Perubahan iklim global mengancam ketahanan kawasan pesisir terhadap erosi pantai. Peningkatan paras muka air laut yang sangat cepat, peningkatan intensitas dan frekuensi badai, dan peningkatan frekuensi kematian masal karang; ketiganya secara sinergis akan mengakibatkan erosi pantai. Pasir pantai akan tergerus hingga banyak lahan pesisir akan menjadi laut, terutama di ribuan pulau-pulau mikro di Indonesia. Pengeboman ikan menambah kerentanan kawasan pesisir dari ancaman erosi pantai yang terkait perubahan iklim global. Kita tidak dapat menghilangkan ancaman perubahan iklim global, tetapi dapat meningkatkan ketahanan (resistensi) dan kekuatan pemulihan (resiliensi) ekosistem pesisir. Pengalaman di Teluk Ekas dapat menjadi salah satu kajian bagaimana partisipasi masyarakat dalam pengelolaan sumberdaya perikanan dapat mengurangi ancaman dampak perubahan iklim global.
Teluk Ekas di antara dua kabupaten
Teluk Ekas terletak di antara Kabupaten Lombok Timur dan Lombok Tengah. Teluk tersebut dikelilingi oleh 6 desa dari 2 kecamatan. Desa Awang dan Desa Bile Lando (Kecamatan Praya Timur, Kabupaten Lombok Tengah), Desa Batunampar, Desa Sukaraja, Desa Jerowaru, dan Desa Pemongkong (Kecamatan Jerowaru, Kabupaten Lombok Timur). Banyaknya penduduk yang menghuni desa di sekitar teluk menunjukkan tingginya potensi sumberdaya di dalam teluk, tingginya ketergantungan masyarakat terhadap sumberdaya di teluk, dan banyaknya calon korban perubahan iklim.
Penangkapan ikan dan budidaya laut merupakan kegiatan utama masyarakat pesisir di Teluk Ekas. Penangkapan ikan merupakan kegiatan awal masyarakat di dalam teluk. Budidaya rumput laut mulai memasuki teluk pada tahun 1980-an. Budidaya ikan kerapu dan lobster menjadi bagian dari masyarakat Teluk Ekas pada tahun 2000-an. Budidaya rumput laut masih tetap merupakan kegiatan budidaya yang utama, sedangkan budidaya ikan kerapu dan lobster merupakan kegiatan yang berikutnya. Budidaya kerang mutiara juga dijumpai di Teluk Ekas dengan luas lahan yang relatif sangat kecil. Kegiatan penangkapan ikan sekarang sudah semakin berkurang. Pembangunan pelabuhan perikanan nusantara di Awang, tahun 2007, diharapkan akan mampu meningkatkan kegiatan penangkapan ikan lepas pantai di kawasan ini.
Pengelolaan sumberdaya perikanan
Sebagaimana kawasan pesisir lain di Indonesia, pengelolaan perikanan yang dilaksanakan secara terpusat tidak dapat berjalan baik di daerah. Contoh klasik di Teluk Ekas adalah penggunaan mini purseine dan bom dalam penangkapan ikan. Walaupun sudah ada peraturan menteri yang melarang penggunaan mini purseine dalam radius 3 mil, sejak tahun 1979, pelanggaran peraturan tersebut tidak pernah diberi sanksi oleh pemerintah. Pengeboman ikan juga masih banyak terjadi.
Dinas Kelautan dan Perikanan (Dislutkan) Kabupaten Lombok Timur mulai melaksanakan Proyek Co-Fish pada tahun 1999. Pada tahun 2001, Dislutkan membentuk lembaga pengelolaan sumberdaya perikanan pantai yang disebut dengan KPPL (Komite Pengelolaan Perikanan Laut) di tingkat kawasan. Anggota KPPL terdiri atas wakil nelayan tangkap, wakil pembudidaya, tokoh agama dan tokoh masyarakat, wakil wanita pengolah ikan, dan wakil pemuda. Anggota dari KPPL kawasan adalah perwakilan dari semua desa, sehingga memiliki anggota terbanyak yaitu 24 orang. Tugas pokok dari KPPL adalah menyusun rencana pengelolaan dan melakukan implementasinya. Rencana pengelolaan yang dibuat oleh KPPL kawasan harus mendapat persetujuan dari Dislutkan Lombok Timur. Rencana pengelolaan yang pertama disusun bersama dengan konsultan proyek.
Kinerja KPPL
KPPL disamping berfungsi sebagai penyusun rencana pengelolaan, juga berperan sebagai pelaksana pengelolaan sehari-hari. Penyerahan sebagian kewenangan pengelolaan kepada lembaga KPPL karena lembaga non-formal dapat lebih fleksibel dan efisien dalam penegakan aturan pengelolaan. Penangkapan ikan dengan bom berhasil diturunkan hingga 50% pada tahun kedua dan dihilangkan dari dalam teluk pada tahun ketiga. Alat tangkap mini purse seine yang selama ini dikeluhkan oleh nelayan kecil (tradisional) dapat dikeluarkan dari dalam teluk.
Tidak adanya pengeboman ikan dan jaring mini purse seine di dalam teluk memberi kesempatan kepada sumberdaya ikan untuk pulih kembali. Pada tahun 2004, ikan teri ijo dan cumi-cumi sudah dapat ditangkap kembali di dalam teluk. Nelayan tradisional yang hanya memiliki mesin 5.5 pk sudah merasakan pulihnya sumberdaya ikan di Teluk Ekas.
Terjaminnya keamanan dari pengeboman ikan membuat masyarakat mulai melakukan budidaya lobster dan ikan kerapu dalam keramba jaring apung (KJA). Dalam waktu setahun jumlah KJA di dalam teluk menigkat sangat tajam. Banyaknya usaha budidaya dalam KJA juga memberikan umpak balik positif pada kinerja KPPL. Semakin banyak orang berada di laut untuk menjaga KJA, semakin banyak orang yang memantau pelaksanaan aturan pengelolaan.
Logam berat di Teluk Ekas
Masalah serius lain yang pernah dihadapi oleh KPPL Teluk Ekas adalah berita pencemaran air laut. Pencemaran logam berat dari pembuangan ampas tambang di selatan Sumbawa telah menjadi perhatian pemerintah dan masyarakat di Lombok Timur, sejak pertambangan mulai beroperasi. Berbagai berita dan tulisan di koran sebagian besar beranggapan bahwa pencemaran telah terjadi di perairan Sumbawa dan Lombok Timur, berdasarkan pernyataan aktivis. Mereka tidak menyajikan bukti ilmiah atau pendapat pakar yang memperkuat dugaan pencemaran tersebut.
Dari kegiatan proyek di Lombok Timur, tiga tim peneliti dari Mataram (2000), Malang (2004), dan Bogor (2004) pernah menemukan logam berat yang melebihi nilai ambang batas (NAB) di Teluk Ekas. Jenis logam berat pencemar tersebut berbeda-beda. Temuan logam berat tersebut memperkuat dugaan atau keyakinan bahwa telah terjadi pencemaran dari ampas tambang. Kehadiran KPPL yang dapat berkomunikasi langsung dengan pakar lingkungan di universitas dapat meredam kekhawatiran masyarakat terhadap berita pencemaran. Pemerintah pusat dan propinsi menanggapi secara serius temuan-temuan tersebut dan mengambil inisiatif untuk mengambil contoh air laut di Teluk Ekas dan lokasi yang dicurigai lainnya.
Hasil pemeriksaan kualitas air laut di laboratorium terakreditasi menunjukkan hasil yang negatif. Tidak ada logam berat terlarut yang melebihi NAB di dalam Teluk Ekas. Ketika ditelusuri lebih jauh, terdapat perbedaan cara penanganan contoh air laut pada pemeriksaan tiga tim peneliti sebelumnya dengan peneliti yang mengkonfirmasi temuan tersebut. Ketiga tim peneliti tidak bertujuan untuk melihat pencemaran air laut, sehingga tidak ada ahli kimia lingkungan dalam ketiga tim tersebut. Air laut tidak disaring dengan super filter sehingga analisis laboratorium akan menghasilkan kadar logam total, baik logam terlarut maupun logam tersuspensi (melayang dalam air). Definisi pencemaran logam di air laut mengacu pada konsentrasi logam terlarut.
Perda pengelolaan partisipatif
Pengelolaan partisipatif atau kolaboratif yang dicoba di Teluk Ekas ternyata membawa hasil yang sangat baik. Pengelolaan partisipatif tersebut mampu melaksanakan aturan yang sulit dilakukan dengan pengelolaan oleh pemerintah saja. Pada tahun 2004, pengelolaan kolaboratif yang pada awalnya hanya dilaksanakan di tiga kawasan pengelolaan (KP), yaitu Teluk Ekas, Teluk Serewe, dan Teluk Jukung (Tanjung Luar dan sekitarnya) kemudian direplikasi ke seluruh kawasan pesisir di Kabupaten Lombok Timur. Tiga kawasan pengelolaan (KP) baru dibentuk, demikian pula tiga KPPL kawasan. Ketiga KP baru tersebut adalah KP Labuapi-Sakra Timur, KP Pringgabaya, dan KP Sambelia. Ketiga KP baru tersebut juga menunjukkan kemajuan dalam penurunan pengeboman ikan, indikator pengelolaan perikanan yang utama.
Kesuksesan KPPL dalam memerangi pengeboman ikan mendapat apresiasi dari banyak kalangan, termasuk di antaranya dari partai politik dan universitas. Dengan menggunakan hak inisiatif, sebuah fraksi DPRD kabupaten mengusulkan sebuah peraturan daerah yang draftnya dipersiapkan oleh tim dari universitas. Pada awal tahun 2006 akhirnya disahkan Perda 9/2006 tentang Pengelolaan Partisipatif Sumberdaya Perikanan Pantai Kabupaten Lombok Timur.
Ada tujuh hal penting di dalam Perda 11/2006 tersebut:
a) Pemerintah kabupaten membagi kawasan pesisir menjadi 6 kawasan pengeloaan.
b) Setiap kawasan pengelolaan dikelola oleh KPPL, yang diangkat oleh Dislutkan kabupaten.
c) Pemerintah kabupaten menyerahkan sebagian kewenangan pengelolaan kepada masyarakat melalui KPPL.
d) Pemerintah kabupaten menyediakan dana yang diperlukan oleh pengelolaan partisipatif tersebut.
e) Kewenangan pemerintah yang diserahkan adalah penyusunan rencana pengelolaan dan pelaksanaan implementasi dari pengelolaan tersebut.
f) Pemberian sanksi pelanggaran aturan pengelolaan dilakukan oleh KPPL.
g) Pemerintah kabupaten mengendalikan kelembagaan KPPL dan rencana pengelolaannya melalui persetujuan Dislutkan kabupaten.
Pada saat ini di Indonesia sudah banyak kabupaten yang memiliki Perda tentang pengelolaan pesisir. Tampaknya, hanya Kabupaten Lombok Timur yang mempunyai perda pengelolaan partisipatif, yang secara legal menyerahkan sebagian kewenangan pengelolaan kepada masyarakat. Dengan penurunan pengebom ikan, maka diharapkan karang akan kembali tumbuh di terumbu yang rusak, Terumbu karang yang banyak ditumbuhi karang dapat mengurangi dampak perubahan iklim global.
Adaptasi terhadap perubahan iklim global
Perubahan iklim global merupakan kenyataan yang tidak dapat dihindari. Dampak perubahan iklim bahkan tetap berjalan seandainya seluruh manusia menurunkan emisi karbon dioksida hingga nol sekarang. Masyarakat pesisir yang miskin akan menjadi korban terbanyak dari perubahan iklim. Perubahan iklim global diperkirakan akan membawa dampak erosi pantai, penurunan produksi budidaya, penurunan produksi perikanan tangkap, kematian masal karang, dan perubahan ekosistem. Pengelolaan partisipatif dapat menyediakan sarana bagi masyarakat pesisir untuk mempersiapkan diri mereka dalam menghadapi dampak perubahan iklim.
Sebagai korban utama perubahan iklim, masyarakat pesisir harus segera merespon dan beradaptasi dengan lebih cepat. Birokrasi di Indonesia yang kurang efektif telah kadang menghambat program pemerintah sendiri. Masyarakat tidak dapat hanya menunggu respon pemerintah, melainkan harus melakukan adaptasi berdasarkan ilmu terkini dan kearifan lokal. Pengelolaan pesisir secara partisipatif yang umumnya bersifat fleksibel dapat menjadi solusi dalam menghadapi perubahan iklim global. Jika kita tidak dapat menghindari suatu bencana maka kita harus mengurangi dampak yang mungkin terjadi.
Lembaga KPPL telah berhasil menunaikan mandat pengelolaan yang diberikan kepadanya dalam pengelolaan sumberdaya perikanan di kawasan pesisir. Kelembagaan KPPL dapat pula digunakan untuk membantu masyarakat dalam beradaptasi terhadap perubahan iklim global.

