repository.unhas.ac.id › bitstream › handle › 123456789 › 10985 › Bagian 3.pdf?sequence=3...

88 Peranan Ekotoksikologi Dalam Penilaian Dampak Ekologis


3.1. Prinsip Umum Ekotoksikologi

Bidang toksikologi lingkungan, khususnya yang terkait dengan area

ekotoksikologi, merupakan salah satu disiplin ilmu lingkungan yang terus

berkembang secara cepat. Ekotoksikologi terdefinisi dengan sangat baik

sebagai bidang studi yang mencakup nasib akhir/deposisi dan dampak

dari bahan kimia toksik pada ekosistem yang didasarkan pada hasil kajian

ilmiah, baik dari hasil pengamatan di lapangan maupun dengan

penerapan metode-metode uji toksisitas di laboratorium. Ekotoksikologi

yang terkait erat dengan toksikologi lingkungan, jelas membutuhkan

pemahaman terhadap prinsip dan teori ekologi seperti halnya dengan

pengetahuan tentang cara-cara bahan kimia berdampak pada individu

spesies, populasi, komunitas dan ekosistem. Pengukuran dampak biologis

dapat dilakukan baik dengan melihat respon spesifik spesies terhadap

toksikan, atau dampak toksikan pada tingkatan organisasi yang lebih

tinggi seperti populasi, komunitas, dstnya. Ekotoksikologi dibangun

berdasarkan prinsip keilmuan dan metode uji toksikologi, dengan

penekanan pada tingkatan populasi, komunitas dan ekosistem.

Kemampuan untuk mengukur transportasi dan deposisi bahan kimia dan

pemaparan organisme dalam uji ekotoksikologi merupakan hal penting

yang menentukan arah pengembangan teknik pendugaan resiko

lingkungan (Suter, 1993; Maughan, 1993).

Berbeda dengan uji toksikologi konvensional (standard) yang

umumnya berupaya untuk menemukan hubungan sebab-akibat beberapa

konsentrasi bahan kimia dengan respon organisme pada lokasi reseptor

tertentu, uji ekotoksikologi berupaya untuk mengevaluasi hubungan

sebab-akibat pada level organisasi, khususnya pada level populasi.

Peranan Ekotoksikologi Dalam Penilaian Dampak Ekologis 89

Komponen terpenting dari uji ekotoksikologi adalah keterpaduan antara

penelitian di laboratorium dan di lapangan. Uji toksisitas di laboratorium

menjelaskan dampak toksikan pada individu organisme, termasuk respon

biokimiawi dan fisiologisnya. Pengetahuan yang diperoleh di

laboratorium selanjutnya diselaraskan dengan hal-hal yang terjadi pada

kondisi lapangan, dan pemahaman tentang sejumlah parameter

lingkungan yang harus dihadapi oleh organisme untuk tetap hidup dan

berkembang dengan baik di bawah tekanan toksikan, menjadi aset

berharga dan sangat penting. Oleh karena itu, keterpaduan penelitian

laboratorium dan penelitian lapangan akan memberi jaminan bahwa

suatu uji ekotoksikologi akan menghasilkan data yang relevan. Kebutuhan

terhadap metodologi uji toksikologi yang mudah dilakukan dan sederhana

proses penerapannya akan terus meningkat, sejalan dengan

meningkatnya kepedulian terhadap rusaknya kondisi lingkungan dan

peningkatan dampak bahan kimia pencemar di lingkungan perairan, yang

terus berlanjut.

3.1.1. Pergerakan, Deposisi dan Pemaparan Bahan Kimia

Untuk kepentingan karakterisasi tingkah laku bahan kimia, maka

perlu untuk mengukur konsentrasi bahan kimia pada kompartemen-

kompartemen lingkungan yang berbeda (yaitu: udara, air, sedimen dan

organisme), memahami pergerakan dan transportasi bahan kimia di

dalam dan diantara kompartemen-kompartemen tersebut, serta terus

mengikuti keberadaan bahan kimia hingga mengalami metabolisme,

degradasi, disimpan dan terkonsentrasi dalam setiap kompartemen

tersebut di atas. Beberapa hal berikut diketahui memiliki peranan besar

dalam pergerakan, deposisi dan pemaparan bahan kimia.

• Dinamika Bahan Kimia (Chemodynamics)

Transportasi bahan kimia diketahui terjadi baik di dalam

kompartemen lingkungan (intraphase) maupun diantara kompartemen-

kompartemen tersebut (interphase), dan menjadi poin penting dalam

memahami dan menginterpretasi data toksikologi lingkungan. Skenario


yang paling mungkin dalam lepasnya suatu bahan kimia ke dalam

lingkungan akan melibatkan proses-proses: pelepasan bahan kimia ke

dalam suatu kompartemen, kemudian mengalami proses partisi ke dalam

beberapa kompartemen lingkungan, kemudian melakukan gerakan dan

reaksi dalam setiap kompartemen, lalu mengalami partisi dalam setiap

kompartemen dan biota yang terdapat/hidup dalam kompartemen

lingkungan tersebut, dan akhirnya sampai ke suatu lokasi aktif (reseptor)

pada organisme dengan konsentrasi yang cukup tinggi dan durasi yang

cukup lama untuk menimbulkan suatu dampak. Oleh karena itu, dinamika

bahan kimia (chemodynamics) adalah studi tentang pelepasan bahan

kimia, distribusi, degradasi dan deposisi-nya di dalam lingkungan.

Transportasi bahan kimia pencemar di dalam lingkungan seringkali

diprediksi menggunakan asumsi keseimbangan termodinamika. Meskipun

seringkali asumsi tersebut tidak dapat dipegang, namun pendekatan ini

relatif gamblang dan mudah untuk diaplikasi. Walaupun transportasi

intraphase bahan kimia sangat mudah diprediksi menggunakan asumsi

keseimbangan termodinamika, namun kemungkinan akurasi terbaik

adalah dengan menggunakan model steady-state/dynamic equilibrium,

seperti yang telah dijelaskan pada Bab 2. Reaksi-reaksi biotik dan abiotik

yang terjadi dalam suatu kompartemen/phase, menghasilkan perubahan

signifikan dalam sifat-sifat kimia dan fisik dari senyawa, seperti sifat-sifat

oksidatif, lipofilisitas dan volatilitas.

Kombinasi dari pendekatan-pendekatan tersebut di atas dapat

memfasilitasi prediksi konsentrasi bahan kimia dalam lingkungan sekitar

organisme tertentu. Chemodynamic juga dapat membantu dalam

menjelaskan pergerakan dan penyerapan bahan kimia ke dalam

organisme. Selanjutnya, mekanisme detoksifikasi seperti partisi senyawa

ke dalam jaringan adiposa, metabolisme dan proses ekskresi yang

dipercepat, dapat secara signifikan mengurangi, menghilangkan atau

eliminasi, atau dalam beberapa kasus bahkan meningkatkan toksisitas

suatu bahan kimia. Oleh karena itu, bantuan chemodynamics dalam

memprediksi konsentrasi bahan kimia dalam suatu kompartemen serta


fungsinya dalam perancangan studi ekotoksikologi menggunakan

konsentrasi dan bentuk sediaan bahan kimia yang akan dikaji, harus

diapresiasi dan diberi perhatian.

• Tingkah Laku Bahan Kimia Fase Tunggal (Single-phase Chemical

Behavior)

Sekali bahan kimia sintetis memasuki lingkungan, maka dia akan

beraksi dan terutama dipengaruhi oleh kekuatan-kekuatan alam.

Beberapa model telah digunakan untuk memprediksi dampak kekuatan-

kekuatan alami terhadap pergerakan bahan kimia di lingkungan. Model ini

membutuhkan penggabungan variabel-variabel abiotik, seperti: suhu,

arah pergerakan dan kecepatan arus, radiasi sinar matahari, tekanan

atmosfir, kelembaban dan konsentrasi bahan kimia dalam 4 matriks

kompartemen, yaitu: atmosfir (udara), hidrosfir (air), litosfir (sedimen)

dan biosfir (makhluk hidup). Pergerakan intraphase bahan kimia terdiri

atas transfer biomas, difusi, atau dispersi dalam suatu fase, yang

disebabkan oleh perbedaan konsentrasi (gradient) medium. Oleh karena

itu, persistensi suatu bahan kimia pencemar merupakan fungsi dari

stabilitas bahan kimia dan transportasinya dalam suatu fase. Sedangkan

stabilitas merupakan fungsi dari sifat fisika-kimia dan laju degradasi dari

suatu bahan kimia dalam suatu fase, yang variasinya sangat luas di dalam

maupun diantara kelompok bahan kimia. Stabilitas bahan kimia sulit

untuk diprediksi dan jauh lebih tepat lewat observasi dibanding dengan

pemodelan (modeling). Sedang transportasi bahan kimia jauh lebih mudah

diprediksi, melalui jalur-jalur berikut.

a. Udara : jalur utama bahan kimia pencemar memasuki atmosfir adalah

melalui evaporasi, emisi gas industri dan sumber-sumber lain.

