pencemaran logam berat di laut - Repository | UNHAS
advertisement
PENCEMARAN LOGAM BERAT DI LAUT: BIOAVAILABILITAS, TOKSISITAS DAN RISIKO BIOLOGISNYA. AKBAR TAHIR Disampaikan pada upacara penerimaan Jabatan Guru Besar Tetap dalam Ilmu Toksikologi dan Pencemaran Laut pada Fakultas Ilmu Kelautan dan Perikanan Universitas Hasanuddin di depan Rapat Senat Terbuka Luar Biasa Universitas pada hari Senin, tanggal 7 Maret 2011 di Makassar UNIVERSITAS HASANUDDIN Membiarkan terjadinya tindakan yang dapat menyebabkan penderitaan pada (sesama) makhluk hidup, adakah diantara kita yang tidak akan sirna sebagai manusia? (Rachel Carson: The Silent Spring). Dedicated to My Late Beloved Grand Mother: Hj. Saenabong Bt. Lebungan BISMILLAHIR RAHMANIR RAHIM Assalamu Alaikum Wr. Wb., selamat pagi, salam sejahtera bagi kita semua. Yang terhormat, Rektor dan para Pembantu Rektor Universitas Hasanuddin, Ketua, Sekretaris dan Anggota Senat Universitas Hasanuddin, Ketua, Sekretaris dan Anggota Dewan Guru Besar, Dekan, Direktur PPS dan para Pembantu Dekan dalam lingkup Universitas Hasanuddin, Ketua Lembaga dan para Kepala Puslitbang dalam Lingkup Universitas Hasanuddin. Hadirin yang saya hormati, Puji dan syukur saya khaturkan kehadirat Allah Swt, Tuhan Yang Maha Esa, Penguasa Semesta Alam, karena atas IzinNya jualah, pada hari yang berbahagia ini saya dapat berdiri di mimbar akademik yang penuh kehormatan ini guna menyampaikan Pidato Penerimaan Jabatan saya sebagai Guru Besar Tetap pada Fakultas Ilmu Kelautan dan Perikanan Universitas Hasanuddin. Izinkan saya membacakan Orasi Ilmiah dengan judul: PENCEMARAN LOGAM BERAT DI LAUT: BIOAVAILABILITAS, TOKSISITAS DAN RISIKO BIOLOGISNYA. Hadirin yang saya hormati, Kualitas lingkungan laut dipengaruhi oleh sejumlah faktor, baik alami maupun hasil aktifitas manusia, yang dapat menghasilkan dampak tidak menyenangkan pada kesehatan manusia, keberadaan flora dan fauna, dan lingkungan laut secara umum. Faktor-faktor ini umumnya dikenal sebagai ‘bio-hazard’ yang dapat bersifat endogenous (dari lingkungan laut itu sendiri), maupun eksogenous (dari aliran sungai ataupun aliran dari daratan atau run-off atau sebagai hasil erosi garis pantai). Oleh karena itu, salah satu tujuan dari komunitas kelautan adalah untuk dapat secara cepat mendeteksi bahan-bahan dan/atau organisme berbahaya serta memantau parameter-parameter terkait di lingkungan laut, guna lebih meningkatkan pemahaman terhadap proses-proses penting dalam rangka mempersiapkan tindakan-tindakan pencegahan dan mitigasi terhadap berbagai dampak buruk (resiko bahaya) yang dapat timbul. Bahan pencemar lingkungan dari berbagai sumber mengkontaminasi air, tanah dan udara, memperhadapkan manusia dan lingkungan kepada berbagai macam resiko yang seringkali menjadi pendorong bagi masyarakat untuk melakukan aksi menentang pengembangan industri. Di seluruh dunia, ribuan jenis bahan kimia secara serius mengancam kesehatan manusia dan ekosistem. Khusus untuk negara-negara miskin dan berkembang seperti Indonesia, penduduknya menghadapi resiko yang lebih tinggi disebabkan oleh kurangnya pengetahuan dan pemahaman, kurangnya aturan yang berpihak kepada rakyat, lemahnya penegakan hukum serta terdapatnya kendala permodalan dalam mengakses teknologi bersih (cleaner technologies). Kesemuanya membuat kebanyakan anggota masyarakat di negara-negara berkembang dan miskin menjadi tidak mampu melindungi diri dari resiko dampak bahan-bahan pencemar berbahaya. • Masalah Pencemaran Di Lingkungan Laut UE dan AS telah menetapkan bahan-bahan kimia prioritas yang memiliki resiko pada atau melalui lingkungan perairan laut, adalah logam toksik, bahan pencemar organik seperti hidrokarbon persisten, senyawa organoklorin dan pestisida, serta senyawa organometalik. Pengelompokan lebih lanjut dari bahan-bahan kimia tersebut adalah: logam berat (Cd, Hg, Pb, Cu dan radio nuklida), petroleum hydrocarbons (termasuk PAHs minyak) yang tersebar dalam kolom air atau air permukaan, POPs seperti polychlorinated biphenyls (PCBs), tributyltin (TBT), pestisida organo fosfat, dioxin dan furan, demikian juga dengan nutrien (nitrat, ammonia, P dan N) yang dapat menjadi penyebab terjadinya eutrofikasi (GESAMP, 1990). Golongan bahan pencemar lain yang juga menjadi fokus perhatian saat ini adalah hormon-hormon seperti estradiol, esterone dan ethinylestradiol, yang sebagian besar berasal dari hormon limbah peternakan yang diberikan untuk meningkatkan pertumbuhan, produksi susu atau produksi daging ternak, serta limbah manusia seperti penggunaan hormon KB. Tingginya konsentrasi hormon ini dalam lingkungan perairan menyebabkan kelainan-kelainan dalam perkembangan organisme laut seperti perubahan seksual pada ikan (Christiansen et al., 2002). Lingkungan laut (termasuk estuaria) dengan kualitas air yang tinggi menjadi faktor penentu utama dalam menjaga kondisi kesehatan manusia dan ekosistem sebagai penyedia sumberdaya (hayati, nir-hayati, dan jasa-jasa lingkungan). Akan tetapi, sejalan dengan perkembangan jumlah buangan bahan kimia baik dari industri manufaktur dan pertanian, input atmosfir, aktifitas pertambangan serta pembuangan limbah secara