Dipubikasikan di Lombok Post, Sabtu, 3 Pebruari 2007, halaman 14, OPINI

Keracunan akibat makan ikan laut kadang muncul di koran Lombok Post ini, salah satunya diberitakan pada hari Senin 15 Januari 2006 yang lalu. Sebagian korban bahkan meninggal dunia, dengan puluhan orang harus dirawat. Tetapi penjelasan tentang keracunan ikan ini masih sangat jauh dari cukup untuk dapat dijadikan pelajaran oleh masyarakat, agar dapat menghindarinya di kemudian hari. Tulisan ini dimaksudkan untuk menambah penjelasan yang lebih rinci tentang keracunan akibat mengkonsumsi ikan yang secara ilmiah disebut dengan ciguatera (baca: siguatera).
Ciguatera merupakan kondisi keracunan pada manusia yang diakibatkan oleh konsumsi
hewan laut (ikan). Penyakit ini telah dikenal sejak berabad-abad yang lalu. Ciguatera telah sering terjadi di kawasan tropis dan sub-tropis Samudra Pasifik dan Samudra Hindia. Indonesia yang terletak di antara kedua samudra tersebut merupakan salah satu kawasan yang banyak terjadi ciguatera. Setiap tahun diperkirakan 10.000-50.000 orang mengalami ciguatera di seluruh dunia. Penyebab utama ciguatera adalah makanan laut dari ikan bersirip (finfish).

Ikan penyebab ciguatera
Ciguatera sebagian besar diakibatkan oleh senyawa ciguatoxin yang terdapat pada daging ikan. Ciguatoxin P-CTX-1 merupakan racun yang mematikan. Diperkirakan 90% kematian dari ciguatera disebabkan racun yang diisolasi dari belut laut (moray eel) ini. Ikan mendapatkan racun ciguatoxin tersebut dari mikroalga beracun yang dimakan oleh ikan herbivora (pemakan tumbuhan). Jika ikan herbivora yang tampak sehat ini dimakan oleh ikan karnivora, maka racun ciguatoxin tersebut terkumpul pada ikan karnivora (pemakan hewan).
Ikan-ikan yang beracun umumnya merupakan ikan-ikan karang yang hidup di dasar, walaupun ada juga ikan-ikan yang pelagis. Jenis ikan karang yang biasanya tidak beracun, bisa menjadi beracun setelah terjadinya peledakan populasi alga dinoflagelata. Telah dilaporkan ada 400 jenis ikan yang potensial dapat berubah menjadi beracun, tetapi angka ini dianggap terlalu berlebihan. Jumlah jenis ikan beracun dilaporkan sebanyak 10 jenis di Ryuku Island, Jepang. Di Hawaii, dari 172 kasus ciguatera dalam dua tahun diidentifikasi sebanyak 16 jenis ikan yang beracun.
Ikan belut laut dan kerapu karang (Plectropomus spp.) merupakan jenis ikan yang banyak terkait dengan ciguatera, terutama di barat daya Samudra Hindia. Di Amerika jenis ikan yang banyak terkait dengan ciguatera adalah kerapu sunu (Epinephelus spp.). Di Australia, ikan-ikan yang dikenal dapat beracun meliputi tenggiri (Scomberomorus commersoni), kerapu (Plectropomus dan Epinephelus), barakuda (Sphyraena jello), kakap merah (Lutjanus sebae), dan kuwe (Caranx spp.).
Tingkat keracunan dari ikan bervariasi dari musim ke musim, dari satu lokasi ke lokasi lain, dan dari satu spesies ke spesies lainnya. Suatu jenis ikan yang beracun di suatu kawasan, dapat tidak beracun di kawasan di sebelahnya. Kawasan yang aman dari ciguatera dapat berubah memproduksi ikan-ikan yang beracun suatu waktu, dan kembali lagi aman pada waktu berikutnya. Ikan yang mengandung ciguatoxin memiliki ciri fisik, rasa dan bau yang normal, sehingga sulit diidentifikasi. Tetapi jika konsentrasi racun di dalam ikan terlalu tinggi dapat menyebabkan ikan berperilaku aneh sehingga mudah ditangkap. Bahkan ciguatoxin di tubuh ikan dapat menyebabkan kematian ikan itu sendiri. Karena itu, ikan yang sangat mudah tertangkap nelayan, tidak seperti biasanya, perlu dicurigai sebagai ikan yang mengandung ciguatoxin.
Sumber dari ciguatoxin di daging ikan berasal dari mikroalga yang dimakannya. Sekarang telah dikenal 30 jenis mikroalga yang menghasilkan senyawa bioaktif, termasuk ciguatoxin. Sebagian peneliti percaya bahwa ciguatera tidak hanya disebabkan oleh satu racun (toxin) saja, melainkan kombinasi dari sejumlah toxin dan metabolit lainnya yang dihasilkan oleh satu atau banyak jenis dinoflagelata. Walaupun demikian, mikroalga Gambierdiscus toxicus yang menghasilkan gambiertoxin merupakan dinoflagelata yang paling penting.

Tanda-tanda ciguatera
Sindrom klinis ciguatera bermacam-macam, tergantung jenis dan jumlah toxin yang terkonsumsi dan kerentanan individu penderita. Waktu terjadinya sakit juga sangat bervariasi tergantung pada dosis. Walaupun demikian, biasanya keluhan ciguatera terjadi 1-6 jam setelah masuknya makanan beracun tersebut, 90% kasus terjadi dalam periode 12 jam.
Pada umumnya, penderita ciguatera ditandai dengan muntah yang parah, diare dan sakit perut, dalam beberapa jam setelah makan ikan beracun. Jika gejala sakit perut (gastrointestinal) ini tidak terjadi, biasanya gejala yang muncul adalah rasa gatal, gerak yang lamban atau rasa terbakar di kulit. Gejala yang lebih khusus dari ciguatera adalah rasa gatal yang sakit dan parah, rasa panas atau terbakar, dan rasa seperti terkena strum listrik. Kadangkala gejala ini disertai dengan rasa sakit di sendi, tangan dan kaki, serta kram otot. Perasaan kehilangan gigi juga merupakan gejala yang umum terjadi pada penderita ciguatera. Sejumlah penderita menunjukkan pengindraan suhu yang terbalik, benda panas terasa dingin sedangkan benda dingin terasa panas.
Gejala yang ditimbulkan ciguatera dapat hilang dalam beberapa hari, dapat juga tetap
terasa hingga berbulan-bulan. Gejala sakit ciguatera dapat muncul kembali jika korban makan ikan yang mengandung ciguatoxin kembali, atau mengkonsumsi minuman beralkohol. Ikan herbivor yang beracun biasanya menyebabkan gangguan (sakit) pada system pencernaan dan syaraf. Ikan karnivor yang beracun dapat menyebabkan sakit yang lebih luas, termasuk gangguan peredaran darah dan jantung.