Transportasi kontaminan di udara jauh lebih cepat di udara

dibandingkan dalam air, terutama disebabkan oleh rendahnya

viskositas udara. Transportasi kontaminan di udara umumnya melalui

proses difusi. Kecepatan difusi di udara sekitar 100 kali lebih cepat

dibandingkan yang terjadi pada air, dan merupakan fungsi viskositas


fase dan keberadaan gradiasi konsentrasi. Daya difusi (diffusivity)

bahan pencemar di udara bergantung pada berat molekulnya

dibanding udara, suhu udara dan pemisahan molekul saat terjadi

benturan, enerji dari hasil interaksi molekul di udara. Transportasi

kontaminan udara sebagai akibat hembusan dan arus angin

berlangsung lebih cepat dibandingkan dengan proses difusi. Stabilitas

atmosfir, yang dipengaruhi oleh transfer enerji panas dari permukaan

bumi dan radiasi udara dingin dari lapisan awan, sangat berpengaruh

terhadap jumlah turbulensi dan pencampuran vertikal kontaminan di

udara. Pencampuran vertikal (vertical mixing) mencapai tingkat

maksimum ketika laju transfer panas lebih besar dari kondisi radiasi

udara dingin, dan sebaliknya. Pada saat pencampuran vertikal minim,

konsentrasi kontaminan yang tinggi terperangkap dekat permukaan

bumi.

b. Air : kontaminan memasuki hidrosfir melalui jalur-jalur : aplikasi

langsung, tumpahan, pembuangan limbah kering dan basah atau

pergerakan interphase. Pergerakan bahan kimia dalam hidrosfir terjadi

melalui difusi, dispersi atau terbawa oleh aliran massa air yang besar

(advection). Pada setiap aliran, terdapat suatu lapisan batas yang

bersifat stagnan pada setiap peralihan fase atau garis-batas buatan. Di

atas lapisan ini, terdapat sekat-sekat yang menyebabkan aliran air

berputar-melingkar, layaknya asap yang terhisap ke atas. Lapisan

akhir yang berada di bagian paling atas membuat cairan mengalir

dalam pengadukan keras (turbulensi). Sehingga jika air berada dalam

kondisi stagnan (diam), maka bahan kimia akan bergerak dalam

modus difusi molekul. Laju difusi ditentukan oleh sifat-sifat tetap

seperti berat molekul kontaminan (solute), berat molekul air (solvent),

suhu air, viskositas dan sifat-sifat dinamis dari bentangan gradasi

konsentrasi bahan kimia. Sifat-sifat tersebut juga dikenal sebagai daya

difusi (diffusivity) dari kompleks kontaminan-air. Proses difusi

kontaminan dalam air beberapa kali lipat lebih cepat daripada yang

terjadi di sedimen. Transportasi kontaminan dalam air didominasi


oleh turbulensi, sekalipun dalam keadaan yang nampak tenang air

senantiasa bergerak melingkar dalam bentuk kantong-kantong kecil

(eddies) baik ke arah vertikal maupun horizontal.

c. Sedimen: proses masuknya kontaminan ke litosfir, mirip dengan yang

terjadi pada air. Sedimen memiliki porositas yang beragam sesuai

persentase komposisi penyusunnya (seperti : pasir, lanau, lempung,

bahan organik), yang pori-porinya juga senantiasa diiisi oleh gas dan

larutan. Pergerakan bahan kimia di dalam sedimen terjadi melalui

proses difusi melalui larutan tersebut, atau bergerak melalui celah-

celah diantara partikel sedimen. Partisi kontaminan yang terdapat

dalam cairan dengan fraksi padat sedimen terjadi melalui proses

seperti yang terjadi pada kromatografi: dimana kelarutan bahan kimia

pada air dalam pori tanah (pore waters), adsorpsi pada partikel

sedimen dan kecepatan arus pore-waters sangat mempengaruhi laju

transportasi.

Arah difusi selalu berasal dari konsentrasi tinggi ke daerah dengan

konsentrasi rendah. Sehingga difusi bahan kimia dalam sedimen

tergantung pada berat molekul, suhu sedimen, panjang aliran/bidang

difusi, dan besaran gradasi konsentrasi. Kontaminan meninggalkan

sedimen melalui transportasi interphase atau proses dekomposisi.

Transformasi kontaminan melalui proses degradasi mikroorganisme

sangat signifikan perbedaannya dengan yang terjadi baik pada air

maupun udara, disebabkan oleh perbedaan kerapatan dan keragaman

mikroorganisme yang sangat tinggi dalam sedimen.

Secara umum, pergerakan ke luar dari suatu bahan kimia

(meninggalkan suatu kompartemen/fase) merupakan hasil dari

sejumlah reaksi, dan reaksi yang terpenting adalah fotodegradasi

(pada fase air dan udara), hidrolisis (pada fase air) dan biodegradasi

(pada fase air dan sedimen). Laju pergerakan bahan kimia ke luar

(removal rate) dari salah fase dalam kondisi kesetimbangan dapat

dikalkulasi dengan persamaan :


Ri = Σ [ MiΣki ]

dimana: Mi : jumlah mole dalam kompartemen i dan Σki: konstanta

dari jumlah laju persebaran bahan kimia dalam kompartemen i.

Waktu menetap suatu senyawa kimia dalam suatu kompartemen dapat

diestimasi dari jumlah total mol dan nilai total laju pergerakan ke luar.

Konsentrasi bahan kimia dalam air dalam kondisi kesetimbangan

dapat diestimasi dengan persamaan berikut:

�� /��

∑ ��Σ��

dimana: Ki= partisi koefisien i dan Di= kerapatan/densitas i.

Jika Cw telah didapatkan, maka konsentrasi lainnya dapat diestimasi

menggunakan koefisien partisi yang sesuai. Nilai koefisien partisi

diperoleh sebagai nilai Z untuk setiap kompartemen. Bentuk advection

untuk aliran air dan udara dinyatakan dalam persamaan :

Aliran Masuk (inflow) Bahan Kimia Gi x Cbi = Gi x Zi x fbi

Aliran Keluar (outflow) Bahan Kimia Gi x Ci = Gi x Zi x fi

dimana: Ga = laju aliran masuk dan keluar udara adalah 5 x 107

m3/jam, maka nilai ini setara dengan waktu menetap di udara

selama 5 jam; Gw = laju aliran masuk dan keluar air adalah 2.9 x

103/jam, maka waktu, menetap di dalam air adalah 100 hari; Cbi =

konsentrasi aliran masuk awal (umumnya 0); dan fbi = nilai fugacity

awal (umumnya 0) yang terkait dengan tekanan parsial bahan kimia

dan besaran nilai kecenderungan melepaskan diri satu molekul dari

suatu fase.


Gambar-14. Proses-Proses Kimiawi Utama Dalam Ekosistem Perairan.

Sedimen

Pertukaran gas dengan Atmosfir O2

CO2

Ok

sid

asi

- R

ed

uk

si

2HCO3- + h v [CH2O] + O2(g) + CO3

2-

-

Fotosintesis HNO3-

NH4+

CO32-

+ H2O HCO3- + OH

-

Asam-Basa

2[CH2O] + SO42-

H2S(g) + H2O + CO2

Ca2+ + CO3

2- CaCO3(s)

Mikroba

Presipitasi

Lepas Asup

Air Tanah

Chelasi

Cd2+


3.1.2. Transportasi Bahan Kimia antar Fase

Sesaat setelah dilepaskan, suatu bahan kimia dapat memasuki ke-

empat matriks kompartemen, yaitu: atmosfir (melalui evaporasi), litosfir

(melalui adsorpsi), hidrosfir (melalui disolusi) dan biosfir (melalui

absorpsi atau ingesti, tergantung pada spesies organisme).

a. Fase Udara - Air: suatu bahan kimia dapat meninggalkan fase air

melalui proses volatilisasi, dan meninggalkan fase udara menuji fase

air melalui melalui proses absorpsi. Pada kondisi ekuilibrium, nilai

bersih volatilisasi dan absorpsi adalah sama dan jumlah total massa

kontaminan yang ditransfer nihil. Sedang pada kondisi tidak setimbang

(non-equilibrium), nilai bersih pergerakan bahan kimia dari suatu fase

ke fase lainnya sangat bergantung pada seberapa jauh kisaran dari

kondisi ekuilibrium dan besaran koefisien transfer total massa.

Sehingga, koefisien transfer massa bergantung pada sifat-sifat fisika

dari solute (seperti tekanan penguapan dan daya larut) dan besaran

massa aliran, baik di udara maupun di air. Contoh: laju proses

pelepasan ammonia terjadi lebih cepat dari bagian dasar dimana

terdapat arus kencang yang dibantu oleh hembusan angin. Demikian

juga lapisan antara/interface udara-air (lapisan mikro permukaan:

surface micro-layer) umumnya menjadi lokasi konsentrasi bahan-

bahan dan partikel, baik bahan alami maupun anthropogenic.

b. Fase Sedimen - Air: lepasnya kontaminan dari fase sedimen menuju

fase air terjadi melalui proses desorpsi, sedang proses pergerakan dari

fase air menuju fase sedimen melalui adsorpsi ke partikel sedimen.

Laju transfer massa, sekali lagi, bergantung pada koefisien transfer

total massa kontaminan, kecepatan aliran muatan dalam air melalui

lapisan antara sedimen-air, dan sifat-sifat fisika-kimia sedimen

(seperti: distribusi ukuran partikel dan kandungan bahan organik).

