly(hydroxamic acid)

resins. Pure and Applied Chemistry 54(11): 2151-2158.

WanYunus, W.M.Z. & Ahmad, Z. 1988. Preparation of a poly (hydroxamic acid) ion-exchange

resin from poly (ethyl acrylate-divinyl benzene) beads and its properties. Pertanika 11(2):

255-259.

kajian penspesisan dan penyingkiran aluminium dalam...

Documents