Penyebab produksi ciguatoxin
Para ahli telah menduga setidaknya tiga faktor sebagai penyebab diproduksinya ciguatoxin.
a) Pemutihan dan kematian karang.
Sejumlah bukti menunjukkan bahwa permukaan karang yang ditutupi oleh alga filamentous
dan makroalga berkapur merupakan lingkungan yang baik untuk pertumbuhan mikroalga beracun G. toxicus. Pemutihan dan kematian karang sekarang terjadi dimana-mana, dan kejadian ciguatera lebih sering terjadi terutama di kawasan yang terumbu karangnya rusak.
Ikan beracun biasanya ditemukan di kawasan perairan suatu pulau yang menghadap arah
angin.
b) Asosiasi dengan alga merah dan bakteri.
Sejumlah peneliti melaporkan adanya hubungan antara populasi mikroalga beracun G. toxicus dengan makro alga dan bakteri. Di Hawai, populasi G. toxicus paling banyak ditemukan berasosiasi dengan alga merah Spyridia filamentosa. disamping itu, G. toxicus juga berasosiasi dengan makro alga lain yang tidak dimakan manusia, misalnya Turbinaria
dan Sargasum. Hasil penelitian menunjukkan bahwa bakteri mempengaruhi jenis toxin yang
dihasilkan oleh dinoflagellata. Diduga bahwa bakteri menghasilkan nutrien yang diasimilasikan oleh dinoflagelata untuk memproduksi ciguatoxin.
c) Pengaruh lingkungan.
Jumlah bakteri di air laut banyak dipengaruhi oleh bahan pencemar yang dihasilkan oleh manusia, misalnya nutrien dari pertanian, banjir sungai, dan limbah kota. Dilaporkan terdapat korelasi yang signifikan antara jumlah dinoflagelata G. toxicus dengan NO2, NO3,
NH4, PO4 dan total posfat.

Bagaimana cara menghindari ciguatera?
Penyuluhan terhadap masyarakat tentang ciguatera sangat dibutuhkan untuk menghindari terulangnya keracunan masal karena ciguatera. Masyarakat membutuhkan informasi yang dapat dipercaya dari lembaga yang memiliki otoritas untuk menjelaskan hal ini, misalnya Dinas Perikanan dan Kelautan dan Dinas Kesehatan.
Peneliti ciguatera telah membuat daftar cara untuk menghindari ciguatera secara individu yaitu sebagai berikut:
a) Hindari ikan karang (dasar) di air yang hangat, khususnya yang sudah dikenal pernah beracun, dan hindari ikan pelagis (atas) yang makan ikan tersebut, terutama di kawasan yang mempunyai sejarah ciguatera.
b) Hindari semua jenis ikan yang berasal dari lokasi-lokasi yang menjadi sumber ciguatera.
c) Hindari konsumsi belut laut, kecuali yang ditangkap dari lokasi yang tidak memiliki sejarah ciguatera.
d) Hindari mengkonsumsi ikan, daging dan jerohan dari ikan yang berpotensi menyebabkan ciguatera.
e) Hanya konsumsi sedikit ikan (<50 gram) dalam sekali duduk makan.
Untuk mendukung upaya masyarakat dalam menghindari ciguatera, pemerintah daerah perlu melakukan penyuluhan pada masyarakat dan pemetaan lokasi-lokasi yang pernah memiliki sejarah sebagai sumber ciguatera. Peneliti dari universitas atau lembaga penelitian perlu mengkaji pola-pola kemunculan ciguatera sehingga masyarakat dapat melakukan antisipasi sedini mungkin. Setiap musibah adalah sebuah pelajaran berharga bagi orangorang
yang mau berfikir.

Dipublikasi di Bali Post, Senin, 5 Pebruari 2007, halaman 7, OPINI

Pada minggu lalu dilaporkan terjadinya terjadinya kematan masal ikan laut di kawasan perairan Tabanan. Ada dugaan bahwa kematian masal ikan laut tersebut akibat terjadinya pencemaran. Pencemaran apakah yang dapat membunuh ikan? Pada umumnya kematian masal ikan di laut disebabkan oleh perubahan alam, misalnya penyakit, bakteri dan protozoa, penurunan kualitas air, kenaikan suhu air, serta perubahan salinitas akibat hujan sangat lebat. Kebanyakan kematian ikan terjadi ketika oksigen terlarut (DO, dissolved oxygen) konsentrasinya menurun hingga ke tingkat yang mematikan. Penurunan DO seperti ini dapat terjadi karena pembusukan bahan organik.
Pembusukan bahan organik di laut dapat berasal dari biomasa alga. Banyaknya nutrien di laut akibat pupuk yang terbawa banjir akan menyebabkan suatu ledakan populasi alga (algal bloom). Ketika biomasa alga tersebut membusuk banyak menyerap oksigen di dalam air. Hal ini membuat DO menurun ke tingkat yang sangat rendah terjadi kondisi hipoksia (kurang oksigen) dan anoksia (tanpa oksigen) sehingga biota anaerobik mengambil alih proses pembusukan bahan organik. Pembusukan secara anaerobik tersebut menghasilkan gas-gas hidrogen sulfida dan amonia yang bersifat toksik (racun) bagi ikan dan organisme lainnya. Kurangnya oksigen dan meningkatnya gas beracun membuat ikan mati secara masal.
Pengayaan nutrien (posfat dan nitrat) di laut juga dapat terjadi dari pencemaran di luar sektor petanian. Pengolahan limbah kolektif yang dibuang ke laut juga dapat memperkaya nutrisi di laut. Hujan yang turun setelah kemarau panjang juga dapat membawa banyak bahan yang dapat menyebabkan penurunan oksigen di dalam air. Penggunaan pestisida yang berlebihan dapat terbawa ke laut dan menyebabkan kematian masal ikan. Demikian pula banjir dari tanah yang banyak mengandung asam sulfat. Konsentrasi pH yang rendah di perairan yang relatif tertutup dapat mematikan ikan.
Kematian masal ikan juga dapat disebabkan oleh ledakan populasi (outbreak) dari alga beracun, misalnya Pfiesteria. Ledakan populasi alga beracun ini biasanya demikian besar sehingga laut dapat berwarna kemerahan, yang disebut sebagai pasut merah atau red tide. Alga penghasil racun tersebut merupakan makanan siput. Siput yang telah banyak menimbun racun ini akan mematikan ikan dan burung yang memangsanya. Sejumlah keracunan atau kematian manusia setelah makan ikan juga berkaitan dengan alga beracun dari pasut merah ini.
Diperkirakan sekitar 400 jenis ikan yang dapat membawa racun alga, yang disebut
ciguatoxin, tetapi angka ini dianggap terlalu tinggi (Lehane and Lewis, 2000). Di Tahiti hanya dilaporkan 32 spesies yang mengandung ciguatoxin, di Jepang dilaporkan 10 spesies, sedangkan di Hawaii dilaporkan 16 spesies. Ikan-ikan yang biasanya membawa racun tersebut diantaranya meliputi belut laut (Lycodontis atau Gymnothorax javanicus), tenggiri (Scomberomorus commersoni), kerapu sunu (Plectopormus spp.), barakuda (Sphyraena jelo), kuwe (Caranx spp), dan kakap merah (Lutjanus gibbus). Belut laut dilaporkan merupakan yang paling banyak mengandung racun alga.
Pencemaran minyak dari tanker yang bocor atau pecah juga dapat membunuh ikan
secara masal. Minyak yang menutupi permukaan air akan menghambat masuknya oksigen ke dalam air, sehingga DO akan berkurang banyak. Tetapi penyebab ini akan mudah diketahui karena jejak minyak akan tampak dengan jelas.
Pencemaran logam berat tidak menyebabkan dampak akut berupa kematian ikan. Dampak akut hanya akan terjadi jika dalam konsentrasi yang sangat tinggi (>5 ppm).
Sedangkan pencemaran logam berat dalam konsentrasi tinggi hampir tidak pernah
terjadi, kecuali terjadi kecelakaan kapal pengangkut logam berat. Pecemaran logam
berat dari industri biasanya hanya menyebabkan dampak yang kronis.
Logam Cd merupakan salah satu logam berat yang digunakan untuk uji keracunan (toxicity). Ikan kerapu berukuran 2 cm mempunyai LC50 10,9 mg/liter Cd. Angka tersebut menunjukkan bahwa 50% anak ikan kerapu akan mati jika terdedah 10,9 mg/litter Cd selama 96jam. Konsentrasi Cd setinggi 10,9 ppm di alam sangatlah kecil peluangnya. Baku mutu air laut untuk kawasan konservasi membatasi kandungan logam Cd terlarut sebesar 0,01 ppm. Karena itu, pencemaran logam berat tidak termasuk dalam penyebab kemaian masal ikan laut.
Masyarakat sebaiknya tidak mengkonsumsi ikan yang mati secara masal, kecuali jika
penyebabnya sudah teridentifikasi tidak membahayakan manusia. Ikan yang mati karena pasang merah, akibat makan alga beracun, maka racun ciguatoxin di dalam daging ikan dapat masuk ke dalam tubuh manusia dan menyebabkan keracunan ikan laut yang dikenal dengan istilah ciguatera.