Proses partisi kontaminan dari fase air ke fase sedimen merupakan

salah satu proses kunci dalam mengendalikan pemaparan.

c. Fase Sedimen - Udara : kontaminan dapat melepaskan diri dari fase

sedimen dan ditransportasi ke dalam lapisan udara di atasnya melalui


proses volatilisasi, yang banyak bergantung pada tekanan penguapan

(vapour pressure) bahan kimia dan daya ikatnya (affinity) pada partikel

sedimen. Proses-proses lingkungan seperti: kecepatan angin

(mempengaruhi ketebalan batas sedimen-udara) dan tingkat

kelembaban sedimen (mempengaruhi sorpsi kontaminan), yang

keduanya mempengaruhi pergerakan kontaminan dari sedimen ke

udara. Contoh: akan lebih banyak kontaminan yang dilepas dari

sedimen tercemar pada saat kecepatan angin tinggi, atau lebih banyak

kontaminan yang dilepaskan ke udara pada sedimen yang

lembab/basah dibanding pada sedimen kering.

d. Tingkah Laku dan Ketersediaan Bahan Kimia (Fase Biosfer) :

perhatian terhadap bagaimana sifat-sifat fisika-kimia mempengaruhi

tingkah laku kontaminan sangat diperlukan, terutama untuk

mengantisipasi spesiasi dan konsentrasi bahan kimia dalam

kompartemen-kompartemen lingkungan yang berbeda. Perhatian

pada faktor-faktor tersebut akan sangat bermanfaat dalam

pengembangan sifat-sifat dan karakteristik pemaparan dari suatu

bahan kimia/kontaminan yang akan diteliti.

Karena pada akhirnya hal ini akan sangat penting artinya (terutama

dalam upaya dan dana yang akan dikeluarkan) dalam kegiatan

penelitian pendugaan: potensi biokonsentrasi (asupan kontaminan

dari lingkungan luar), bioakumulasi (asupan kontaminan dari

lingkungan dan bahan makanan yang dikonsumsi), dan biomagnifikasi

(peningkatan konsentrasi kontaminan pada level trofik yang lebih

tinggi) pada organisme.

Hanya sebagian kecil dari jumlah total bahan kimia yang berada di

lingkungan yang memiliki potensi untuk diasup oleh organisme.

Konsep ini dikenal luas sebagai ketersediaan biologis (bioavailability)

dari suatu bahan kimia. Ketersediaan biologis bahan kimia dalam

berbagai kompartemen lingkungan yang akan menentukan tingkat

toksisitas, sehingga sangat penting untuk menentukan sifat-sifat

pemaparan berdasarkan lokasinya (site specific).


Gambar-15. Proses kimiawi perairan pada ruang peralihan antara air, udara/gas,

bahan padatan, organisme dan larutan lainnya.

Lapisan Bahan Organik di

Permukaan

Koloida

Sedimen

Partikel Padat terlarut

(erosi, dll)

Proses

Biologis

Asup Lepas

O2


Tingkah laku dan ketersediaan biologis kontaminan dalam air

menunjukkan hubungan langsung dengan daya larutnya dalam air. Namun

keberadaan bahan penyusun tertentu dalam air dapat secara nyata

mempengaruhi daya larut bahan kimia toksik dalam air. Contoh: daya

larut insektisida Organochlorin Chlordane meningkat hampir 500% dalam

air tanah yang mengandung 34 ppm total karbon organik terlarut (DOC:

dissolved carbon organic). Akan tetapi peningkatan daya larut ini bukan

merupakan indikasi dari peningkatan bioavailability pestisida tersebut,

karena DOC selain meningkatkan mobilitas dan transportasi bahan

pencemar organik dalam air juga mengurangi ketersediaan biologisnya.

Tingkah laku dan bioavailability bahan kimia toksik yang

berasosiasi dengan sedimen merupakan fenomena kompleks. Pemahaman

bahwa kebanyakan bahan pencemar perairan akhirnya menetap di

sedimen menjadi pendorong bagi diadakannya berbagai studi tentang

bahan pencemar logam dan bahan organik dalam upaya karakterisasi

nasib/deposisi-nya dalam kompleks matriks sedimen. Sedangkan deposisi

merupakan kombinasi proses-proses yang mengubah bentuk bahan kimia

toksik. Kebanyakan logam mengalami reduksi baik secara biotik maupun

abiotik seiring dengan proses penggabungannya ke dalam sedimen,

seperti halnya merkuri yang mengalami methilasi melalui reaksi-reaksi

yang terjadi dalam sedimen. Sehingga methilmerkuri umumnya lebih

tinggi ketersediaan biologisnya dan lebih toksik dibanding merkuri

anorganik.

Karakterisasi proses-proses yang mengendalikan ketersediaan

biologis logam dalam sedimen akan memfasilitasi pengembangan model

untuk memprediksi konsentrasi toksik threshold logam pada sedimen-

sedimen yang berbeda. Temuan dari studi logam yang tergabung dalam

sedimen yang memberi penekanan pada kation divalen dalam kondisi

anaerobik, dimana pada kondisi ini, asam sulfida volatil (AVS) secara jelas

lebih menyukai terikat pada kation divalen. Hal ini ditunjukkan oleh

logam Cd yang dapat bereaksi dengan fase-padat AVS untuk


menggantikan posisi Fe dan membentuk endapan kadmium sulfida,

seperti ditunjukkan dalam reaksi berikut :

Cd2+ + FeS(s) ↔ CdS(s) + Fe2+

Jika jumlah AVS dalam sedimen melampaui jumlah Cd yang

ditambahkan, maka konsentrasi Cd dalam air interstitial (perbatasan

sedimen dan kolom air) tidak terdeteksi dan oleh karenanya tidak bersifat

toksik. Proses ini dapat dilanjutkan dengan kation-kation lain seperti: Ni,

Zn, Pb, Cu, Hg, Cr, As dan Ag. Oleh karena itu fraksi logam yang tersedia

untuk organisme dalam sedimen dapat diprediksi melalui pengukuran

AVS. Selain itu, faktor-faktor lain sedimen seperti lapisan oksida dan

hidroksida juga memiliki peran besar dalam ketersediaan biologis logam

berat dalam sedimen. Demikian pula dengan organisme yang hidup pada

(di atas ataupun menimbun diri) sedimen memiliki kemampuan untuk

mengoksidasi lingkungan sekitarnya, yang secara langsung memutus

ikatan metal-sulfida.

Bahan kimia organik yang terdapat dalam sedimen mengalami

berbagai jenis transformasi biotik dan abiotik. Bagi bahan-bahan organik

non-ionik, non-polar dan tidak dapat dimetabolisme (non-metabolized),

teori partisi ekuilibrium telah diusulkan sebagai dasar untuk

pengembangan kriteria kualitas sedimen. Teori ini mengemukakan bahwa

di dalam matriks sedimen terjadi partisi bahan kimia tertentu diantara air

interstitial dan fraksi karbon organik dari padatan sedimen. Pada kondisi

ekuilibrium, partisi ini dapat diprediksi menggunakan koefisien partisi

yang dihasilkan dari laboratorium (misal: Koc). Salah satu asumsi dari

teori ini adalah pemaparan terhadap organisme yang berada pada

sedimen (sediment-dwelling) terjadi hanya pada air interstitial, dan bahan

kimia yang berpartisi pada padatan sedimen tidak tersedia bagi

organisme.

Di dalam tanah/sedimen proses sorpsi mengendalikan

ketersediaan biologis kontaminan. Beberapa hasil penelitian yang


menggunakan metode pemaparan spesifik lokasi menunjukkan bahwa

beberapa bentuk Pb di lingkungan tidak dapat diserap dengan baik oleh

saluran pencernaan (gastrointestin), yang meruntuhkan asumsi umum

yang berlaku bahwa seluruh bentuk Pb yang menjadi bahan pencemar

pada permukaan tanah/sedimen memiliki ancaman dalam bentuk sifat

toksik yang sama terhadap organisme.

3.2. Biomarker

Tantangan mendasar dalam toksikologi lingkungan adalah

menghubungkan kehadiran suatu bahan kimia di lingkungan dengan

ancaman bahaya pada reseptor biologis potensial, menggunakan teknik

prediksi yang valid. Efek perubahan kesehatan dalam reseptor biologis

dimulai dengan pemaparan terhadap suatu bahan kimia kontaminan dan

dapat berlanjut pada rusaknya atau berubahnya fungsi dari suatu organel,

sel atau jaringan. Pemaparan organisme di alam melalui kontak dengan

media lingkungan yang terkontaminasi dikenal sebagai konsentrasi

eksternal (external concentration), dimana proses internalisasi media

yang terkontaminasi melalui ingesti atau absorpsi epitel/kulit

menghasilkan sautu konsentrasi internal (internal concentration). Jumlah

atau besaran konsentrasi internal yang dibutuhkan untuk menimbulkan

respon atau efek bagi kesehatan selanjutnya dinamakan konsentrasi

efektif biologis (biologically effective concentration).

Pada awalnya resiko lingkungan dinilai melalui penentuan residu

bahan kimia dalam sampel media lingkungan yang dibandingkan dengan

hasil pengukuran toksisitas dalam suatu spesies yang dipapar dengan

media. Akan tetapi, selain kompleksitas dalam penentuan residu bahan

kimia di lingkungan, bioavailability bahan kimia di lingkungan terhadap

reseptor biologis tidak dapat dikuantifikasi dengan teknik pendekatan

seperti ini. Hal ini disebabkan oleh karena bioavailability suatu bahan

kimia sangat tergantung pada jenis bahan kimia itu sendiri, fase

lingkungan (matriks) dan spesies organisme, yang kesemuanya dapat

membuat bahan kimia tersebut tersedia dengan kisaran yang sangat luas

(0,001 - 100%). Selain itu, kinetik-toksik dan dinamika-toksik dari suatu


bahan kimia dalam spesies tertentu akan sangat menentukan mampu

tidaknya suatu pemaparan bahan kimia untuk menghasilkan respon atau

efek buruk yang membahayakan.