langsung, menjadikan lingkungan perairan dipenuhi oleh bahan-bahan kimia toksik, termasuk logam berat. Logam-logam berat terpenting dalam konteks pencemaran perairan adalah: Zn, Cu, Pb, Cd, Hg, Ni dan Cr. Walaupun beberapa dari jenis logam berat ini (mis. Cu, Ni, Cr and Zn) bersifat esensial bagi organisme perairan, namun dapat menjadi toksik bila konsentrasinya tinggi. Selebihnya, seperti Pb, Hg dan Cd tidak memiliki fungsi dalam sistem biologis dan merupakan elemen yang bersifat sangat toksik bagi organisme. Input antropogenik bahan-bahan kimia pencemar logam berat ke lingkungan laut semakin meningkat dalam beberapa dekade terakhir. Bahan-bahan pencemar tersebut memiliki kecenderungan untuk terakumulasi pada sedimen di bagian dasar perairan. Sehingga tidak mengherankan apabila pada lingkungan pelabuhan atau wilayah pesisir dari suatu kawasan industri yang menerima input secara terus-menerus akan memiliki sedimen dengan konsentrasi tinggi dari bahan pencemar logam berat. Kondisi ini yang semakin meningkatkan kekhawatiran terhadap timbulnya dampak ekologis yang berasosiasi dengan kualitas sedimen yang terkontaminasi dengan bahan-bahan pencemar logam berat. Kekhawatiran terutama terfokus pada dampak toksik dan potensi bioakumulasi logam-logam berat terhadap biota yang terpapar pada sedimen yang terkontaminasi. Ketersediaan biologis (bioavailabilitas) logam berat bagi biomasa dari suatu area yang tercemar merupakan inti dari kekhawatiran kita, baik dalam hal potensi dampak pada ekosistem maupun pada potensi dampak terhadap gangguan kesehatan pada manusia sebagai pemanfaat sumber daya dan jasa lingkungan yang disediakan oleh ekosistem. • Karakteristik Logam Berat Logam berat didefinisikan sebagai sekelompok logam yang memiliki nilai gravitasi spesifik antara 4,5 (Ti) hingga 22,5 (Os) (Lapedes, 1974). Logam berat seperti Kadmium (Cd), Merkuri (Hg), Timbel (Pb), Tembaga (Cu) dan Seng (Zn) dianggap sebagai bahan pencemar ‘serius’ oleh karena sifat toksik yang dimiliki dengan kecenderungan untuk masuk ke dalam sistem rantai makanan (food chain) dan kemampuan untuk tetap berada (residence time) dalam suatu lingkungan untuk waktu yang lama. Walaupun terdapat variasi dalam istilah logam berat, namun oleh IUPAC (International Union For Pure And Applied Chemistry) secara umum disepakati bahwa penggunaan istilah ‘logam berat’ (heavy metals) terkait erat dengan konotasi toksisitas yang dimilikinya (Ansari et al., 2004). Oleh karena sedimen dasar perairan berfungsi sebagai reservoir bagi logam berat, maka sedimen perairan mutlak untuk dijadikan sebagai subyek utama dalam melakukan perencanaan dan disain riset mengenai pencemaran logam berat di lingkungan perairan. Peningkatan konsentrasi logam berat di wilayah pesisir dan lautan terjadi sejak era revolusi industri di abad XIX dan secara pasti terus meningkat seiring dengan perkembangan populasi yang mendiami wilayah pesisir, industrialisasi serta berbagai aktifitas manusia seperti pengerukan kawasan pelabuhan (dredging) dan pariwisata. Keberadaan, distribusi dan potensi akumulasi logam berat di lingkungan perairan, termasuk laut, dipengaruhi oleh banyak faktor seperti pengayaan dari limbah lokal, suhu, salinitas dan sifat-sifat fisika-kimiawi dari logam itu sendiri (Hirose, 2006). Hasil studi tentang pencemaran logam berat pada sedimen laut di Indonesia telah dikompilasi oleh Arifin (2004). Studi yang dilakukan di wilayah-wilayah pesisir Jakarta, Surabaya, Semarang, Muara Sungai Siak (Pekanbaru), Manado, Ambon dan Mamberamo (Papua) menunjukkan peningkatan drastis konsentrasi logam berat pada sedimen laut, antara tahun 1993-2003. Jenis-jenis logam yang dipantau (Pb, Cd, Cu dan Zn) menunjukkan konsentrasi yang >10x lebih tinggi pada sedimen di wilayah Indonesia Bagian Barat dibanding dengan konsentrasinya pada sedimen di wilayah Indonesia Bagian Timur. Hal ini, terutama dengan logam Pb, sangat erat terkait dengan perbedaan kepadatan populasi dan laju industrialisasi di kedua wilayah tersebut. Bahan pencemar logam berat (baik dalam bentuk terlarut maupun dalam bentuk partikulat) yang masuk ke dalam lingkungan laut pada akhirnya akan menetap pada bagian dasar perairan. Kation logam yang terlarut akan diendapkan oleh anion-anion seperti sulfat, klorida, fluorida, bikarbonat/karbonat yang terdapat di dalam air laut. Interaksi antara elemen logam terlarut dengan partikel tersuspensi di dalam air laut merupakan mekanisme utama dari pola distribusi dan konsentrasi logam berat yang diamati. Whitfield dan Turner (1987) mengemukakan 3 pola utama penyebaran elemenelemen logam berdasarkan interaksi biogeokimiawinya dengan partikel terlarut. Elemenelemen tersebut dikenal sebagai: (a). konservatif (sulit terurai) seperti: Cs+ dan Tl+ memiliki tingkat interaksi lemah dengan partikel, masa menetapnya > 105 tahun, (b). daur ulang (recycled): seperti Cd, Cr, Ni dan Zn yang terlibat dalam siklus internal dari partikel biologis dengan kecenderungan konsentrasi meningkat di bagian kedalaman dan menurun di bagian permukaan perairan dengan masa menetap 103 hingga 105 tahun, dan (c) mengalami peluruhan (scavenged), seperti: Co, Al, Pb, Hg