Sebagian dari tulisan ini dipublikasikan di: Bachtiar, I. (2003). Reproduksi seksual karang scleractinia: telaah pustaka (Reproduction of scleractinian corals: a review). Biota 8(3):131-134.

1. Pendahuluan

Terumbu karang merupakan ekosistem laut yang sangat penting di Indonesia, seperti pentingnya hutan tropis. Pada saat ini laju perusakan terumbu karang jauh di atas laju pemulihannya secara alami, maka rehabilitasi terumbu karang sudah merupakan kebutuhan yang sangat mendesak, seperti yang terjadi pada reboisasi hutan. Karang scleractinia, atau karang batu atau karang hermatipik, merupakan komponen terumbu karang yang paling penting. Karena itu, di dalam upaya rehabilitasi terumbu karang, pengetahuan tentang reproduksi dan rekruitmen karang scleractinia merupakan dua pengetahuan dasar yang sangat penting.

Reproduksi karang scleractinia, selanjutnya secara ringkas disebut repruduksi karang, merupakan salah satu topik dari biologi laut yang sangat kurang dipahami, terutama di Indonesia. Hal ini disebabkan sebagian karena kurangnya penelitian tentang reproduksi karang, sangat sedikitnya jurnal biologi laut yang tersedia, serta kemampuan Bahasa Inggris mahasiswa dan ilmuwan Indonesia yang kurang.

Ketiga faktor tersebut telah membuat pemahaman mahasiswa dan sebagian peneliti Indonesia tentang reproduksi karang banyak yang ketinggalan jaman atau telah kedaluarsa. Pada saat ini masih banyak peneliti karang Indonesia yang menyatakan bahwa sebagian besar karang adalah diocious (berumah dua) dan mengeluarkan larva planulla ketika memijah. Pemahaman ini mareka dapatkan dari buku teks biologi laut yang diterjemahkan dalam Bahasa Indonesia. Memang sebagian buku tersebut terbit pada tahun 1995-an, tetapi buku-buku tersebut sebenarnya telah diterbitkan sebelum tahun 1984, dalam teks aslinya Bahasa Inggris. Di dalam tahun 1984-1986, terjadi revolusi besar dalam pemahaman manusia tentang reproduksi karang. Tidak adanya akses pada jurnal-jurnal biologi laut, baik karena tidak tersedianya jurnal maupun karena kemampuan bahasa, membuat pengetahuan sebagian peneliti Indonesia tentang reproduksi karang tersebut telah tertinggal jaman.

Telaah pustaka ini dimaksudkan untuk memberikan penyegaran fakta-fakta tentang reproduksi karang di seluruh dunia dan beberapa tambahan data dari Indonesia. Salah satu masalah besaar dalam menemukan data reproduksi karang di Indonesia bukan hanya sedikitnya jumlah peneliti reproduksi karang, tetapi juga kurangnya publikasi, sehingga pengetahuan yang sangat sedikit tersebut menjadi lebih sedikit lagi.

2. Reproduksi Seksual Karang

Pola dan tipe reproduksi karang sangat beragam. Sebagian besar karang adalah monocious (hermaprodit), sebagian yang lain adalah diocious. Dari 210 spesies yang telah diteliti reproduksinya, 143 spesies di antaranya hermaprodit (Richmond and Hunter 1990). Di antara karang-karang tersebut, ada yang melakukan pembuahan internal ada pula yang eksternal. Sebelum ditemukannya pemijahan massal di the Great Barrier Reef (Harrison et al. 1984, Willis et al. 1985), para ahli karang menduga bahwa sebagian besar karang melakukan pembuahan internal. Penelitian yang lebih intensif tentang reproduksi karang setelah ditemukannya pemijahan massal menunjukkan bahwa sebagian besar karang melakukan fertilisasi eksternal. Karang yang melakukan pembuahan internal disebut juga sebagai pengeram (brooders), sedangkan yang menjalani fertilisasi eksternal disebut pemijah (broadcast spawners). Karang pengeram biasanya menghasilkan telur yang lebih sedikit daripada karang pemijah. Mungkin hal ini berhubungan dengan biaya perawatan yang tinggi untuk mengandung embryo (Harrison and Wallace 1990).

Walaupun kebanyakan karang adalah hewan hermaprodit. Beberapa spesies menunjukkan pola seksual yang membingungkan, misalnya Astrangia danae, Heteropsammia cochlea, Porites porites, Porites cylindrica dan Turbinaria mesenterina (Harrison and Wallace 1990). Kelompok karang ini biasanya bersifat gonokhoristik, tetapi kadang-kadang dijumpai bersifat hermaprodit .

Pada saat musim pemijahan, karang pengeram mengeluarkan larva (embryo) dari mulutnya. Sedangkan karang pemijah mengeluarkan sperma dan telur yang belum dibuahi melalui lubang yang sama. Fertilisasi karang pemijah terjadi di dalam air laut. Fertilisasi karang pengeram terjadi di dalam rongga gastrovaskular, dimana telur menetap beberapa hari sebelum pemijahan berlangsung.

Pemijahan biasanya terjadi pada malam hari setelah bulan purnama (Willis et al. 1985) di the Great Barrier Reef. Setelah matahari terbenam dan sebelum bulan purnama muncul, karang memijah di dalam kegelapan. Pemijahan terjadi selama seminggu setelah bulan purnama Oktober atau Nopember. Masing-masing spesies biasanya mempunyai jadwal tertentu untuk memijah setiap tahunnya. Goniastrea aspera, misalnya, memijah pada hari ke 2 hingga ke 4 setelah bulan purnama (Babcock et al. 1986). Pemijahan massal di the Great Barrier Reef ini berlangsung secara konsisten sejak diteliti di tahun 1981 sehingga kapan karang akan memijah telah dapat diramalkan jauh sebelumnya.

Lingkungan tempat hidup karang mempunyai pengaruh yang besar dalam pola reproduksi karang tersebut. Karang Acropora palifera, misalnya, reproduksi setahun sekali di Heron Island (23.5oLS), tetapi reproduksi sepanjang tahun di Lizard Island (14oLS) dan Lae (7oLS) (Kojis 1986). Ini berarti bahwa variasi faktor-faktor lingkungan dari tempat-tempat tersebut sebagai penyebab terjadinya variasi pola-pola reproduksi A. palifera.

Ada empat faktor lingkungan yang diduga paling berperan dalam siklus reproduksi karang, yaitu : suhu air laut, panjang hari (fotoperiod), siklus bulan dan pasang surut (Oliver et al. 1988). Siklus suhu air laut dan fotoperiod diduga sebagai faktor penyelaras jangka panjang yang menyelaraskan proses-proses gametogenesis. Sedangkan siklus bulan dan pasang surut dianggap sebagai faktor penyelaras peristiwa pemijahan.

Dilaporkan bahwa semakin ke arah utara the Great Barrier Reef, semakin kurang selaras pemijahan karang (Oliver et al., 1988). Pemijahan menjadi tidak selaras di dekat ekuator. Di Salamua (Papua New Guinea), misalnya, karang mempunyai masa memijah yang berbeda-beda atau memijah sepanjang tahun (Kojis, 1986). Di Hawaii dan Karibia, pemijahan karang juga tidak terjadi secara singkat dan masal, melainkan berlangsung selama beberapa bulan dengan puncak pemijahan pada bulan-bulan tertentu (Richmond and Hunter, 1990). Semakin mendekati ekuator keselarasan pemijahan masal karang semakin berkurang (Oliver et al., 1988). Karena variasi jarak dari ekuator berhubungan dengan variasi siklus suhu air laut dan fotoperiod, maka diduga kuat bahwa kedua faktor tersebut sangat berperan di dalam penentuan reproduksi karang.

Variasi suhu air laut telah diduga kuat sebagai faktor yang paling berperan dalam pemijahan masal tersebut (Harrison et al. 1984; Babcock et al. 1986). Semakin besar variasi tahunan temperatur air laut, semakin tinggi proporsi karang yang memijah bersama (Richmond and Hunter 1990). Tetapi pengamatan di lapangan lebih banyak menimbulkan teka-teki. Di Samoa, misalnya, variasi temperatur air laut hanya sekitar 2.5C, tetapi karang-karang memijah secara masal. Di dalam laboratorium, karang yang dipelihara di air yang lebih hangat, proporsi karang yang memijah bulan Nopember lebih tinggi daripada karang yang dipelihara di suhu air ambang (Bachtiar 1994). Akan tetapi, perkembangan telur dan testes karang yang dipelihara di air hangat tidak berbeda dengan telur dan testes karang yang di air dingin.

Fotoperiod juga diduga banyak mempengaruhi reproduksi karang. Variasi fotoperiod paralel dengan variasi suhu air laut. Maka sulit membedakan apakah suatu variasi gejala yang berkaitan dengan variasi latitudinal disebabkan oleh suhu air laut ataukah oleh fotoperiod. Tetapi karang yang dipelihara selama tiga bulan sebelum musim pemijahan pada tiga macam perlakuan fotoperiod dengan cahaya buatan, tetap memijah pada bulan yang sama (Bachtiar 1994). Percobaan tersebut menunjukan bahwa fotoperiod sendiri bukan faktor yang penting dalam penentuan bulan peimjahan karang di the Great Barrier Reef.