Pendekatan berbasis marka biologis (biological marker) sangat

membantu dalam mengatasi hambatan-hambatan tersebut, melalui

pengukuran langsung dari efek toksik pada spesies yang terkena dampak.

Biological marker (biomarker) atau marka biologis didefinisikan sebagai

perubahan dalam komponen, proses, struktur dan fungsi seluler atau

biokimiawi yang ditimbulkan oleh bahan kimia asing (xenobiotics) yang

dapat diukur dalam suatu sistem atau sampel biologis (CBM-

Nat.Acad.Science, 1987). Biomarker secara umum dapat digolongkan

sebagai pemarka dari pemaparan, dampak atau kerentanan. Pemilihan

jenis-jenis biomarker yang tepat untuk digunakan dalam evaluasi

ancaman bahaya (hazard) dilakukan berdasarkan pada mekanisme dari

suatu kondisi penyakit yang disebabkan oleh suatu bahan kimia. Telah

cukup lama berselang timbul kesadaran tentang kemungkinan

penggunaan organisme alami/liar sebagai biomarker non-lethal dari

penyakit-penyakit yang ada di lingkungan, yang kemudian dihubungkan

dengan efek buruk yang bersesuaian pada manusia.

Pemberian suatu toksikan dalam konsentrasi yang memadai dapat

menghasilkan suatu respon berlanjut, yang diawali dengan pemaparan

dan kemungkinan akan menghasilkan perkembangan suatu penyakit.

Peristiwa ini bermula dengan pemaparan eksternal, lalu diikuti dengan

pemantapan konsentrasi internal yang berujung pada sampainya

kontaminan pada suatu titik rawan. Hal ini kemudian diikuti oleh

perubahan-perubahan buruk pada titik rawan tersebut, baik perubahan

yang dapat balik (reversible) maupun yang tidak dapat balik (irreversible),

dan perkembangan kondisi penyakit yang dapat dengan mudah dikenali.

Pemahaman yang lebih baik terhadap kondisi penyakit yang ditimbulkan

oleh bahan kimia meningkatkan jumlah biomarker spesifik dan

bermanfaat dalam ekstrapolasi pada spesies lainnya. Adalah suatu

kenyataan bahwa semakin cepat kita mengetahui efek pada suatu titik


rawan, maka prediksi terhadap ancaman bahaya atau penyakit akan lebih

sensitif. Namun dalam banyak kasus, mekanisme pasti tentang bagaimana

suatu toksikan menimbulkan kerusakan sel, jaringan atau organ belum

begitu diketahui, sehingga indikator-indikator non-spesifik harus dipakai

dalam penggunaan biomarker.

3.2.1. Biomarker Pemaparan (Biomarkers of Exposure).

Kehadiran suatu bahan asing (xenobiotics) atau metabolitnya atau

produk hasil interaksi antara suatu xenobiotics dengan molekul target

atau sel yang diukur dalam suatu fase, untuk suatu organisme

dikelompokkan sebagai suatu biormarker pemaparan (ATSDR, 1994).

Biomarker pemaparan umumnya digunakan untuk memprediksi

dosis atau konsentrasi yang diterima oleh individu, yang selanjutnya

dapat dikaitkan dengan perubahan yang timbul dalam suatu kondisi

penyakit. Dalam banyak hal, biomarker pemaparan merupakan hal yang

cukup mudah untuk diketahui, karena kebanyakan kontaminan atau

metabolitnya dapat dikuantifikasi dari sampel tanpa membunuh

organismenya, seperti: darah, urin, faeces atau jaringan-jaringan yang

dapat diperoleh melalui biopsi atau nekropsi.

Salah satu biomarker pemaparan yang stabil dan sangat bermanfaat

adalah biomarker kanker yang melibatkan deteksi terhadap kemampuan

bahan-bahan kimia karsinogen dalam membentuk simpul dengan

makromolekul seluler seperti DNA atau protein. Hal ini dimungkinkan

terjadi karena hampir seluruh bahan kimia karsinogen merupakan bahan-

bahan yang mampu mengikat elektron dengan kuatnya atau dikonversi

menjadi bahan-bahan eletrofilik aktif melalui proses aktifasi metabolik.

Karsinogen-karsinogen ini bereaksi dengan nukleofilik biomakromolekul

dalam membentuk simpul. Jika biomakromolekul cukup stabil, maka

simpul yang terbentuk dapat dideteksi dengan beberapa cara seperti

hidrolysis protein menjadi asam amino (histidin, lysin atau sistein), dan

digunakan untuk menentukan profil pemaparan. Salah satu keutamaan

dari metode penentuan resiko kanker ini adalah sampel darah dapat


dengan mudah diperoleh sehingga sejumlah besar sampel dapat diperoleh

untuk penentuan pola pemaparan.

3.2.2. Biomarker Dampak (Biomarkers of Effects)

Biomarker dampak adalah perubahan-perubahan biokimiawi,

fisiologis, tingkah laku dan lainnya yang dapat diukur, dalam suatu

organisme yang bergantung pada besarannya, dapat dikenali sebagai

manisfestasi atau potensi gangguan kesehatan atau penyakit (ASTDR,

1994). Idealnya, suatu biomarker dampak harus dapat berdiri sendiri yang

tidak memerlukan analisis kimia atau uji biologis tambahan untuk

mengkonfirmasinya. Penggunaan biomarker dampak dalam jenis-jenis uji

tersebut sangat tinggi spesifitasnya untuk setiap jenis bahan kimia

sehingga penggunaannya sangat terbatas. Contoh dari biomarker dampak

termasuk: uji daya hambat enzim cholinesterase otak oleh insektisida

Karbamat, induksi asam delta aminolevulinic synthetase dan inhibisi asam

aminolevulinic dehydratase oleh Pb dan logam-logam berat tertentu

lainnya.

Beberapa jenis biomarker dengan spesifitas lebih rendah juga telah

dikembangkan dan digunakan secara luas, namun memiliki

kecenderungan respon yang luas terhadap beberapa jenis bahan kimia.

Beberapa jenis biomarker tersebut antara lain: induksi mixedfunction

oxidase (MFO), formasi simpul DNA dan beberapa perubahan DNA seperti

pertukaran kromatid kembar dan pemutusan untaian/strand,

imunosupresi dan hipersensitifitas. Uji-uji tersebut di atas membutuhkan

studi biomarker tambahan atau analisis residu bahan kimia untuk dapat

menghubungkan agen penyebab dengan efek yang ditimbulkan. Hal ini

bisa dilihat, misalnya, pada induksi enzim cytochrome P4501A1 (CYP1A1)

di dalam hati ikan umumnya dikenal sebagai biomarker dari pemaparan

ikan terhadap kontaminan, namun hasilnya tidak spesifik senyawa

(compound specific) karena reaksi ini juga dapat diinduksi oleh berbagai

jenis senyawa polynuclear hydrocarbon maupun halogenated

hydrocarbon, dan juga oleh kondisi hypoxia (HIF response element).


3.2.3. Biomarker Kerentanan

Biomarker kerentanan (biomarkers of susceptibility) adalah

titik/hasil akhir yang merupakan indikasi dari suatu perubahan kondisi

fisiologi dan biokimiawi yang menjadikan individu spesies terkena

dampak, baik yang berupa faktor kimia, fisik atau pathogen. Biomarker ini

terutama bermanfaat dalam memprediksi kondisi penyakit pada manusia

menggunakan hewan sebagai acuannnya. Pemaparan hewan pada

konsentrasi rendah TCDD akan menyebabkan meningkatnya aktifitas

enzim cytochrome P4501A1 atau P4501A2 pada hewan, tanpa dampak

buruk. Sedangkan peningkatan aktifitas enzim tersebut pada manusia

diketahui terkait dengan tingginya resiko terserang kanker akibat aktifasi

sejumlah prokarsinogen. Demikian juga dengan beberapa senyawa

xenobiotics yang menghambat aktifitas sistem kekebalan tubuh yang

dapat menyebabkan meningkatnya kerentanan organisme terhadap

organisme pathogen dan kanker.

Diakui bahwa perbedaan antara biomarker dampak dan biomarker

kerentanan agak kabur. Namun perbedaan tersebut dapat dilihat pada

akibat yang ditimbulkan oleh xenobiotics, yaitu: apakah akibatnya secara

langsung mempengaruhi aspek-aspek fisiologi dan biokimiawi yang

merupakan indikasi langsung dari kondisi penyakit, atau akibatnya hanya

pada penurunan ketahanan terhadap faktor-faktor biologis, kimiawi atau

fisis lainnya.

3.2.4. Interpretasi Biomarker

Ketelitian harus digunakan dalam melakukan interpretasi dan

ekstrapolasi terhadap hasil yang diberikan oleh suatu biomarker, dari satu

spesies ke spesies lainnya. Sebab bahan kimia yang sama dapat

menginduksi protein yang berbeda dalam satu spesies dibanding spesies

lainnya, dan enzim yang sama dapat memiliki spesifisitas bahan yang

berbeda, bahkan dalam spesies yang kekerabatannya sangat dekat.