dan Mn yang masa menetapnya < 103 tahun karena tingkat interaksi yang kuat dengan partikel terlarut. Bentuk logam terpresipitasi ini memiliki daya larut yang rendah pada pH air permukaan (8,1 - 8,3) dan pH kolom air (7,6 - 8,1). Perbedaan daya larut logam-logam pada pH air laut yang berbeda, tersaji pada gambar berikut. Gambar 1. Daya larut logam berat pada pH air laut berbeda (Ansari et al., 2004). • Bioavailabilitas Logam Berat Di Lingkungan Laut Ketersediaan biologis (bioavailability) logam berat adalah hal penting dan sangat menarik perhatian dalam konteks pencemaran di wilayah pesisir dan laut, yang merupakan porsi dari konsentrasi atau kuantitas totalnya di dalam lingkungan perairan atau porsi dari bahan pencemar logam berat yang berpotensi tersedia bagi suatu aksi biologis seperti diasup oleh suatu organisme. Oleh karena itu, terminologi bioavailabilitas melibatkan sifat-sifat bahan kimia, spesiasi bahan kimia di lingkungan serta tingkah laku dan fisiologi organisme. Secara umum konsentrasi logam berat di dalam sedimen lebih tinggi sekitar 3-10 kali dari konsentrasi di kolom air sekitarnya, karena logam berat yang tersedia untuk diasup (uptake) oleh organisme hanya merupakan konsentrasi yang sangat kecil. Bryan dan Langston (1992) melaporkan konsentrasi dan bioavailabilitas logam berat pada sedimen wilayah estuaria Mercey di Inggris dipengaruhi oleh beberapa proses, yaitu: (a). Mobilisasi logam pada air interstitial dan spesiasi kimiawinya, (b). Transformasi logam (mis. methylasi) termasuk As, Hg, Pb dan Sn, (c). Kompetisi diantara logam-logam sedimen untuk posisi diasup oleh organisme (mis. Ag dan Cu atau Zn dan Cd), dan (d). Pengaruh perturbasi biologi, salinitas, reaksi redoks atau pH pada proses-proses ini. Bioavailabilitas logam berat dipengaruhi oleh sejumlah faktor yang saling terkait secara kompleks, yaitu: sifat-sifat fisika-kimia logam dan sedimen, serta strategi biologis dari organisme yang terlibat. Secara umum, strategi yang digunakan oleh organisme dalam menghadapi dampak toksik dari elemen-elemen logam berat dikenal sebagai ‘regulator’ yakni organisme yang memiliki nilai asupan bersih logam berat rendah karena memiliki mekanisme eksklusi dan ekskresi efisien, dan ‘non-regulator’ yang mengakumulasi logam berat dalam konsentrasi tinggi dan memiliki kapasitas untuk menumpuk elemen logam dalam bentuk-bentuk tidak toksik (detoxified) di dalam jaringan tubuhnya, seperti mengikatnya dalam protein ‘metallothionein’ atau granula korpuskel pada intestin atau jaringan lunak/adiposa lainnya (Philips, 1981; Depledge and Rainbow, 1990). Estimasi bioavailabilitas logam berat dari sedimen yang tercemar merupakan aspek penting dalam ekotoksikologi, karena sejumlah kecil atau fraksi dari bahan pencemar dapat terabsorpsi atau terakumulasi oleh organisme laut yang pada akhirnya menimbulkan dampak buruk yang tidak diinginkan. Hal ini dapat dilakukan, antara lain, dengan mengukur konsentrasi toksikan dalam jaringan tubuh tertentu, sebagian atau seluruh tubuh lengkap dari suatu organisme bentik (Rinderhagen et al., 2000). Sederet faktor, seperti: fisika-kimia, biologi dan lingkungan, telah dilaporkan mempengaruhi laju asupan (uptake rate) dan masa tinggal (retention) logam berat pada organisme laut. Secara umum, hampir seluruh jaringan lunak pada organisme laut memiliki konsentrasi logam berat yang jauh lebih tinggi dibandingkan dengan konsentrasi pada lingkungan perairan sekitarnya. Namun tidak jarang, konsentrasi logam berat pada organisme laut sebanding dengan konsentrasi lingkungan perairan, yang membuat organisme tersebut menjadi ideal untuk digunakan sebagai bioindikator dalam studi tentang pencemaran logam berat. Faktor-faktor lain seperti sifat fisika-kimia lingkungan (mis. suhu, pH dan salinitas) serta interaksi antara logam berat satu dengan lainnya diketahui mempengaruhi laju asupan logam berat pada organisme di lingkungan laut. Gambar 2. Peranan ketersediaan biologis (bioavailabilitas) toksisitas logam berat pada organisme laut. terhadap • Bioavailabilitas Dan Toksisitas Logam Berat Toksisitas logam berat ditentukan oleh sejumlah faktor seperti : (a) spesiasi bahan kimia apakah dalam bentuk ion bebas atau molekul organometalik yang terdistribusi dalam bentuk terlarut atau partikulat, (b) keberadaan toksikan logam berat lain yang dapat bersifat mengurangi (antagonis) atau meningkatkan (sinergis) sifat toksik dari masingmasing elemen, (c) kondisi lingkungan (suhu, pH, salinitas dan oksigen terlarut) yang mempengaruhi aktifitas fisiologi dan metabolisme organisme laut, yang dapat menjadikan mereka lebih rentan atau resisten terhadap pengaruh toksik elemen logam berat, (d) kondisi organisme (mis. ukuran, usia, jenis kelamin, status gizi, reproduksi) yang mempengaruhi sensitifitasnya terhadap toksikan logam berat, dan (e) adaptasi organisme terhadap elemen logam berat yang terabsorpsi terkait dengan mekanisme detoksifikasi pada organsime, yang meliputi : (i) disimpan dalam sel-sel terspesialisasi seperti amibocyte pada Oyster untuk penyimpanan logam-logam Cu dan Zn, (ii) terblok oleh molekul protein-thio berberat molekul rendah antara 