Reproduksi karang di Indonesia belum banyak diketahui. Lokasi geografis Indonesia yang terletak di kawasan tropis, dimana variasi suhu air laut dan panjang hari tidak selebar di The Great Barrier Reef maupun Okinawa, maka diduga bahwa reproduksi karang terjadi sepanjang tahun. Bachtiar (2001) melaporkan bahwa tiga jenis karang yang dominan di perairan barat laut Lombok Barat (Acropora nobilis, A. cytherea dan Hydnophora rigida) mempunyai musim reproduksi yang tidak serentak dan terentang panjang. Pemijahan puncak A. nobilis terjadi setelah purnama bulan Pebruari, dan pemijahan A. cytherea terjadi setelah purnama bulan Januari. Sedangkan karang Hydnophora rigida puncak pemijahannya terjadi dua kali setahun, yaitu setelah purnama bulan Nopember dan sekitar bulan April. Di perairan Laut Jawa, pemijahan karang ternyata tidak sama dengan di Lombok. Di Pulau Panjang, Jepara, karang A. aspera memijah setelah purnama bulan April (Munasik dan Azhari, 2002). Sedangkan di Pulau Karimunjawa, karang A. hyacinthus dan A. humilis dilaporkan memijah pada bulan Oktober (reviewed in Munasik, 2002). Di dalam catatan Munasik (2002), ada 19 jenis karang lainnya di Karimunjawa (Agariciidae, Faviidae, Merulinidae, Pectinida, Poritidae) yang mempunyai musim pemijahan setelah purnama di bulan Oktober dan Nopember. Tetapi semua data musim pemijahan karang di Karimunjawa tidak didapatkan melalui pengamatan histologis, melainkan oleh pengamatan mahasiswa di lapangan. Klarifikasi tentang musim pemijahan beberapa karang di Karimunjawa secara histologis perlu dilakukan sebelum kita menggunakan data tersebut untuk menarik suatu kesimpulan atau menyusun suatu dugaan.

3. Penyebaran Larva Planula

Sebelum ditemukannya pemijahan massal di the Great Barrier Reef, reproduksi karang di seluruh dunia dianggap sama dengan yang diketahui di terumbu karang Karibia, yang didominasi oleh karang pengeram. Karena larva karang pengeram dalam beberapa jam mampu menempel di substrat, maka penyebaran larva karang diduga tidak jauh dari habitat induknya.

Setelah diketahui bahwa karang kebanyakan pemijah gamet yang baru mampu menempel setelah 3 hari atau lebih (Richmond 1988), maka dugaan bahwa gamet dan larva karang dapat disebarkan dalam jarak yang jauh semakin kuat. Pengamatan di the Great Barrier Reef membuktikan bahwa plankton hasil pemijahan karang ditemukan hanyut oleh arus oseanik yang jauh dari terumbu induknya. Dalam 30 jam setelah spawning, plankton karang ditemukan di lokasi sejauh 6.5 km dari terumbu asalnya (Willis and Oliver 1988). Lamanya kompetensi larva planula untuk menempel di substrat yang sesuai memperkuat hipotesis bahwa larva karang dapat tersebar jauh dari terumbu induknya. Larva Acroporidae (Acropora tenuis) akan siap menempel sejak berusia 3 hari hingga 20 hari kemudian, sedangkan larva Pocilloporidae (Pocillopora damicornis) dapat dapat bertahan kompeten di air laut sebagai plankton hingga 100 hari (Richmond 1988). Dalam waktu yang lama tersebut larva planula dapat terseret arus hingga ratusan kilometer dari induknya.

Larva planula dalam 24 jam pertama sebagian besar terkonsentrasi di permukaan air. Semakin lama larva kehilangan keterapungannya (buoyancy) sehingga semakin tenggelam dan larva semakin tersebar di air bagian bawah. Pada hari kelima Willis dan Oliver (1988) menemukan bahwa konsentrasi larva di permukaan tidak berbeda lagi dengan di kedalaman 20 meter.

4. Penempelan (settlement) Larva Planula

Jika tersedia substrat yang sesuai, maka larva planula yang telah kehilangan keterapungan akan menempel, melekat di substrat dan mengalami metamorfosis, yang kemudian tumbuh menjadi rekruit. Penempelan larva dimulai jika larva planula yang kompeten dapat menemukan substrat yang keras. Sebelum menempel, planula berenang-renang di sekitar substrat untuk mencari dan menguji lokasi mana yang akan ditempeli (Harrison and Wallace 1990). Bagian aboral planula diduga mempunyai semacam sensor yang berperan dalam pemilihan substrat tersebut.

Penempelan larva dapat berarti penempelan yang permanen dan diikuti oleh pelekatan dan metamorfosis, dapat juga berarti penempelan sementara saja (Harrison and Wallace 1990). Pada kasus penempelan sementara, planula akan berenang lagi untuk mencari lokasi penempelan lain yang lebih sesuai. Pelekatan larva planula terjadi dengan dikeluarkannya nematocyst dan mucus dari bagian epidermis aboral. Begitu pelekatan selesai, maka planula mengalami metamorfosis dengan terjadinya kontraksi dari arah oral ke aboral, sehingga bagian dasar lebih pipih dari bagian oralnya. Selesainya proses metamorfosis akan segera diikuti oleh proses kalsifikasi, pembentukan sekat-sekat rongga (mesentery) di dalam tubuh, dan pembentukan bakal tentakel. Metamorfosis pada hewan invertebrata biasanya dianggap sebagai proses yang tidak dapat kembali. Metamorfosis larva planula dapat terjadi jika ada perangsang yang berasal dari alga krustosa berkapur, pecahan karang atau kerangka karang (Heyward and Negri 1999).

Penempelan larva planula dapat terhambat jika substrat tertutupi oleh sedimen. Pada kondisi tutupan sedimen sebanyak 95%, telah menghalangi penempelan larva karang Pocillopora damicornis secara total (Hodgson 1990). Sedangkan penurunan tutupan sedimen dari 90% ke 50% tidak memberikan perbedaan jumlah penempelan larva. Babcock dan Davies (1991) juga melaporkan sedimentasi setinggi 3.1 mg cm-2 hari-1 dapat menurunkan jumlah planula karang Acropora millepora yang menempel di substrat.

5. Rekruitmen Karang

Rekruitmen adalah bertambahnya anggota suatu populasi atau komunitas. Karena larva yang baru menempel dan metamorfosis belum dapat dilihat (disensus) dengan mata telanjang, maka pada tahap ini belum terjadi rekruitmen, melainkan penempelan (settlement) larva. Tahapan rekruitmen terjadi setelah rekruit dapat disensus, yaitu setelah berusia beberapa minggu dengan pengamatan mikroskop atau berusia sekitar 8-10 bulan dalam pengamatan in situ (Harrison and Wallace 1990).

Kebanyakan penelitian tentang rekruitmen karang dilakukan dengan menggunakan lempeng penempelan. Disebut demikian karena biasanya berbentuk lempeng, seperti keramik, gelas kaca, dan irisan karang Porites berbentuk lempeng. Lempeng penempelan yang tidak berbentuk lempeng juga pernah digunakan, misalnya balok beton, kerangka karang yang mati atau kubus yang terbuat dari kerangka karang masif. Karena itu membandingkan rekruitmen karang antara penelitian satu dengan yang lainnya hanya dapat dilakukan dengan mengetahui jenis substrat yang digunakan. Hasil penelitian Harriot dan Fisk (1987) menunjukkan bahwa masing-masing substrat mempunyai jenis dan kelimpahan rekruit yang berbeda-beda. Substrat yang diuji adalah petri dishes, keramik mengkilap (glazed ties), keramik tidak mengkilap, potongan karang Porites, potongan karang Platygyra, kerangka karang Acropora palifera, kerangka Platygyra, dan kerangka karang Pocillopora eydouxi.

Wallace (1985) menelaah karakteristik substrat yang baik untuk rekruitmen karang scleractinia. Ia mendapatkan bahwa substrat yang disukai oleh larva planula adalah yang terbentuk dari kalsium karbonat, dan mempunyai permukaan yang kompleks. Permukaan substrat yang kompleks memberikan variasi orientasi penempelan planula dan sekaligus perlindungan dari pemangsaan dan perumputan.

Pada umumnya rekruitmen karang sangat bervariasi secara spasial dan temporal. Rekruitmen karang di terumbu dekat pulau (inshore reef, fringing reef) berbeda dengan di terumbu yang jauh dari pulau (midshelf reef, offshore reef) (Harriot and Fisk 1987, 1988, Babcock 1988, Fisk and Harriot 1990, Sammarco 1991). Tranplantasi rekruit dari terumbu tepi atau dekat pulau ke terumbu yang jauh dari pulau tidak meningkatkan mortalitas rekruit, tetapi transplantasi sebaliknya meningkatkan mortalitas rekruit (Sammarco 1991). Variasi temporal rekruitmen karang banyak tergantung dari musim pemijahan karang. Karang yang memijah sepanjang tahun, misalnya Pocilloporidae, tidak mengalami banyak perbedaan rekruitmen antar waktu.