Perbedaan dalam kelas cytochrome P450 yang diinduksi terlihat pada

pemaparan spesies ikan yang sama (salah satunya adalah hasil budidaya


laboratorium) pada kontaminan TCDD. Hal ini jelas menunjukkan bahwa

dibutuhkan pemahaman menyeluruh dalam bidang fisiologi dan biokimia

komparatif.

Pentingnya aplikasi biomarker adalah karena kemampuannya

untuk memadukan pemaparan beberapa bahan kimia di area tertentu

dengan keragaman kontaminan yang dikandungnya, seperti yang banyak

ditemui pada lokasi-lokasi pembuangan limbah cair kimia. Respon

CYP1A1 terhadap sedimen yang dicemari oleh dioxin, PCBs atau PAHs

dapat memberikan pemahaman mendalam tentang kondisi kontaminan

pada lokasi, bioavailability-nya dan resiko menyeluruh yang dapat

ditimbulkan. Demikian juga dengan perubahan profil porfirin, kandungan

methallothionein dan fungsi immunologis dapat memberikan gambaran

tentang efek kombinasi dari logam-logam yang terdapat pada perairan

yang tercemar oleh limbah pertambangan. Oleh karena itu, esensi dari

penggunaan biomarker adalah pengertian terhadap kekuatan dan

keterbatasan teknik yang digunakan dan untuk lebih berhati-hati dalam

melakukan ekstrapolasi hasil antar spesies.

3.3. Senyawa Penghambat Perkembangan dan Endokrin (Endocrine

and Developmental Disruptors)

Hambatan terhadap aksi kelenjar endokrin merupakan isu baru

yang mencuat belakangan ini, terutama dalam kaitannya dengan

perkembangan ilmu pengetahuan dan perumusan kebijakan publik di

negara-negara maju. Hal ini diawali dengan penemuan sejumlah

senyawa, baik alami atau hasil aktifitas manusia, yang menyebabkan

perubahan dalam sistem endokrin (Colborn, 1996). Dampak nyata

terhadap endokrin, baik pada level individu maupun populasi, telah

didokumentasikan dari hasil pemaparan pada konsentrasi tinggi

sejumlah senyawa. Contoh ECD beserta dampaknya disajikan dalam

Tabel 7.


Tabel-7. Beberapa Contoh Gangguan Pada Sistem Endokrin.

Organisme Kontaminan Dampak

Molluska Tributylin, DDE

Mendorong proses

metabolik

maskulinisasi.

Ikan Catostomus commersoni Limbah Pabrik Kertas

Kematangan gonad

tertunda, ukuran dan

perkembangan gonad

menurun, perubahan

konsentrasi steroid.

Tabel- 7 (lanjutan)

Ikan Trout (Salmo gairdneri)

Limbah Buangan Kota

(mengandungalkylfenol

dan estrogen)

Feminisasi dan

produksi vitellogenin

pada ikan jantan.

Katak (Xenopus laevis) Estrogen Imprinting jenis

kelamin (100% betina).

Buaya (Alligator

missisipiensis) Pestisida dan Estrogen

Perubahan jenis

kelamin, malformasi

gonad dan perubahan

konsentrasi steroid.

Paus Beluga (Delphinptenus

leucas)

Logam Berat dan

Organochlorin

Gangguan reproduksi,

tumor dan imusupresi.

Dari berbagai sumber.

Diketahui bahwa senyawa pengganggu endokrin (EDC : endocrine-

disrupting compound) mampu berinteraksi dengan beberapa target pada

organisme, yang diperoleh dari hasil-hasil penelitian yang menunjukkan

bahwa EDC beraksi pada beberapa tahapan dalam sintesis, sekresi, lokasi

aksi dan metabolisme hormone (Tabel-7). Beberapa contoh mekanisme

EDC dijelaskan sebagai berikut.


3.3.1. Efek EDC Melalui Reseptor

Suatu senyawa kimia asing (xenobiotics) dapat memberikan

dampak pada tingkat reseptor melalui beberapa mekanisme di luar

interaksi klasik antara reseptor dan ligand (spesies yang mengikat pada

ion logam, misalnya: Nitriloacetate dan CN- dan membetuk kompleks

ion). Hal ini termasuk dampak diferensial pada beberapa jenis reseptor

atau sebagai dampak langsung pada pola signal intraseluler, yang akan

secara langsung mempengaruhi aksi hormon pada jaringan target.

Senyawa asing dapat beraksi pada sistem endokrin dengan jalan

mempengaruhi transkripsi dan aliran signal, serta dapat pula beraksi baik

melalui mekanisme yang dimediasi reseptor atau tanpa mediasi reseptor.

Contohnya, Genistein yang merupakan reseptor lemah bagi estrogen,

namu mampu memodulasi aktifitas Thyrosine kinase dan DNA

topoisomerase (Makalela et al., 1995).

3.3.2. Efek EDC pada Sintesis Hormon dan Metabolisme.

Suatu senyawa dapat merubah konsentrasi hormon endogenous

penting melalui induksi atau hambatan terhadap aktifitas enzim-enzim

biosintesis atau metabolisme. Hal ini ditunjukkan oleh beberapa jenis

fitoestrogen yang dapat berinteraksi dengan 17P-dehydrogenase yang

meregulasi konsentrasi estradiol dan estron, menandakan bahwa mereka

dapat memodulasi konsentrasi estogen secara keseluruhan selain

berperan sebagai ligand bagi suatu reseptor estrogen. Seperti halnya

dengan perklorat yang bersaing menghambat asupan iodin, yang

sekaligus mengganggu sintesis hormon thyroid (Lamm et al., 1999).

3.3.3. Dampak EDC pada Sekresi dan Transport Hormon.

Telah lama diketahui bahwa Cd2+ adalah suatu pemblokir Ca2+

non-selektif yang dapat menghentikan proses eksositosis Ca2+-

dependent dalam neuron hypothalamus neurosekretori dan sel-sel

pituitari endokrin. Sebaliknya, EDC dapat mempengaruhi proses

pengikatan hormon dengan protein dalam darah (missal: globulin


pengikat hormon seksual/SHBG, globulin pengikat kortikosteroid/

CBG), yang menghentikan transportasi hormon melalui peningkatan

atau penurunan rasio pengikatan : pembebasan hormon dalam plasma

(van der Kraak, 1998).

3.4. Makna Toksisitas Dalam Ekotoksikologi

Bahan pencemar dapat memberikan dampak pada suatu sistem

ekologis dengan kisaran area yang luas, termasuk ekosistem dan lansekap

(landscape). Ekosistem tersusun atas seluruh jenis organisme yang secara

bersama-sama berfungsi dan berinteraksi dengan lingkungan fisik,

termasuk aliran enerji dan pendauran bahan-bahan diantara komponen-

komponen biotik dan abiotik. Oleh karena itu ekosistem secara kolektif

menyusun lansekap dengan masing-masing fungsi (aliran enerji dan

nutrien) dan atribut strukturnya (relung dan alur). Pendauran dan aliran

dari bahan-bahan menjaga keragaman tingkat keterhubungan dalam

suatu sistem ekologis. Sehingga, secara umum sistem ekologis dapat

dikatakan berada dalam suatu kondisi komunikasi yang konstan, yang

berpotensi untuk memfasilitasi dampak pencemaran dalam skala besar.

Indikator biologis dari pencemaran dapat melibatkan pengukuran

indikator-indikator biokimiawi, fisiologis dan morfologis dari suatu

individu, atau dapat saja melibatkan tingkatan yang lebih tinggi seperti

populasi atau level-level di atasnya. Oleh karena itu, pencemaran dapat

menghasilkan even-even berjenjang, dimulai dengan dampak pada

kondisi homeostasis dalam suatu individu yang kemudian meluas hingga

populasi, komunitas, ekosistem dan lansekap. Kompleksitas ini berpotensi

untuk timbulnya suatu dampak skala besar yang meluas melalui

ekosistem.

Kematian merepresentasikan suatu hasil akhir yang tidak dapat pulih

dalam ekotoksikologi. Akan tetapi sangat sulit untuk mendokumentasikan

even ‘kematian’ di lapangan, karena seringkali hanya bangkai yang

ditemukan. Kesulitan lain di lapangan adalah kebanyakan bahan

pencemar ditemukan dalam konsentrasi rendah non-lethal atau relatif


tidak terdeteksi, sehingga kondisi akut yang mematikan sangat jarang

ditemukan. Keberadaan efek sub-lethal pada organisme yang terpapar,

oleh karenanya, telah digunakan sebagai kekuatan utama dalam strategi

pemantauan dampak pencemaran. Beberapa indikator biokimiawi dan

fisiologis telah dikembangkan dan diadopsi dari toksikologi manusia atau

hewan darat, untuk kepentingan pemantauan dalam sistem akuatik. Daya

hambat terhadap produksi enzim kolinesterase (ChE) dalam plasma telah

terbukti sebagai biomarker yang handal, yang sangat sensitif dan dapat

mendiagnosis dampak pemaparan organisme perairan terhadap

insektisida carbamat dan organofosfat (Mineau, 1991). Induksi sistem

enzim seperti mixedfunction oxygenase (MFO) juga merupakan biomarker

sub-lethal yang sangat akurat bagi pemaparan organisme terhadap

berbagai jenis bahan pencemar (Rattner et al., 1989). Demikian juga

dengan sistem kekebalan tubuh pada ikan (Tahir et al., 1993; Tahir and

Secombes, 1995; Tahir et al., 1997), atau genotoksisitas (McBee et al.,

1987) dan efek reproduktif (Kendall et al., 1990). Walaupun dampak-

dampak sub-lethal tersebut tidak secara langsung menyebabkan

kematian, namun dapat mempengaruhi fekunditas, keberhasilan

reproduksi, ketahanan terhadap serangan penyakit dan laju pertumbuhan

yang pada akhirnya akan berdampak pada struktur dan fungsi populasi.