600 - 7000 (Metallothionein) melalui mekanisme biosintesis yang dihasilkannya, seperti pada logam-logam Ag, Au, Cd, Cu, Hg dan Zn pada moluska, krustase dan mammalia, serta (iii) ter-immobilisasi oleh senyawa-senyawa stabil yang disusun dari keberadaan elemen-elemen antagonistik seperti Hg dan Sn yang membentuk senyawa merkuri selenida seperti yang ditemukan pada ikan tuna (Alzieu, 1998; Acker et al., 2005). Penentuan dampak biologis signifikan dari logam berat pada sedimen dalam suatu lingkungan perairan merupakan masalah kompleks. Hal ini terutama disebabkan karena kebanyakan organisme perairan berinteraksi pada kedua fase logam berat (terlarut dan partikulat), sehingga akumulasi dapat terjadi secara langsung, baik dari fase terlarut atau fase solid. Pengasupan dari salah satu kedua fase tersebut banyak dipengaruhi oleh faktor-faktor fisika-kimia, baik pada fase cair atau fase padat. Oleh karena itu, bioavailabilitas dan toksisitas logam berat bersifat independen, baik dari konsentrasi total pada air maupun terhadap konsentrasi total pada sedimen (Gambar 2). Namun kekuatan daya ikat logam pada padatan (terlarut atau sedimen) merupakan hal yang paling mempengaruhi ketersediaan logam bagi organisme. Semakin lemah daya ikat logam berat, maka semakin besar porsinya yang bioavailable. Manakala logam membentuk ikatan senyawa gabungan, maka ketersediaan dan toksisitas kebanyakan logam akan semakin menurun, walaupun ada beberapa jenis logam tertentu yang menunjukkan peningkatan. Beberapa peneliti menemukan korelasi antara bioavailabilitas dengan ekstraksi logam berat dari sedimen terhadap bioakumulasinya pada hewan bentik terutama dipengaruhi oleh konsentrasi oksida besi, bahan organik dan fase-fase geokimia logam berat tertentu yang terkait dengannya. Yang dan Shang (1999) mengevaluasi sumbangsih spesiasi pada bioavailabilitas (melalui penggabungan data lapangan dan data laboratorium) menggunakan regresi linier berganda untuk melihat laju asupan logam berat Cu dan Cd pada siput laut, menemukan bahwa ion-exchangeable dan ikatan pada senyawa karbonat-lah yang paling besar sumbangsihnya (dari berbagai bentuk spesiasi dan asupan logam berat) dengan nilai 105 kali lebih besar dibandingkan dengan bentuk spesiasi residu pada sedimen. 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 kationkation 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 dapat secara langsung memutus ikatan metal-sulfida. • Toksisitas Logam Berat Pada Sedimen Laut Sedimen merupakan habitat bagi sejumlah organisme dasar perairan (benthos) dan juga merupakan tempat menumpuknya berbagai jenis bahan kimia pencemar persisten yang masuk ke perairan laut. Sebagai konsekuensinya, kebanyakan limbah bahan kimia hasil aktifitas manusia, termasuk bahan organik dan anorganik toksik, pada gilirannya akan terakumulasi di sedimen, menjadikan konsentrasi bahan pencemar di sedimen beberapa kali lebih besar dibandingkan dengan konsentrasinya pada air permukaan. Partisi atau sorpsi dari suatu senyawa antara kolom air dan sedimen bergantung pada banyak faktor, termasuk : kelarutan dalam air, pH, redoks, daya ikat pada sedimen untuk karbon organik dan karbon organik terlarut, ukuran butiran sedimen, mineral penyusun sedimen (oksida-oksida besi, mangan dan aluminium), serta jumlah asam sulfat di sedimen. Walaupun beberapa jenis bahan kimia memiliki daya ikat kuat pada sedimen, senyawa-senyawa tersebut masih dapat menyebabkan toksisitas langsung pada biota. Oleh karena itu, sedimen yang terkontaminasi bahan pencemar dapat secara langsung bersifat toksik pada organisme perairan atau dapat menjadi sumber bahan pencemar yang akan mengalami bioakumulasi dalam sistem rantai makanan (food chain). Sejumlah logam berat bersifat sangat toksik setelah berinteraksi dengan senyawasenyawa biokimia mengandung sulfur, seperti protein dan enzim. Hal ini karena kebanyakan logam bersifat asam lemah yang dapat berinteraksi secara kuat dengan basa lemah seperti sulfur. Dalam konteks toksisitas logam pada sedimen, hal ini terkait dengan sifat sedimen yang sangat heterogen, baik dari aspek fisik, kimiawi maupun biologisnya, serta pelibatan beberapa tahapan dekomposisi atau sintesis dari bahan organik, padatan mineral dan bahan-bahan anorganik biogenik. Oleh Knezovich et al. (1987) dan Di Toro et al. (1991), telah diidentifikasi 4 komponen utama dari sedimen, yaitu: (1). Bagian terbesar (> 50% dari volume sedimen) adalah air interstitial yang melingkupi partikel sedimen, (2). Bagian terbesar kedua terdiri atas fase-fase anorganik termasuk fragmen cadas dan mineral, yang mengendalikan bioavailabilitas kebanyakan logam divalent, (3). Bahan organik yang menempati proporsi kecil pada sedimen, yang mengendalikan sorpsi dan bioavailabilitas dari beberapa bahan pencemar organik non-ionik, dan (4). Terdiri atas bahan-bahan pencemar lainnya yang dihasilkan dari hasil aktifitas manusia. • Pergerakan, Deposisi Dan Pemaparan Logam Berat Untuk kepentingan karakterisasi tingkah laku bahan kimia, maka perlu untuk mengukur konsentrasi bahan kimia pada kompartemen-kompartemen lingkungan yang berbeda (yaitu: udara/atmosfir, air/hidrosfir, sedimen/litosfir dan organisme/biosfir), memahami pergerakan dan transportasi bahan kimia di dalam dan di antara kompartemen- kompartemen tersebut, serta terus mengikuti keberadaan bahan kimia hingga mengalami metabolisme, degradasi, disimpan dan terkonsentrasi dalam setiap kompartemen tersebut. 