Pada lempeng penempelan, rekruitmen biasanya ditemukan lebih banyak di permukaan bawah daripada permukaan atas (Harriot and Fisk 1987, Babcock 1988). Tetapi pada penelitian Wallace (1985), keunggulan jumlah rekruit di permukaan atas lempeng penempelan hanya terjadi di lokasi yang dangkal, yaitu rataan terumbu dan gudus. Di tempat yang dalam, tubir, rekruitmen di permukaan atas lebih tinggi daripada di permukaan bawah. Penggunaan lempeng penempelan yang berupa kerangka karang P.oydouxi turut menentukan, mengapa hasil penelitian Wallace (1985) berbeda dengaan hasil penelitian yang lainnya.

Komunitas karang di suatu terumbu tidak ada hubungannya langsung dengan jumlah rekruit. Di Green Island yang komunitas karangnya sudah banyak dihabiskan oleh bintang laut Achanther plancii ternyata mempunyai kelimpahan rekruit yang tinggi (Harriot and Fisk 1987, 1988). Hal ini menunjukkan bahwa larva planula yang menempel di suatu terumbu berasal dari terumbu yang lainnya, dan fekunditas di suatu terumbu tidak ada kaitannya dengan kelimpahan rekruit di terumbu tersebut. Babcock (1988) memperkirakan bahwa larva planula karang mempunyai waktu lebih dari sebulan untuk menempel di substrat yang dipilihnya. Pada periode selama itu planula dapat terhanyut arus ke lokasi yang jauh dari induknya.

Karena rekruit (anakan karang) yang baru menempel tidak bisa diamati dengan mata telanjang, belum diketahui kecepatan pertumbuhannya yang pasti. Perhitungan kecepatan tumbuh rekruit berdasarkan waktu pemijahannya dan perkiraan lamanya menempel di lempeng penempelan (settlement plate) diperkirakan bahwa kecepatan pertumbuhan rekurit sangat lambat, sekitar 5 mm dalam tahun pertama (Harrison and Wallace 1990). Berdasarkan pengamatan rekruit yang tumbuh di substrat beton dan armoflex di Maldives dan waktu pemijahan, Clark and Edwards (1995) melaporkan bahwa rekruit sudah dapat dilihat dengan mata telanjang penyelam setelah berusia lebih dari 10 bulan.

Sebagaimana tipe hewan invertebrate di laut, kelulushidupan rekruit karang biasanya kecil. Sedimentasi disamping dapat menghambat penempelan larva juga dapat menurunkan kelulushidupan rekruit. Organisme lain seperti sponge, hidrozoa, tunicata, dan barnakel diduga mengurangi kelulushidupan rekruit (Harrison and Wallace 1990). Karang lunak Xenia puertogalerae dilaporkan mengurangi jumlah rekruitmen karang di sekitarnya (Atrigenio and Alino 1996). Percobaan Sammarco (1991) juga menunjukkan bahwa rekruit di terumbu dekat pulau mengalami kematian yang tinggi dari kompetisi terhadap ruang.

Tutupan algae yang lebat bisa menghambat penempelan larvae atau menurunkan kelulushidupan rekruit karena kompetisi terhadap ruang. Tetapi banyaknya hewan perumput di terumbu karang membuat keberadaan algae tidak menjadi pembatas. Banyak penelitian menunjukkan bahwa keberadaan hewan-hewan perumput (grazer) dapat memfasilitasi penempelan larva dan mempertinggi kelulushidupan rekruit (Harrison and Wallace 1990). Perumputan yang sangat intensif memang dapat menghancurkan rekruit di antara algae tersebut. Tetapi ikan dari jenis Acanthuridae dan Scaridae, misalnya, dilaporkan menghindari rekruit yang berukuran >3 mm.

6. Reproduksi dan Rekruitmen Karang Dalam Rehabilitasi

Pengetahuan tentang reproduksi dan rekruitmen karang telah banyak bermanfaat dalam pengembangan teknologi rehabilitasi terumbu karang, yaitu upaya pengembalian prosentase tutupan karang batu. Teknologi rehabilitasi dengan transplantasi anakan (juvenil) karang sudah dilakukan di Filipina (Raymundo et al. 1999) dan di Hawaii dan Guam. Karang dipijahkan dalam laboratorium dan larvanya dibiarkan menempel di substrat yang disediakan. Setelah rekruit tumbuh menjadi juvenil dalam ukuran tertentu, anakan karang tersebut dipindahkan ke terumbu yang rusak. Semakin besaar koloni anakan karang yang dipindahkan, semakin tinggi pula kelulushidupannya. Teknologi transplantasi karang ini mempunyai efektivitas yang lebih baik daripada teknologi yang telah ada sebelumnya, yaitu transplantasi karang (Clark and Edwards 1995).

Akan tetapi, transplantasi anakan karang belum bisa dilakukan di sebagian besar wilayah negara berkembang. Transplantasi anakan karang memerlukan laboraorium biologi laut dan pengetahuan tentang waktu pemijahan karang. Kedua hal tersebut biasanya tidak tersedia di sebagian besar lokasi di Indonesia. Laboratorium biologi laut, misalnya, hanya tersedia kurang dari 10 buah dari 28 propinsi. Informasi tentang waktu pemijahan karang juga sangat sedikit. Maka, penerapan teknologi ini banyak kendalanya di negara berkembang.

Teknologi yang lebih praktis dan murah sudah mulai dikembangkan dengan menempatkan substrat buatan ke terumbu. Thongtham and Chansang (1999) di Phuket, Thailand, dan Bachtiar (2002) di Lombok, Indonesia, membuat substrat beton dan meletakkannya di terumbu yang rusak. Walaupun kedua penelitian tersebut mengunakan ukuran dan bentuk beton yang berbeda, keduanya melaporkan kelimpahan rekruit karang yang lebih tinggi di terumbu yang diberi beton daripada yang hanya dari substrat alami. Fox et al. (2001) juga mengembangkan teknologi yang praktis di Pulau Komodo, dengan cara membersihkan terumbu dari pecahan karang (rubble), membersihkan terumbu dari karang lunak dan menempatkan onggokan batu kali. Penelitian tersebut melaporkan kelimpahan rekruit yang lebih tinggi di ketiga perlakuan dibandingkan dengan di kontrol. Ketiga penelitian tersebut dapat meningkatkan kelimpahan rekruit dengan memberikan substrat yang stabil, karena kestabilan substrat merupakan salah satu syarat utama untuk mencegah kematian pasca penempelan.

7. Penutup

Penelitian tentang reproduksi dan rekruitmen karang masih sangat kurang di Indonesia, sehingga informasi yang tersedia sangat sedikit. Karena itu, penelitian reproduksi karang, terutama karang yang pemijahannya tahunan sangat diperlukan untuk pengembangan teknologi rehabilitasi yang sesuai dengan wilayah target. Karang di Indonesia bagian timur mungkin berbeda musim pemijahannya dibandingkan dengan di Indonesia Barat, karena keduanya mendapat arus yang berbeda dan dipengaruhi oleh siklus suhu air laut yang berbeda pula.

Sedikitnya informasi tentang reproduksi karang dan kurangnya fasilitas laboratorium bukan hambatan yang besar dalam pengembangan teknologi rehabilitasi. Beberapa macam teknologi generik yang murah telah dikembangkan di Indonesia, walaupun penelitian lanjutan masih sangat diperlukan. Kelulushidupan rekruit di substrat buatan, jenis-jenis substrat buatan yang murah dan efektif, dan jumlah serta bentuk substrat buatan yang optimum; semuanya merupakan informasi kunci yang belum didapatkan dalam teknologi generik rehabilitasi terumbu karang.

Daftar Pustaka

Atrigenio, M.P. and Alino, P.M. (1996). The effects of soft coral Xenia puertogalerae on the recruitment of scleractinian corals. J. Exp. Mar. Biol. Ecol. 203(2):179 189.
Babcock, R. (1988) Fine-scale spatial and temporal patterns in coral recruitment. Proc. 6th Int. Coral Reef Symp. 2::635-639.
Babcock, R. and Davies, P. (1991). Effects of sedimentation on settlement of Acropora millepora. Coral Reefs 9:205 208.
Babcock, R.C., Harrison, P.L., Oliver, J.K., Wallace, C.C. and Willis, B.L. (1986). Synchronous spawnings of 105 scleractinian coral species on the Great Barrier Reef. Mar. Biol. 90:379-394.
Bachtiar, I. (1994). The Effect of Temperature, Photoperiod and Fragmentation on the Reproduction of Mass Spawning Corals. Thesis. James Cook University of North Queensland. pp.121.
Bachtiar, I. (2001). Reproduction of three scleractinian corals (acropora cytherea, A. nobilis and Hydnophora rigidai) in eastern Lombok Strait, Indonesia. Majalah Ilmu Kelautan (Journal of Indonesian Marine Sciences) 21:18-27.

Bachtiar, I. (2002). Promoting recruitment of scleractinian corals using artificial substrate in the Gili Indah, Lombok Barat, Indonesia. Proc. 9th Int. Coral Reef Symp. Bali 2000. In perss.

Clark, S. and Edwards, A.J. (1995). Coral transplantation as an aid to reef rehabilitation: evaluation of a case study in the Maldives Islands. Coral Reef 14(4):201-213.

Fisk, D.A. and Harriot, V.J. (1990). Spatial and temporal variation in coral recruitment on the Great Barrier reef: implications for dispersal hypotheses. Mar. Biol. 107:485 490.

Harrison, P.L. and Wallace, C.C. (1990). Reproduction, dispersal and recruitment of scleractinian corals. In : Dubinzky, Z. (ed.) Coral Reefs. Elsevier Science Publishers. Amsterdam. pp. 133-207.