Penentuan dampak sub-lethal merupakan suatu komponen penting

bagi penilaian resiko lingkungan, berdasarkan dua alasan. Pertama,

respon-respon ini dapat memberikan informasi yang tidak didapatkan

dari pengukuran konsentrasi pada jaringan organisme. Hal ini disebabkan

oleh (1) tidak memungkinkan untuk mengukur konsentrasi dalam

jaringan karena beberapa bahan kimia secara cepat mengalami

metabolisme dan (2) efek toksik dari kebanyakan bahan kimia, terutama

bila tersedia dalam bentuk campuran kompleks (seperti yang umum

didapatkan di lapangan) tidak dapat diprediksi dari hanya kandungan

bahan kimia tersebut di dalam jaringan tubuh organisme saja. Kedua,

perubahan dalam fisiologi biokimia dan molekul sangat erat asosiasinya

dengan fekunditas, pertumbuhan dan status bioenerjetik dari organisme


yang terkena dampak. Oleh karena itu, gangguan dalam fungsi sub-seluler

dapat berdampak pada kebugaran dan kesehatan ikan ataun organisme

akuatik lainnya, dan pada akhirnya dapat diterjemahkan sebagai dampak

pada populasi dan komunitas.

3.5. Dampak bagi Populasi dan Komunitas

Salah satu tujuan utama dari ekotoksikologi adalah deteksi dan

pencegahan dampak pencemaran pada struktur dan fungsi populasi.

Dampak bagi struktur dan fungsi populasi dapat ditentukan melalui

pengumpulan data-data empiris atau dari hasil simulasi menggunakan

model-model populasi (Albers et al., 2000). Untuk kasus data empirik,

dilakukan sampel dari populasi alami untuk menentukan dampak bahan

pencemar lingkungan terdapat kerapatan, kelimpahan atau biomassa

organisme. Nilai-nilai yang diperoleh dari populasi yang terkontaminasi

kemudian dibandingkan dengan populasi referensi (tanpa sejarah

terkontaminasi), untuk menentukan dampak suatu pencemaran. Dampak

tersebut dapat dimanifestasikan sebagai perubahan dalam struktur umur

atau rasio seks yang dapat mempengaruhi potensi reproduksi dari suatu

populasi. Struktur umur populasi (jumlah relatif individu untuk setiap

kelas umur) dapat memberikan indikasi dari suatu dampak pencemaran,

seperti kegagalan reproduksi atau gangguan dalam rekrutmen juvenil

dalam suatu populasi (Hesthagen et al., 1996). Pola respon populasi

terhadap bahan pencemar juga dapat memberikan informasi tentang

mekanisme dampak pada populasi, misalnya dalam hal perubahan laju

mortalitas pada individu dewasa, rekrutmen juvenil, ketersediaan bahan

makanan, dsbnya.

Sebaliknya, dampak bahan pencemar pada populasi dapat diprediksi

atau disimulasi menggunakan model matematika. Model ini menggunakan

data empirik seperti kelimpahan, sebaran umur, fekunditas dan mortalitas

usia-tertentu untuk dapat memprediksi dampak pemaparan terhadap

bahan pencemar pada kelimpahan individu dan perubahan populasi

(berkembang atau menurun). Data empiris dikoleksi dari organisme yang

dipelihara dalam laboratorium atau dari populasi alami, dan parameter


populasi dihitung menggunakan aljabar linier atau aljabar matriks. Model

lainnya menggunakan hasil uji toksisitas laboratorium yang

dikombinasikan dengan parameter populasi untuk dapat memprediksi

dampak bahan pencemar pada populasi (Barnthouse et al., 1990). Juga

terdapat model yang menggunakan parameter-parameter fisiologis dan

tingkah laku dari individu spesies untuk memprediksi dampak bahan

pencemar pada populasi (DeAngelis et al., 1990).

Dampak pada beberapa populasi pada akhirnya dapat

dimanifestasikan sebagai dampak pada komunitas, sebab sesuai

definisinya, komunitas adalah kumpulan dari beberapa populasi yang

saling berinteraksi. Bahan pencemar lingkungan dapat memberikan

dampak pada struktur komunitas dan interaksi antar spesies

penyusunnya. Contoh, diketahui bahwa pemaparan pada bahan kimia

dapat menyebabkan penurunan keragaman komunitas (jumlah relatif

spesies) dan perubahan dalam komposisi komunitas (Hartwell et al., 1997

; Beltman et al., 1999). Demikian juga dengan struktur trofik pada

komunitas ikan dan avertebrata juga dipengaruhi oleh pemaparan bahan

kimia anthropogenik (Paller et al., 1997). Struktur trofik dari komunitas

terkait erat dengan kelimpahan relatif dari spesies memakan berbagai

jenis makanan (piscivora, omnivora, detrivora, insektivora, dsbnya).

Perubahan-perubahan dalam komposisi spesies/trofik dapat terjadi

melalui beberapa mekanisme langsung maupun tak langsung. Dampak

langsung terjadi karena menghilangnya beberapa spesies sebagai akibat

dari meningkatnya kematian atau gagalnya reproduksi akibat

pencemaran. Dalam kondisi seperti ini, komunitasakan didominasi oleh

spesies yang tidak terlalu dipengaruhi oleh pemaparan terhadap bahan

pencemar. Hal ini merupakan fenomena dasar yang dikenal sebagai

komunitas toleran terhadap pencemaran atau PICT (pollution-induced

community tolerance) (Blanck and Wangberg, 1988), dimana komunitas

alga menjadi lebih toleran terhadap pencemaran sejalan dengan

menghilangnya spesies-spesies yang sensitif yang kemudian digantikan

dengan spesies yang lebih toleran/resilient species (Allen and Otis, 1998).


Sedang mekanisme tidak langsung yang berdampak pada struktur

komunitas dapat dilihat dari contoh klasik dari suatu spesies yang dapat

menghilang dari komunitas karena organisme makanannya punah akibat

pemaparan terhadap bahan pencemar. Dampak tak langsung juga dapat

dilihat dari perubahan dinamika interaksi antar spesies, misalnya pada

pola hubungan mangsa-predator. Demikian juga, jika terdapat perbedaan

dalam sensitifitas relatif terhadap suatu bahan pencemar antar spesies

yang berkompetisi, maka bahan pencemar lingkungan akan memberikan

peluang bagi salah satu spesies tersebut, yang pada gilirannya akan

membuat punahnya spesies yang kurang toleran. Oleh karena itu, semakin

sensitif suatu spesies akan membuatnya tidak mampu beradaptasi

terhadap stressor dan akan mengalami kepunahan. Sedang spesies yang

secara genetis lebih mampu beradaptasi terhadap berbagai jenis stressor

akan menggantikan spesies sensitif. Beragam jenis gangguan pada

struktur dan dinamika komunitas pada akhirnya akan menjadi penentu

bagi stabilitas, keberlanjutan dan produktifitas dari ekosistem-ekosistem

yang terkena dampak.

3.6. Interaksi Bahan Kimia dan Stressor Lingkungan

Pokok bahasan disini adalah bagaimana memahami dampak

interaktif dari pemaparan terhadap beragam jenis bahan pencemar

(multiple contaminants) dan interaksi antara bahan pencemar dan

stressor alamiah (mis. nutrisi, penyakit, predasi, iklim, kualitas air,

dsbnya). Bisa jadi, stressor alamiah yang paling banyak dihadapi oleh

organisme di alam bebas adalah terbatasnya bahan makanan/nutrisi.

Karena telah banyak kasus ditemukan bahwa respon biomarker dan

sebaran bahan pencemar pada jaringan tubuh ikan dipengaruhi oleh

status nutrisi akibat kurang makan/kelaparan. Demikian juga dengan

interaksi antara suhu perairan dan pemaparan pada bahan kimia: pada

ikan dan avertebrata perairan yang bersifat poikilotherm, laju

metabolismenya sangat tergantung pada kondisi suhu, sehingga toksisitas,

akumulasi dan metabolisme bahan pencemar perairan dapat dipengaruhi

oleh suhu perairan (van Wezel and Jonker, 1998). Variabel lingkungan


perairan lainnnya seperti salinitas dan pH juga diketahui mempengaruhi

tingkat asupan dan toksisitas dari beberapa bahan kimia perairan

(Norrgren et al., 1991; Hall and Anderson, 1995).

3.7. Transfer Bahan Pencemar melalui Level Trofik

Walaupun pemaparan terhadap bahan pencemar dapat terjadi

melalui ingesti, kontak dengan kulit atau melalui aliran air ke dalam

insang, pemaparan dapat secara signifikan terjadi melalui transport rantai

makanan. Tergantung pada sifat-sifat khas suatu bahan kimia, bahan

kimia pencemar dapat terakumulasi baik dalam jaringan lunak ataupun

jaringan keras dari organisme mangsa. Suatu spesies dapat saja tidak

terpapar pada kondisi perairan tercemar, namun dapat menjadi terpapar

terhadap bahan kimia melalui ingesti organisme mangsa yang

dimakannya, yang selanjutnya menyebabkan proses akumulasi atau

magnifikasi dari suatu bahan pencemar ke level trofik yang lebih tinggi.