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 suatu lingkungan (intraphase) maupun di antara 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 adalah melalui proses-proses: pelepasan bahan kimia ke dalam suatu kompartemen, 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 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 dapat menimbulkan suatu dampak. Oleh karena itu, dinamika bahan kimia (chemodynamics) adalah mekanisme 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 seluruhnya dapat dianut, namun pendekatan ini relatif gamblang dan mudah untuk diaplikasi. Demikian pula, walaupun transportasi intraphase bahan kimia sangat mudah diprediksi menggunakan asumsi keseimbangan termodinamika, namun kemungkinan akurasi terbaik adalah dengan menggunakan model steadystate/dynamic equilibrium. Reaksi-reaksi biotik dan abiotik yang terjadi dalam suatu kompartemen/fase, menghasilkan perubahan signifikan dalam sifat-sifat kimia dan fisik dari senyawa, seperti sifat-sifat oksidatif, lipofilisitas dan volatilitas. Kombinasi dari pendekatan-pendekatan tersebut 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, mengeliminasi, atau dalam beberapa kasus bahkan meningkatkan toksisitas suatu bahan kimia. • Tingkah Laku Bahan Kimia Fase Tunggal (Single-phase Chemical Behavior) Sekali bahan kimia sintetis memasuki lingkungan, maka secepatnya akan beraksi dan terutama dipengaruhi oleh kekuatan-kekuatan alami (natural forces). 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. Pergerakan intraphase bahan kimia terdiri atas transfer biomasa, 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 suatu maupun di antara 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: (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 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 relatif terhadap udara, suhu udara, pemisahan molekul saat terjadi benturan dan 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. Pengadukan 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, 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 diisi oleh gas dan larutan. Pergerakan bahan kimia di dalam sedimen terjadi melalui proses difusi melalui larutan tersebut, atau bergerak melalui celahcelah di antara 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. Hal ini disebabkan oleh perbedaan kerapatan dan keragaman mikroorganisme yang sangat tinggi di 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 satu fase dalam kondisi kesetimbangan dapat dikalkulasi dengan persamaan : Ri = [ Miki ] dimana: Mi : jumlah mole dalam kompartemen i dan ki: konstanta dari jumlah laju persebaran bahan kimia dalam kompartemen i. Konsentrasi bahan kimia di dalam air pada kondisi kesetimbangan dapat diestimasi dengan persamaan berikut: 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 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 10 7 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 10 3/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. • Ancaman Logam Berat Pada Kesehatan Manusia Pada sistem perairan laut (termasuk estuaria), logam-logam berat yang sangat mengkhawatirkan adalah Cu, Zn, Cd, Hg dan Pb. Unsur-unsur ini bersifat toksik pada organisme bila konsentrasinya berada di atas konsentrasi acuan terendah (threshold). Jenis-jenis logam lain yang cukup mengkhawatirkan dampaknya pada perairan laut adalah Cr, Ag, Al, As, Sn dan antimony (logam yang digunakan sebagai pelindung kebakaran). Hal ini terutama disebabkan oleh karena kebanyakan logam berat bersifat toksin kumulatif yang memiliki dampak kuat jika terkonsumsi oleh manusia. Bahan- bahan toksik bersifat kumulatif secara pasti menunjukkan konsentrasi yang meningkat di perairan laut yang bila terkonsumsi manusia cenderung untuk terakumulasi secara melimpah pada satu jenis jaringan. Proses bioakumulasi bisa jadi merupakan hasil dari penumpukan di level trofik lebih tinggi pada sistem jaringan makanan. Berikut adalah deskripsi singkat dari dampak biologis beberapa jenis bahan pencemar logam berat utama dan potensi resikonya pada organisme. Timbel (Pb) : dampak sub-lethal yang menghambat pertumbuhan protozoa Cristigera adalah pada konsentrasi 0.15-0.3 mg/L, sedang pertumbuhan Artemia secara drastis menurun pada konsentrasi Pb 5-10 mg/L. Pada burung laut yang mati, ditemukan konsentrasi timbel tri-alkyl dalam jaringan hatinya >10 µg/g (berat kering). Timbel merupakan logam toksik bagi hewan dan manusia. Pada manusia, dampak yang ditimbulkan oleh Pb terutama pada sistem fisiologis dan neurologis (muntah-muntah, pusing, kejang perut, anoreksia, sembelit, anemia, insomnia, hyperaktif, gangguan ingatan, koma hingga kematian). Merkuri (Hg) : bentuk organik merkuri merupakan yang paling toksik pada biota laut. Sejumlah senyawa Hg ditemukan bersifat toksik pada alga merah Plumeria elegans, larva teritip Elminius