Harriot, V.J. and Fisk, D.A. (1987). A comparison of settlement plate types for experiments on the recruitment of scleractinian corals. Mar. Ecol. Prog. Ser. 37:201 208.

Harriot, V.J. and Fisk, D.A. (1988). Recruitment patterns of scleractinian corals: astudy of three reefs. Aust. J. Mar. Freshwater Res. 46:409-416.

Harrison, P.L., Babcock, R.C., Bull, G.D., Oliver, J.K., Wallace, C.C. and Willis, B.L. (1984). Mass spawning in tropical reef corals. Science 223(1):186-189.

Hatcher, B.G. (1980). Grazing in coral reef ecosystem. In: Barnes, P.J. (ed.) “Perspective on Coral Reefs”. AIMS. Townsville, pp. 164-175.

Heyward, A.J. and Negri, A.P. (1999). Natural inducers for coral larval metamorphosis. Coral Reefs 18:273-279.

Hodgson, G. (1990). Sediment and the settlement of larvae of the reef coral Pocillopora damicornis. Coral Reefs 9:41 43.

Kojis, B.L. (1986). Sexual reproduction of in Acropora (Isopora) (Coelenterata: Scleractinia) II. Latitudinal variation in Acropora palifera from the Great Barrier Reef and Papua New Guinea. Mar. Biol. 91:311-318.
Munasik. 2002. Reproduksi karang di Indonesia: suatu kajian. Prosiding Konferensi Nasional III 2002 Pengelolaan Sumberdaya Pesisir dan Lautan Indonesia 21-24 Mei 2002. In press.
Munasik and Azhari, A. 2002. Masa reproduksi dan struktur gonad karang Acropora aspera di Pulau Panjang, Jepara. Prosiding Konferensi Nasional III 2002 Pengelolaan Sumberdaya Pesisir dan Lautan Indonesia 21-24 Mei 2002. In press.

Oliver, J.K., Babcock, R.C., Harrison, P.L. and Willis, B.L. (1988). Geographic extent of mass coral spawning: Clues to ultimate causal factors. Proc. 6th Int. Coral Reef Symp. Australia 2:803-810.

Richmond, R.B. (1988). Competency and dispersal of planullae larvae of a spawning versus a brooding coral. Proc. 6th Int. Coral Reef Symp. 2:827-831.

Richmond, H.R. and Hunter, C.L. (1990). Reproduction and recruitment of corals: comparison among the Carribean, the Tropical Pacific, and the Red Sea. Mar. Ecol. Prog. Ser. 60:185-203.

Sammarco, P.W. (1991). Geographically specific recruitment and postsettlement mortality as influences on coral communities: The cross-continental shelf transplant experiment. Limnol. Oceanogr. 36(3):496-514.

Wallace, C.C. (1985). Seasonal peak and annual fluctuations in recruitment of juvenile scleractinian corals. Mar. Ecol. Prog. Ser. 21:280-298.

Willis, B. L. and Oliver, J.K. (1988). Inter-reef dispersal of coral larvae following the annual mass-spawning of the Great Barrier Reef. Proc. 6th Int. Coral Reef Symp. 2:853-859.

Willis, B.L., Babcock, R.C., Harrison, P.L., Oliver, J.K. and Wallace, C.C. (1985). Patterns in the mass spawning of corals on the Great Barrier Reef from 1981 to 1984. Proc. 6th Int. Coral Reef Symp. 2:343-348.

KARANG DAN TERUMBU KARANG
Di dalam pembicaraan sehari-hari karang biasa diartikan sebagai batu yang keras (rock). Di dalam istilah biologi laut, karang diartikan sebagai hewan invertebrata dari ordo Scleractinia (Cnidaria, Anthozoa) yang biasanya hidup sesil di dasar laut, yang dalam istilah bahasa Inggris disebut coral (lihat Gambar 1 dan 2). Sedangkan terumbu karang (coral reef) bagi peneliti Biologi mempunyai arti sebagai suatu ekosistem yang biasanya didominasi oleh komunitas karang, yaitu kelompok hewan sesil yang menghasilkan kapur. Sedangkan hewan-hewan lain yang hidup di dalam atau di sekitar terumbu karang disebut hewan terumbu karang (coral reef animal), misalnya cacing polycaheta, echinodermata dan crustacea.

Gambar 1. Karang Acropora

Gambar 2. Karang Acropora

Gambar 3. Terumbu karang atau terumbu secara fisik.

Sesuai dengan namanya, ekosistem terumbu karang mempunyai komponen utama terumbu (reef) dan karang batu (coral). Karang batu memang merupakan bagian terpenting dari terumbu, tetapi karena dalam keadaan hidup dan sering diteliti secara terpisah sehingga kadang peneliti membedakan antara karang dari terumbunya. Terumbu (reef) merupakan struktur berkapur yang terdapat di perairan laut dangkal. Di dalam ekosistem termbu karang terdapat pula ikan-ikan terumbu, makroalgae, sponge, cumi-cumi, siput, kerang, cacing, bintang laut, dan sebagainya (Gambar 4).

Gambar 4. Ekosistem terumbu karang

Kadang-kadang ada penulis menyingkat sebutan terumbu karang (coral reef) menjadi hanya terumbu (reef) saja, tetapi menjadi sebuah kesalahan jika memperpendek dengan sebutan dengan karang (coral) saja. Kejadian tersebut sering membingungkan orang yang baru memahami istilah terumbu karang. Ikan-ikan yang hidup di terumbu karang disebut ikan-ikan terumbu karang (coral reef fishes) atau ikan-ikan terumbu (reef fishes). Penggunaan istilah ikan-ikan karang tidak dikenal di dalam publikasi standard.
Di dalam ekosistem terumbu karang, karang merupakan komponen yang utama sehingga baik buruknya kondisi suatu terumbu karang ditentukan oleh banyak sedikitnya kelimpahan karang. Jika dianalogkan dengan ekosistem hutan, karang berperan sebagai pohon-pohon yang tumbuh dibukit terumbu. Disamping sebagai tempat tinggal, tempat makan dan berlindung dari banyak hewan lain, karang juga berfungsi sebagai pencegah terjadinya erosi. Jika pohon menahan erosi dengan banyak menyerap air dan memperkuat ketahanan tanaah, maka karang meencegah erosi dengan banyak menimbun sedimen kapur yang meleekat di terumbu.

KARANG LUNAK VS KARANG BATU
Di dalam banyak publikasi tentang terumbu karang sering beberapa istilah lainnya, yaitu : karang batu dan karang lunak, karang hematipik dan karang ahermatipik. Karang batu dan karang lunak merupakan kelompok hewan yang berbeda dalam subklas. Karang batu termasuk dalam subklas Zoanthatiria, sedangkan karang lunak dalam subklas Octocoralia. Secara fisik antara karang batu dan karang lunak mudah dibedakan di dalam air. Karang batu keras karena mempunyai kerangka berkapur, sedangkan karang lunak tidak mempunyai kerangka sehingga tubuhnya bergerak-gerak oleh arus dan gelombang air.
Karang batu (ordo Scleractinia) terpisah dari karang lunak (ordo Acyonacea) pada tingkat subklas. Karang batu termasuk dalam dari subklas Zoantharia. Karang lunak termasuk dalam subklas Octocoralia. Jika peneliti membahas tentang ‘karang’, maka yang dimaksudkan adalah karang batu dari ordo Scleractinia, bukan ‘karang lunak’, bukan pula ‘terumbu karang’. Jika peneliti membahas tentang karang lunak, ia tidak pernah menggunakan kata ‘karang’ saja, melainkan ‘karang lunak’.
Karang lunak berada dalam satu subklas dengan karang ahermatipik, yaitu karang batu yang tidak mengandung zooxanthellae di dalam jaringan tubuhnya. Yang termasuk dalam kelompok ini adalah karang biru dan karang merah. Karang batu yang masuk dalam ordo Scleractinia semuanya merupakan karang yang hermatipik. Adanya algae zooxanthellae membuat karang batu mendapatkan energi ekstra dari sumbangan algae sehingga umumnya tumbuh lebih cepat. Istilah karang jika digunakan secara tersendiri, biasanya mengacu pada istilah karang batu, atau karang yang menghasilkan kapur.

Sebagai suatu hewan karang memiliki sifat-sifat yang sangat istimewa. Banyak karakteristik karang yang tidak banyak dimiliki oleh hewan darat pada umumnya. Sebagian besar karang adalah hewan sesil yang tumbuh di substrat berkapur yang keras, yaitu terumbu. Mirip dengan layaknya tanaman yang tumbuh di suatu bukit. Karang mengandalkan fotosintesis dari algae di dalam jaringannya untuk tumbuh, sehingga karang selalu membutuhkan cahaya matahari yang terang sebagaimana tumbuhan. Di dalam proses reproduksi dan penyebaran larvanya, karang juga lebih mirip tumbuhan daripada hewan.