Hal ini banyak ditemukan dalam konteks bahan pencemar organoklorin

dan logam berat, yang kebanyakan sifatnya sangat merusak terutama

pada spesies sensitif, dan organisme mangsa yang merupakan bahan

makanan utamanya (Beyer and Cromartie, 1987). Sejalan dengan

pergerakan bahan pencemar melalui rantai makanan, bahan-bahan

pencemar tersebut dapat mengalami translokasi dari sumber masuknya.

Individu-individu yang bermigrasi mampu mengangkut bahan-bahan

pencemar hingga jarak yang sangat jauh (misal: HgCH3+ dalam ikan tuna),

yang dapat menjadi potensi pemaparan bagi organisme lain (misalnya:

manusia) yang tidak pernah berada atau bersentuhan dengan lingkungan

yang tercemar oleh merkuri (Braestrup et al., 1984).

3.8. Penilaian Resiko Ekologis

Resiko adalah kondisi paling mungkin untuk terwujudnya suatu

ancaman bahaya. Resiko juga dapat digambarkan sebagai besaran bahaya

yang diperkirakan/kemungkinan terjadi yang terkait dengan suatu aksi.

Resiko dapat berupa atribut yang meningkat seiring dengan terjadinya

suatu pemaparan. Sedangkan resiko relatif digunakan untuk


menggambarkan rasio antara individu yang terpapar dengan individu

yang tidak terpapar.

Sejalan dengan perkembangan toksikologi lingkungan, maka

kebutuhan untuk dapat secara tepat melakukan penilaian dan kuantifikasi

terhadap dampak bahan kimia toksik pada organisme, populasi dan

komunitasnya di dalam suatu ekosistem, semakin meningkat. Teknik-

teknik awal yang tersedia untuk melakukan penilaian resiko,

menggunakan kriteria dan pendekatan kesehatan manusia, dirasakan

tidak memadai untuk sistem ekologis. Untuk alasan ini Badan

Perlindungan Lingkungan Amerika Serikat (US.EPA), mengeluarkan suatu

kerangka dasar untuk kepentingan pelaksanaan suatu penilaian resiko

lingkungan pada tahun 1992, yang kemudian dikembangkan dan

dimodifikasi pada tahun 1998 (US.EPA, 1998), untuk lebih memungkinkan

dilakukannya penilaian dampak dari bahan kimia toksik dan stressor

lainnya dalam suatu sistem ekologis. Penilaian resiko berdasarkan US.EPA

menggunakan proses yang terdiri dari tahap untuk kuantifikasi sistematis

kemungkinan terdapatnya resiko lingkungan dan kesehatan manusia

(Gambar-18).


Gambar-16. Prinsip Dasar dalam Penilaian Resiko (US.EPA, 1998).

Karakterisasi Resiko

€ Karakterisasi potensi terjadinya gangguan kesehatan (resiko

kanker, non-kanker) sebagai ancaman yang dapat terjadi

€ Evaluasi segala ketidakpastian

€ Buat simpulan dari informasi resiko.

Penilaian Paparan (Exposure)

€ Analisa pelepasan bahan pencemar

€ Identifikasi populasi yang terpapar

€ Identifikasi potensi jalur pemaparan

€ Estimasi konsentrasi pemaparan untuk setiap jalur.

€ Estimasi asupan bahan pencemar untuk setiap jalur

Penilaian Toksisitas

€ Kumpulkan Data/ informasi Toksisitas Kualitatif

dan Kuantitatif

€ Tentukan Nilai Toksisitasnya, masing-masing.

Koleksi dan Evaluasi Data

€ Pengumpulan dan analisa data lapangan relevan.

€ Identifikasi Bahan Kimia berpotensi Toksik.


Koleksi dan evaluasi data terutama ditujukan untuk pemerolehan

data yang dibutuhkan dari lingkungan guna mengidentifikasi bahan

pencemar potensial (COPC : contaminants of potential concern) dan

mendukung kalkulasi nilai konsentrasi pemaparan dalam penilaian

pemaparan. Data dapat diperoleh dari hasil pengambilan contoh/sampel

di lapangan, khususnya pada lokasi-lokasi yang dicurigai mengandung

bahan kimia pencemar serta dari sampel acuan (reference samples)

dengan latar belakang konsentrasi bahan kimia yang dianggap mewakili

lokasi yang dicurigai tersebut. Dari hasil evaluasi ini simpulan sementara

tentang jenis bahan kimia yang terdapat pada media sampel dan berapa

konsentrasinya.

Dalam penilaian pemaparan lingkungan, data lokasi dievaluasi

untuk memperkirakan konsentrasi pada titik-titik pemaparan khususnya

COPC dalam berbagai media dan lokasi sampling. Kombinasi dari jalur

pemaparan dan reseptor dimana resiko dapat dikuantifikasi agar

dijelaskan secara khusus. Hal ini karena jalur pemaparan akan

menjelaskan hubungan antara sumber bahan kimia dan titik pemaparan.

Asupan konsentrasi bahan kimia lalu dihitung sebagai fungsi dari

konsentrasi bahan kimia di dalam lingkungan, karakteristik dan perilaku

dari individu-individu organisme yang berpotensi untuk terpapar, dan

kondisi atau jenis dampak yang seringkali berasosiasi/terkait dengan

bahan kimia tertentu. Dalam melakukan penilaian pemaparan lingkungan

hal-hal yang harus diperhatikan, antara lain: siklus hidup bahan kimia

(mulai saat diproduksi, digunakan, didaur ulang dan dibuang),

kompartemen lingkungan yang menjadi target dan estimasi konsentrasi

lingkungan dari bahan kimia pencemar. Namun kriteria terpenting dari

suatu bahan kimia adalah maksud penggunaannya, misalnya untuk: bahan

dasar cat, campuran pestisida, additif plastik, dsbnya. Kesemuanya akan

memudahkan dalam mengidentifikasi kompartemen yang akan terkena

dampak.

Penilaian toksisitas dilakukan dengan menggunakan data yang

dihasilkan dari penelitian-penelitian baik menggunakan hewan dan/atau


manusia, terutama untuk mengidentifikasi dampak bagi kesehatan yang

mungkin terjadi. Untuk kebanyakan bahan kimia, dampak berbahaya

secara umum dikategorisasikan menjadi: dampak karsinogenik (memiliki

hubungan dengan timbulnya masalah kanker) atau dampak non-

karsinogenik. Khusus untuk radionuklida, dampak buruk utama yang

menjadi kekhawatiran utama adalah kanker. Oleh karena itu, dalam setiap

penilaian resiko yang dilakukan oleh EPA, hasil dari uji toksisitas bahan

kimia spesifik senantiasa dimasukkan ke dalam suatu bentuk penilaian

resiko yang memiliki slop untuk kanker dan/atau konsentrasi bahan

kimia referensinya.

Adapun dalam karakterisasi resiko, hasil penilaian toksisitas yang

mengidentifikasi level konsentrasi yang berhubungan dengan dampak

buruk yang ditimbulkan, dipadukan dengan hasil penilaian pemaparan

yang mengidentifikasi potensi konsentrasi untuk setiap jenis reseptor,

untuk kegunaan kuantifikasi potensi resiko.

Karakterisasi resiko akan memberi ketegasan tentang jenis COPC

yang memiliki potensi resiko paling besar beserta jalur pemaparan

utamanya. Salah satu aspek penting dari karakterisasi resiko adalah

analisis ketidakpastian yang menggambarkan tingkat kepercayaan dalam

hasil yang didapatkan dan penyimpangan-penyimpangan (bias) yang

diketahui. Ketidakpastian yang terkait dengan koleksi dan evaluasi data

dapat menghemat aktifitas pengumpulan sampel, persiapan dan analisis

sampel di laboratorium, serta pengolahan dan analisis data. Demikian

halnya dengan penilaian pemaparan, terdapat sejumlah potensi

ketidakpastian, seperti:

• Jalur pemaparan kronik hipotetik dalam kondisi pemanfaatan

lingkungan saat ini dan masa mendatang, adalah sebenarnya

terjadi.

• Tingkat kepercayaan dalam pendugaan konsentrasi pemaparan

rata-rata dalam berbagai media/matriks pemaparan.


• Akurasi dan/atau bias dalam setiap model deposisi dan

transportasi bahan kimia yang digunakan untuk mengestimasi

konsentrasi pemaparan pada media/matriks yang tidak disampel

atau pada waktu yang akan datang, dan

• Nilai dari parameter-parameter pemaparan yang digunakan untuk

mengkarakterisasi tingkah laku dan aktifitas reseptor.


Gambar-17. Biomarker Dampak Pemaparan Bahan Kimia Pencemar Berbahaya Pada Berbagai

Tingkatan Organisasi Makhluk Hidup (Hewan).