dan Artemia. Kebanyakan ikan-ikan pelagis besar di lautan terbuka ditemukan mengandung Hg > 150 µg/kg di dalam ototnya. Demikian juga pada mammalia laut seperti lumba-lumba, singa laut dan paus, ditemukan mengandung merkuri-selenida pada jaringan penghubungnya (connective tissue). Merkuri adalah salah satu bahan yang sangat toksik bagi kebanyakan hewan tingkat tinggi dan manusia. Seluruh bentuk senyawa Hg bersifat sangat toksik bagi manusia, walaupun harus mengalami oksidasi untuk menimbulkan sifat toksiknya. Beberapa senyawa organik merkuri (organomercurials), khususnya senyawa alkyl-Hg berberat molekul rendah, diketahui sangat berbahaya bagi manusia karena sifat toksisitas kronik yang dimilikinya dengan dampak utamanya pada sistem syaraf pusat manusia (CNS). Hal ini terutama disebabkan oleh bagian organik dari molekulnya dimana Hg terikat membuatnya lebih mudah larut dalam lemak, terutama pada lapisan jaringan lemak yang menyelubungi urat syaraf (nerve cord). Demikian juga dengan methyl-merkuri (CH3Hg+) yang merupakan spesies Hg dominan di lingkungan perairan dan sangat toksik, diketahui dapat menimbulkan dampak teratogenik, karsinogenik dan mutagenik. Selain sistem syaraf manusia, organ-organ kritis lainnya adalah paru-paru, ginjal dan otak. Kadmium (Cd) : merupakan satu-satunya logam berat yang diketahui tidak terakumulasi melalui jaring makanan. Hal ini misalnya ditunjukkan oleh udang renik Meganyctipanes norvegica yang mengkonsumsi fitoplankton mengandung 2,1 µg/g kadmium dalam tubuhnya, namun mengeluarkan Cd melalui butiran feces sebesar 9,6 µg/g sedangkan tubuhnya hanya mengandung 0,7 µg/g. Pada kebanyakan tubuh ikan laut konsentrasi Cd umumnya rendah, hanya beberapa ppm, terutama tersimpan dalam ginjal dan ikan mampu mendetoksifikasi Cd dengan menghasilkan methallotionein. Pengecualian akumulasi Cd adalah pada moluska Pecten novae-zeelandiac dimana pada tubuhnya konsentrasi Cd > 2.000 µg/g, demikian juga pada cumi-cumi samudera Sympletoteuthis qualaniensis konsentrasi Cd mencapai 1.900 µg/g. Namun terlepas dari sifatnya yang non bioakumulatif pada biota laut, kadmium adalah logam berat yang sangat toksik bagi manusia, dan sudah banyak menimbulkan kematian. Penyakit serius yang paling dikenal adalah Itai-itai, dan dampak Cd pada tubuh manusia terutama pada paru-paru, ginjal dan tulang. Tembaga (Cu) : merupakan logam fungsional yang menyusun hampir seluruh jenis sel biota laut. Cu merupakan elemen esensial bagi hewan dan konsentrasi Cu tertinggi dijumpai pada Decapoda (Krustase), Gastropoda dan Cephalopoda, dimana pigmen respirasi hemosianin mengandung logam tembaga. Pada gurita Octopus vulgaris konsentrasi Cu dalam hatinya ditemukan hingga 4.800 µg/g, sedang pada hepatopankreas lobster Homarus gammarus konsentrasinya dapat setinggi 2.000 µg/g. Pada oyster konsentrasi Cu sangat tinggi (20.000 µg/g) terutama pada hemocyte yang beredar, yang secara bersamaan juga dapat mengandung Zn hingga 60.000 µg/g. Walaupun keberadaan sejumlah mekanisme detoksifikasi pada biota laut telah diketahui, Cu tetap merupakan logam berat yang paling toksik sesudah Hg dan Ag terhadap sejumlah besar biota laut. Pada mammalia, dikenal protein berbasis Cu seperti cerebrocuprein, ceruloplasmin, erythrocuprein dan haemocuprein. Satu hal yang sangat khas dari enzim berbasis Cu adalah kemampuannya untuk menggunakan molekul oksigen secara langsung, yang diketahui sangat penting dalam penggabungan elastin pada jaringan penghubung. Namun pada konsentrasi yang tinggi di dalam hati, Cu mampu menyebabkan hemolysis. Ucapan Terima Kasih. Hadirin yang saya hormati, Pada bagian akhir pidato ini perkenankanlah saya menyampaikan ucapan terima kasih dan penghargaan yang setinggi-tingginya kepada semua pihak yang telah memberikan bantuan hingga pidato pengukuhan saya pada hari ini dapat terlaksana. Pertama kepada Allah Subhanahu Wata’ala atas segala perkenan dan limpahan anugerah kepada saya selama ini, kepada Fakultas Ilmu Kelautan dan Perikanan yang telah mengusulkan saya pada Jabatan terhormat ini serta kepada Kementerian Pendidikan Nasional atas beasiswa Pascasarjana dan persetujuan pengangkatan saya sebagai Guru Besar Tetap bidang Toksikologi dan Pencemaran Laut di Universitas Hasanuddin. Kepada Bapak Prof.Dr. Basri Hasanuddin, MA., Prof.Dr.Ir. Radi A. Gany, dan Prof.Dr. Idrus Paturusi. SpB., SpBO, sebagai Rektor Universitas Hasanuddin pada masanya, atas kepemimpinan dan bimbingannya. Juga kepada Ir. Arsyuddin Salam, M.Agr.Fish (Alm.), Prof. Dr. M. Natsir Nessa, Prof.Dr. Abd. Rauf Patong, Prof.Dr. Haruna Mappa (Alm), Drs. Willem Moka, M.Sc., Prof.Dr. Sumali Wiryowidagdo, saya ucapkan terima kasih yang setulus-tulusnya atas dorongan dan bimbingannya yang telah membawa saya pada jabatan akademik tertinggi ini. Bapak Ketua, Sekretaris dan Anggota Senat Guru Besar Universitas Hasanuddin yang saya hormati, terima kasih atas kesediaannya menerina saya sebagai anggota dalam lingkungan Senat Guru Besar Universitas Hasanuddin yang terhormat ini. Terima kasih dengan segala hormat kepada semua guru-guru saya mulai dari tingkat SD, SMP dan SMA serta Dosen dan Pembimbing saya, baik pada