DDDDDDDDaaaaaaaammmmmmmmppppppppaaaaaaaakkkkkkkk LLLLLLLLiiiiiiiinnnnnnnnggggggggkkkkkkkkuuuuuuuunnnnnnnnggggggggaaaaaaaannnnnnnn

SSttrruukkttuurr ddaann FFiissiioollooggii SSeell BBaahhaann BBeerrbbaahhaayyaa

ddaallaamm LLiinnggkkuunnggaann

KKoonnsseekkuueennssii ppaaddaa PPooppuullaassii,,

KKoommuunniittaass ddaann EEkkoossiisstteemm

MMaanniiffeessttaassii PPeennyyaakkiitt

ddaann KKeemmaattiiaann

KKeerruussaakkaann SSeell

OOrrggaanniissaassii ddaann FFuunnggssii JJaarriinnggaann ddaann

OOrrggaann

SSiiggnnaall // BBiioommaarrkkeerr DDaammppaakk

FFuunnggssii OOrrggaanniissmmee ((HHeewwaann))

KKoonnddiissii PPaattoollooggiiss


Gambar-17 menunjukkan bagaimana suatu bahan kimia

berbahaya memasuki lingkungan dan menghasilkan dampak buruk dan

berbahaya, mulai dari level molekul dan sel, fungsi dan struktur jaringan

dan organ, hingga ke individu organisme untuk seterusnya mempengaruhi

populasi, komunitas dan ekosistem. Dampak pada level biokimiawi dan

seluler menjadi komponen penting dalam penelitian ekotoksikologi

dimana mekanisme aksi bahan toksik sebagai hasil interaksi awal bahan

kimia dan organisme terjadi pada permukaan atau di dalam sel. Apakah

perubahan dalam struktur dan fisiologi sel akan berkembang menjadi

dampak buruk toksisitas, bergantung pada banyak aspek, diantaranya

respon adaptif dari organisme (misal: pemompaan toksikan keluar tubuh

secara aktif, mekanisme detoksifikasi, perbaikan kerusakan sel/jaringan

atau penghindaran lokasi tercemar). Namun umumnya perubahan pada

level seluler akhirnya akan mempengaruhi parameter-parameter biologis

penting dalam populasi, seperti pertumbuhan, perkembangan, kesehatan

dan reproduksi. Toksikologi seluler memberikan konsep penting dalam

memahami proses-proses ekotoksikologi melalui elusidasi modus aksi

toksikan dan dampak toksiknya. Nilai toksisitas seluler akan semakin

bernilai tinggi jika dapat diintergrasikan dengan dampak-dampak

ekologis.

3.9. Evaluasi Ekotoksikologi dan Penilaian Resiko

Pendekatan yang paling sering dilakukan dalam mengevaluasi

dampak ekologis pada lokasi-lokasi pencemaran atau terkontaminasi

adalah dengan melakukan pemantauan lingkungan. Pada pemantauan di

lingkungan perairan, pengukuran terhadap struktur biota penghuni

umumnya meliputi kerapatan dan biomasa alga/tumbuhan air, demikian

pula makroinvertebrata benthos dan ikan. Sedang pengukuran aspek

fungsional meliputi laju asupan karbon pada alga, fotosintesis, laju

reproduksi dan pertumbuhan. Pemantauan juga dilengkapi dengan

penilaian toksisitas dari contoh air dan sedimen yang bertujuan untuk

mengestimasi potensi ekotoksikologi dari bahan pencemar dan

kemungkinan pola hubungan sebab-akibatnya. Uji toksisitas in situ


(menggunakan kurungan/cage) juga dapat dilakukan untuk mengukur

variasi dalam pemaparan dalam kondisi aktual lokasi yang mengalami

pencemaran.

Gambar-18. Bagan Alir Pelaksanaan Penilaian Resiko Lingkungan :

Ekotoksisitas vs Pemaparan Lingkungan (Ecetoc, 1993).

Penilaian resiko lingkungan yang didasari oleh uji laboratorium,

umumnya karena alasan kemudahan dalam pelaksanaannya. Ekstrapolasi

dampak toksikan dari jumlah spesies yang terbatas ke level ekosistem

secara keseluruhan adalah hal yang sulit dilakukan, namun merupakan

bagian penting dari suatu penilaian resiko lingkungan (Koller et al., 2000).

Jika hasil uji toksisitas tersedia dari jumlah spesies sangat sedikit/kurang,

maka nilai toksisitas terkecil harus dibagi dengan nilai faktor aplikasi atau

faktor keamanan (nilainya berkisar 10 – 1000), tergantung pada jumlah

spesies yang diuji, dan apakah nilai akhir berdasarkan mortalitas atau

efek akut (LC50 atau EC50), atau konsentrasi kronik tanpa dampak yang

Pemaparan Lingkungan

Deposisi dan Penyebaran

dalam Lingkungan

Prediksi Konsentrasi

Lingkungan (PEC)

Dampak Toksik

PEC/PNEC

Ekstrapolasi

Prediksi Konsentrasi

Tanpa Dampak (PNEC)


terobservasi (NOEC). Dari 248 hasil uji menggunakan 34 jenis bahan

kimia yang melibatkan model ekosistem dan uji kronik spesies tunggal,

diperoleh indikasi kuat bahwa nilai faktor aplikasi sekitar 10 akan sangat

tepat untuk digunakan dalam mengekstrapolasi nilai NOEC uji kronik

spesies tunggal terendah dalam suatu ekosistem model (Chemicals, 1997).

Sehingga konsep penilaian resiko (Gambar 18) yang menggunakan

rasio antara prediksi konsentrasi lingkungan (PEC: predicted

environmental concentration) dan prediksi konsentrasi tanpa dampak

(PNEC : predicted no-observed environmental concentration) digunakan

secara luas (Ecetoc, 1993), yang juga dikenal sebagai ratio quotient. Akan

tetapi, penilaian resiko dan potensi bahaya menggunakan uji

ekotoksikologi dengan spesies laboratorium dapat memberikan tingkat

ketidakpastian yang tinggi karena beberapa hal seperti: variasi dalam

ketersediaan biologis (bioavailabilitas) toksikan, konsentrasi bahan

pencemar dan interaksi dalam komponen-komponen penyusun senyawa.

Disamping itu, bioakumulasi dalam rantai makanan tidak diperhitungkan,

sehingga dampak pada respon populasi dan komunitas dapat saja berbeda

dengan situasi di lapangan. Selanjutnya, adaptasi terhadap bahan

pencemar dapat terjadi pada lokasi-lokasi terkontaminasi setelah periode

pemaparan panjang, yang bisa menimbulkan suatu harga ekologis yang

mahal seperti konsumsi enerji yang dapat menurunkan tingkat kebugaran

organisme (Hansen et al., 1999).

PEC adalah konsentrasi dari suatu bahan kimia yang dapat

diprediksi akan terdapat pada titik-titik pembuangan limbah cair/bahan

pencemar atau pada lokasi-lokasi terjadinya pencemaran. Pertama-tama

dihitung konsentrasi awal lingkungan (IEC: initial environment

concentration), menggunakan rumus:

IEC = E x 100-P��

Vo x 100

dimana:

E = laju emisi (mg/hari) untuk setiap titik pembuangan


P = % yang hilang dari pengolahan limbah atau faktor pengenceran

di lokasi buangan.

Vo = volume buangan setiap titik.

Dengan memperhitungkan faktor absorpsi, penguapan dan

biodegradasi serta menggunakan nilia Log Pow ( kisaran : 3 - 5 ) dan Log H

(kisaran : < 2-> 3 ), maka nilai PEC dapat diprediksi. Akan tetapi,

keberadaan nilai uji toksisitas tetap penting agar nilai PEC mendekati

konsentrasi sebenarnya.

Nilai PEC harus dibandingkan dengan nilai PNEC yang dapat

dihitung dari hasil penilaian dampak (uji toksisitas). PNEC dapat dihitung

dengan memasukkan nilai faktor aplikasi (≈ 10) ke dalam nilai terendah

LC50 atau EC50.

PNEC = �� ! "#50

$�%�&� '(��%�)�

Nilai tanpa dampak yang terobservasi (PNEC) bukan merupakan

nilai aman, hanya digunakan sebagai acuan bahwa di atas nilai PNEC

terdapat kemungkinan timbulnya dampak buruk bagi organisme yang

terpapar. Dalam penilaian awal dilakukan pembandingan antara nilai

pemaparan dan nilai dampak yang merupakan estimasi terhadap potensi

munculnya dampak buruk (Gambar-19).

Pemaparan (PEC) : Dampak (PNEC) > 1

Jika nilai pemaparan lebih besar dari nilai tanpa dampak, maka

bahan kimia dapat dikategorikan memiliki potensi untuk dapat

menyebabkan timbulnya dampak buruk. Sebaliknya jika nilai pemaparan

lebih kecil dari nilai tanpa dampak, maka bahan kimia dapat dianggap

tidak memiliki potensi bahaya yang dikhawatirkan.


Gambar-19. Proses Penilaian Dampak Melalui Penetapan PNEC (Richardson, 1999).

STOP PEC/PNEC < 1

Data Eksperimen

Penetapan PNEC

YA

TDK

TDK

YA

Penilaian

Resiko PEC/PNEC < 1

Data Uji Kronik

Data Set

Data Ekosistem

Data Set

Data Uji Akut

Data Set

repository.unhas.ac.id › bitstream › handle › 123456789 › 10985 › Bagian 3.pdf?sequence=3...

Documents

Transcript of repository.unhas.ac.id › bitstream › handle › 123456789 › 10985 › Bagian 3.pdf?sequence=3...