jenjang S1, S2 hingga S3, yang telah berperan dalam mendidik dan membimbing saya hingga terangkat sebagai Guru Besar. Semoga amal baik dan bakti mereka diterima olehNya. Ucapan serupa saya sampaikan kepada seluruh kolega dan rekan seperjuangan saya di Fakultas Ilmu Kelautan dan Perikanan dan Fakultas Matematikan dan Ilmu Pengetahuan Alam Universitas Hasanuddin, yang telah menerima dan bersama-sama melakukan tugas pengabdian selama ini. Kepada orang tua saya, H. Alimuddin Thahir (Alm), Latifah Rachim (Alm), H. Abd. Samad Gani dan Hj. Sukirah Thahir, yang telah berjuang dengan susah payah, mendidik dan mendoakan setiap waktu demi capaian saat ini. Juga kepada mertua saya Marmin Dg. Ngunjung (Alm) dan Hj. Falmoeryati atas nasehat dan harapan. Tidak kalah pentingnya, terima kasih yang tulus dan khusus kepada isteri saya tercinta Hj. Chandra Dewi Marmin, SH dan anak-anak tersayang, Ade Apriliany Tahir, Anissa Apriliana Tahir dan Muh. Zacky Maynardi Tahir, atas pengertian, perhatian dan dukungannya selama ini, hingga saya mencapai jabatan akademik tertinggi dan terhormat ini. Selanjutnya, saya ucapkan terima kasih kepada semua hadirin yang telah meluangkan waktunya untuk menghadiri dan dengan sabar mengikuti pidato pengukuhan ini. Akhirnya, saya berharap kiranya Allah yang Maha Pengasih dan Penyayang, senantiasa melimphkan Rakhmat dan HidayahNya kepada kita semua. Amin.... Wabillahi Taufiq wal Hidayah, Wassalamu Alaikum Warahmatullahi Wabarakatuh. Pustaka Acuan Acker, L.A., McMahan, J.R. and J.E. Gawel 2005. The Effect of Heavy Metal Pollution in Aquatic Environments on Metallothionein Production in Mytilus sp. Proceedings of the 2005 Puget Sound Georgia Basin Research Conference. 7p. Alzieu, C. 1998. Heavy Metals: Environmental Impact. In: Environmental Protection of the North Sea (Eds. P.J. Newmann and A.R. Agg). Heinemann Professional Publishing Ltd., Oxford, UK. 267p. Ansari, T.M., Marr, I.L. and N. Tariq, 2004. Heavy Metals in Marine Pollution Perspective – a Mini Review. J. Applied Science 4 (1) : 1-20. Arifin, Z. 2004. Heavy Metal Pollution In Coastal Sediments: A Case Study in Indonesia. Report Submitted to Assistant Deputy for Coastal and Marine Ecosystem. The Ministry of Environment, Republic of Indonesia. Jakarta, 33p. Bryan, G.W. and W.J. Langston, 1992. Bioavailability, Accumulation and Effects of Heavy Metals in Sediments With Special Reference to the United Kingdom Estuaries: a Review. Marine Pollution 76: 89-131. Christiansen, L. B., Winther-Nielsen, M., and Helwig, C., 2002. Feminisation Of Fish. The Effect of Estrogenic Compounds and Their Fate in Sewage Treatment Plants and Nature, Environmental Project No. 729; Danish Environmental ProtectionAgency,http://www.mst.dk/udgiv/publications/2002/87-7972-3055/html/default.eng.htm. Depledge, M.H. and P.S. Rainbow, 1990. Models of Regulation and Accumulation of Trace Metals in Marine Invertebrates. Comp. Biochem. Physiol., 97C: 1-7. Di Toro, D.M. Zarba, C.S., Hansen, D.J., Berry, W.J. etc.,1991. Technical Basis For Establishing Sediment Quality Criteria For Non-Ionic Organic-Chemicals Using Equilibrium Partitioning. Environ.Toxicol. Chem., 10: 1541-1583. GESAMP,1990.IMO/FAO/UNESCO/WMO/WHO/IAEA/UN/UNEP Joint Group of Experts on Scientific Aspects of Marine Pollution. Review of Potentially Harmful Substances. Nutrients. Hirose, K., 2006. Chemical Speciation of Trace Metals in Seawater: a Review. Analytical Sciences (The Japanese Society of Analytical Chemistry) 22: 1055-1063 Knezovich, J.P. Harrison, F.L. and R.G. Wilhelm, 1987. The Bioavailability Of Sediment-Sorbed Organic Chemicals – A Review. Water Air Soil Pollut., 32: 233245. Lapedes, D.N., 1974. Dictionary of Scientific and Technical Terms. McGraw Hill, New York, 647p. Manahan, S.E. 1992. Toxicological Chemistry. 2nd Ed. Lewis Publisher, Michigan. 449. Philips, D.A.,1981. Chemistry And Biochemistry Of Trace Metals In Biological Systems. In: Effects of Metal Pollution on Plants (Ed. N.W. Lepp). Applied Sciences, Barking. Rinderhagen, M.J., Ritterhoff, G.P. and G.P. Zanke, 2000. Crustaceans as Bioindicators. In : Biomonitoring of Polluted Water-Reviews on Actual Topics (Ed. A. Gerhardt). Trans Tech Publications, Environmental Research Forum, UetikonZuerich. p. 161-194. Whitfield, G.W. dan D.R. Turner, 1987. Aquatic Surface Chemistry. WileyInterscience, New York. Yang, Z and Zhang, J., 1999. Chemical Speciation and Coordination Chemistry In Aquatic Environment. Toxicol Env Chem 64: 43-51. CURRICULUM VITAE • Nama : Prof.Dr. Akbar Tahir, M.Sc. • Tempat & Tgl Lahir : Makassar, 18 Juli 1961 • Alamat : Lab. Ekotoksikologi Laut, Fak Ilmu Kelautan dan Perikanan, UNHAS Jl. P. Kemerdekaan,Km. 10 Makassar. • Tel./Fax/Hp : 0411-58700/586025/0811441807 • Email : [email protected] Riwayat Pendidikan (dari yang tertinggi): • • • • • PhD in Fish Immunotoxicology and Diseases, University of Aberdeen-UK (1995). M.Sc in Marine and Fisheries Sciences, University of Aberdeen, UK (1991). PgD in Applied Fish Biology, University of Plymouth-UK (1990). Drs., Biologi Lingkungan, Universitas Soedirman (1986). Pendidikan Dasar dan Menengah seluruhnya diselesaikan (1968-1980) di Makassar. Riwayat Pekerjaan: • • • • • • • • • • • • • • • • Riwayat kepangkatan/Golongan: Asisten Ahli/IIIA (1988) Guru Besar/IVD (2010) Pengalaman Jabatan : 1988 – 1996 Dosen Jurusan Biologi FMIPA UNHAS. 1996 – sekarang Dosen Jurulan Ilmu Kelautan UNHAS 1996-2002 PD III FIKP UNHAS 1997 – 2002 Anggota Tim Perencanaan dan Pengembangan 1998 – 2002 Anggota Komisi Pertimbangan Ilmiah PPS UNHAS 1997 – 2002 Koordinator Kerjasama UNHAS-UBC Canada 1996 – 2001 Kepala Lab Mikrobiologi Laut FIKP UNHAS 2000 – 2005 Kepala PSTK Lemlit UNHAS 2001 – sekarang Kepala Lab Ekotoksikologi FIKP UNHAS 2000 – 2009 Ketua Tim Perencanaan dan Pengembangan FIKP UNHAS 2002 – 2004 Ketua Konsorsium Mitra Bahari RC. Sulawesi Selatan. 2003 – 2005 Koordinator Kerjasama Indonesia-Jerman (SPICE Program) sub-section Reef Ecosystem. Publikasi Ilmiah : • Effect of short term exposure to oil contaminated sediments on the immune response of dab (Limanda limanda, L.). Aquatic Toxicology, 27: 71-82. 1993. • The effects of diesel oil-based drilling mud extracts on immune responses of rainbow • • • • • • • trout. Archives of Environmental Contamination and Toxicology, 29: 27-32. 1995. Modulation of dab (Limanda limanda, L) Macrophage Respiratory Burst Activity. Fish and Shellfish Immunology 6:135-146. 1996. Immunomodulatory Effect of Cortisol on Fish Leucocytes. Asian Journal of Pharmacy 46: 174-180. 1997. Influence of -glucan on the immune responses and survival rate of tiger shrimp (Penaeus monodon). Research Bulletin 14: 1-7, Research Institute of Hasanuddin University. 1998. Styelsamines A-D: New Tetracyclic Pyridoacridine Alkaloids from Indonesian Ascidian Eusynstyela latericius J.Organic Chemistry 63: 8024- 8026. 1998. Cadiolides A and B, New Metabolites from an Ascidian of the Genus Botryllus J.Organic Chemistry 63: 4147- 4150. 1998. Toxicity analysis of sewage sludge on the immune response of flat fish Pleuronectes platessa. Bulletin of Animal Husbandry and Fisheries 5: 80-95, Hasanuddin University. 1999. A New Acyclic Diketotriterpenoid Isolated from the Indonesians Marine Sponge Hyrtios erectus. J. Natural Products 62: 653-654. 1999. • Trypargine Alkaloids from a Previously Undescribed Eudistoma sp Ascidian. J.Natural Products 62: 794- 797. 1999. • Quantitative Study of Coliform, Salmonella sp., Staphylococcus sp. Bacteria in cockle Anadara granosa at the mouth of Tallo River Ujung Pandang. Torani Marine Sciences Bulletin, Hasanuddin University 9: 65-70. 2000. • Novel Polyketide Metabolites from a Species of Marine Fungi. J.Natural Production 63: 143-145. 2000. • Bacterial Diseases Prevalency Analysis on Muddy Grouper (Epinephelus tauvina) Based on Different Quality Condition of Coastal Waters at Makassar Region. Torani Journal of Marine Science, Hasanuddin University, 12: 83-89. 2000. • Toxicity of sponge Hyrtios erectus crude extracts on Bacteria and Tiger Shrimps Larvae. Bulletin of Animal Husbandry and Fisheries, Hasanuddin University 7: 67-76,. 2000. • A novel modified pterin from a Eudistoma species Ascidian. J. Natural Products 64: 1100-1101. 2001. • Novel Sesterterpenoid and nonsesterterpenoid RCE-protease inhibitors isolated from the marine sponge Hippospongia sp. Tetrahedron Letters 43:4801-4804. 2002. • Marine sponges, Jaspis sp., a potential bioactive natural source against infectious diseases. Berkala Kedokteran vol 34 (2): 135-140. 2002. • Latonduines A and B, New alkaloids isolated from the marine sponge Stylissa carteri : structure elucidation, synthesis and biogenetic implications. Organic Letters (5): 2735-2738. 2003. • Pengaruh perbedaan kepadatan bakteri probiotik Bacillus subtilis dan salinitas terhadap sintasan PL Udang Windu setelah diuji tantang dengan Vibrio harveyi. Prosiding Seminar Pengendalian Penyakit pada Ikan dan Udang berbasis Imunisasi dan Biosecurity. Purwokerto (18-20 Mei 2004). Hal. 140-144. • Pengaruh Immunostimulant β-Glucan dan Lipopolisakarida terhadap Aktivitas Letupan Respirasi (deteksi Anion superoksida) Intraselluler pada Udang Windu. Prosiding Seminar Pengendalian Penyakit pada Ikan dan Udang berbasis Imunisasi dan Biosecurity. Purwokerto (18-20 Mei 2004). Hal. 1 - 8. • Boneratamides A-C, new sesquiterpenoids isolated from the marine sponge Axynissa aplysinoides. J. Natural Products 67 (10): 1752-1754. 2004. • Meroterpenoid MAPKAP (MK2) inhibitors isolated from the Indonesian marine sponge Acanthodendrills sp. J. Natural Products 67 (12): 2127-2129. 2004. • Scalarane-based sesterpenoid RCE-protease inhibitors isolated from the Indonesian marine sponge Carteriospongia foliascens. J. Natural Products 72(6): 1106-1109. 2008. • Identifikasi Actinomycetes dari Sedimen Laut dengan Karakteristik Lingkungan Berbeda. Prosiding Konas Pesisir VII, Ambon. 4-6 Agustus 2010. • Analysis of lead (Pb) content in the green mussel (Perna viridis) from coastal waters of Kendari Bay-Southeast Sulawesi. Presented at the International Seminar on Fisheries Development: Enhancing Fish Production and Competitiveness in International Market. Makassar, 22nd November 2010. • Buku Ekotoksikologi: Dalam Perspektif Kesehatan Ekosistem Laut (in press).