KARANG BATU DAN INVERTEBRATA KERABATNYA
Invertebrata yang tergabung dalam klas Anthozoa di bagi menjadi dua, yaitu Subklas Octocoralia yang mempunyai 8 tentakel dan 8 mesenteri, dan Subklas Zoantharia yang mempunyai tentakel dan mesenteri lebih dari 8. Di dalam bukunya, Barnes (1986) membagi Subklas Octocoralia menjadi 6 ordo, demikian juga Subklas Zoantharia terbagi dalam 6 ordo.
Keenam ordo dalam subklas Octocoralia adalah Stolonifera, Telestacea, Alcyonacea, Gorgonacea dan Pennatulacea. Di antara keenam ordo tersebut, jenis-jenis yang perlu diperhatikan di terumbu karang adalah karang merah atau karang pipa organ Tubipora, Clavularia (ordo Stolonifera); karang lunak Alcyonium, Sarcophyton, Lobophyton, dan Xenia (ordo Alcyonacea); karang biru Heliopora (ordo Helioporacea); karang gorgonia Gorgonia, Leptogorgia, Muricea (orgo Gorgonacea); serta pena laut Stylatula, Veretillum, dan Renila.
Subklas Zoantharia terdiri atas ordo Zoanthidea, Actiniaria, Scleractinia (Madreporaria), Corallimorpharia, Ceriantharia dan Antipatharia. Ordo Scleractinia meliputi semua jenis karang batu (hermatipik) misalnya Acropora, Fungia, Goniastrea, Montipora, Pocillopora, Porites. Ordo Actinaria meliputi kelompok anemon laut seeperti Metridium, Stichodactyla, Epiactis. Ordo Zoanthidae meliputri bermacam-macam hewan zoantid yang kurang dikenal orang, misalnya zoanthus, Palythoa, Epizoanthus.
Dari sistem klasifikasi tersebut, kelompok anemon dan zoanthid merupakan kerabat terdekat dari karang batu. Karang lunak, karang biru dan karang merah merupakan kelompok yang kekerabatannya lebih jauh karena berbeda subklas. Karang api Millepora (Ordo Milleporina) mempunyai kekerabatan yang paling jauh dengan karang batu. Karang api termasuk dalam Klas Hydrozoa (Filum Cnidaria), yang mempunyai fase medusa dalam siklus hidupnya. Karang merah, karang biru dan karang api biasanya dikelompokkan tersendiri sebagai karang non-scleractinia.

TERUMBU KARANG
Terumbu karang merupakan struktur fisik dari kalsium karbonat (berbahan kapur) di dalam laut yang berasal dari sedimentasi proses biogenik. Berdasarkan lokasi dan topografinya terumbu karang dibagi menjadi bermacam-macam tipe. Karena banyak ilmuwan menggunakan klasifikasi yang berbeda-beda, maka beberapa macam tipe seringkali saling tumpang tindih atau identik dengan lainnya. Di sini hanya empat tipe terumbu yang dibahas untuk menyederhanakan istilah-istilah penting.
1. Terumbu tepi (fringing reef). Terumbu tepi biasanya dianggap sebagai terumbu sederhana ynag tumbuh di tepi pulau. Terumbu tepi merupakan tipe terumbu karang yang paling banyak dijumpai di Indonesia, dan merupakan terumbu karang yang banyak dikunjungi wisatawan seperti di Bali, Lombok, Manado dan Banda.
2. Terumbu penghalang (barrier reef). Terumbu tipe ini tumbuh membatasi pulau dari lautan lepas. Contoh terumbu ini terdapat di selatan Pulau Buru dan selatan Teluk Tomini. Terumbu penghalang yang paling besar tumbuh di the Great Barrier Reefs, Australia, yang tumbuh di sepanjang landas kontinen pantai timur laut Queensland. Terumbu penghalang Sunda Besar (Great Sunda Barrier Reefs) tumbuh melindungi pantai tumur Kalimantan, dan merupakan yang terbesar di Indonesia. Terumbu penghalang yang besar biasanya terdiri atas banyak terumbu-terumbu kecil yang tidak bisa dibedakan dengan terumbu tepi.
3. Atol. Terumbu tipe atol biasanya berbentuk cincin atau tapal kuda jika dilihat dari atas. Atol bisa terjadi karena menurunnya permukaan batuan atau menaiknya permukaan air laut. Di tengah atol terdapat goba. Atol terbesar di Indonesia adalah Atol Taka Bonerate, Laut Flores. Di Kepulauan Tukang Besi, Laut Banda, banyak ditemukan atol-atol yang kecil, misalnya Atol Lintea, Atol Kaledupa, Atol Kapota, Atol Koka dan Atol Noname. Atol juga disebut sebagai pulau tinggi karena terumbu ini dikelilingi oleh laut yang dalam.
4. Taket dan gosong (shoal and coral cay). Taket dan gosong merupakan pulau yang rendah dan tersusun seluruhnya oleh sedimen biogenik (zat kapur dari karang dan biota lainnya). Istilah taket biasaanya digunakan untuk pulau yang hanya muncul ketika air laut sedang surut saja. Sedangkan istilah gosong biasanya digunakan untuk pulau pasir baik yang belum bervegetasi maupun yang sudah bervegetasi. Pulau rendah tipe taket dan gosong merupakan jenis pulau yang terbanyak jumlahnya di Indonesia.
Berdasarkan tipe komunitas dan topografi fisiknya suatu terumbu dibagi menjadi beberapa habitat, yaitu rataan terumbu (reef flat), gudus (reef crest), tubir (reef slope) dan goba (lagoon). Rataan terumbu merupakan bagian terumbu yang dangkal dan biasanya mempunyai topografi yang relatif rata. Pada terumbu tepi, rataan terumbu merupakan bagian dimana biasanya masyarakat mencari siput ketika air surut. Gudus merupakan ujung rataan terumbu yang tumbuh naik sebelum turun ke tubir. Gudus merupakan tempat terjadinya pemecahan ombak ketika pasang naik, dan terdedah ke udara ketika surut. Tubir merupakan bagian terumbu yang menurun ke bawah. Keterjalan tubir bervariasi dari sekitar 40-90°. Lagoon merupakan kolam yang dalam dan terlindung dari arus dan gelombang oleh rataan terumbu.

A. PENDAHULUAN
Bintang laut Acanthaster planci merupakan salah satu masalah besar yang potensial dihadapi di dalam pengelolaan terumbu karang. Di antara pemangsa karang yang ada, A. planci adalah pemangsa karang yang paling berbahaya ketika terjadi peledakan populasi (outbreak), sehingga hampir seluruh karang hidup dimangsa oleh A. planci. Kerusakan terumbu karang akibat A. planci telah dilaporkan di seluruh dunia, misalnya Jepang, Australia, Palau, Guam, Vanuatu, Papua, Vietnam dan Indonesia. Walaupun peledakan populasi A. planci di Indonesia telah banyak dilaporkan secara lisan, publikasi tentang masalah ini masih sangat sedikit. Publikasi tentang A.planci yang tersedia banyak berasal dari Jepang dan Australia.
Di the Great Barrier Reefs (GBR), Australia, berdasarkan sisa-sisa duri dan kerangka di dalam sedimen diperkirakan bintang laut A. planci telah muncul di terumbu sekitar 3350 tahun yang lalu, walaupun tidak ada bukti kuat bahwa telah terjadi peledakan populasi yang menghabisi karang di terumbu sebelum tahun 1960-an (Moran et al. 1986). Peledakan populasi A. planci pertama kali dilaporkan pada tahun 1962 di Green Island, GBR. Peledakan populasi di Jepang pertama kali dilaporkan pada tahun 1969. Bintang laut A. planci diperkirakan mulai memasuki perairan Jepang pada tahun 1957-58 dan melakukan pemangsaan karang yang serius sejak awal tahun 1970-an.
Kerusakan terumbu karang yang dapat ditimbulkan oleh A. planci sangat besar sehingga pengelolaannya membutuhkan dana yang besar pula. Di Rukyu Islands, Jepang, kehadiran A. planci telah menelan biaya JPY 600 juta untuk memusnahkan 13 juta bintang laut antara tahun 1970-1983 (Yamaguchi 1986). Di perairan sekitar Cairns-Whitsunday, GBR, peledakan populasi A. planci telah menelan biaya AUD 3 juta untuk pengendalian populasi selama setahun pada tahun 2001 (CRC 2003). Disamping itu, jutaan dollar dana juga telah dihabiskan untuk penelitian A. planci selama 17 tahun di GBR.
Di Indonesia, kehadiran A. planci telah dilaporkan sejak tahun 1970-an oleh para peneliti LIPI, misalnya di sekitar Ambon (Soegiarto) dan Kepulauan Seribu (Aziz and Soekarno) (review in Lane 1996). Kedua laporan tersebut menunjukkan adanya A. planci dalam jumlah kecil atau dalam kondisi masih kecil (belum dewasa). Peneliti LIPI lainnya, Darsono dan Sukarno, telah mengamati adanya populasi A. planci di Kepulauan Seribu dari tahun 1991-1993 dan dilaporkan tidak ada peledakan populasi (review in Tomascik et al. 1997). Peledakan populasi baru terjadi pada tahun 1995, yang dilaporkan di dalam suatu seminar, tetapi tidak dalam suatu publikasi. Publikasi ilmiah tentang kerusakan terumbu karang Indonesia akibat A. planci baru dilakukan pada saat terjadi peledakan populasi di Kepulauan Banggai oleh Lane (1996). Pada tahun 1996 juga dijumpai adanya pemangsaan karang oleh A. planci yang menghabiskan hampir seluruh karang di Pulau Menjangan, Taman Nasional Bali Barat, dan Pantai Bama, Taman Nasional Baluran (Bachtiar, unpublished data). Pada tahun 2005, peledakan populasi (outbreak) bintang-laut A. planci dilaporkan terjadi di Pulau Kapoposang, Sulawesi Selatan (Yusuf 2008).
Makalah ini dimaksudkan untuk menghimpun informasi yang tersebar di dalam jurnal dan buku tentang biologi dan ekologi bintang laut A. planci dan mencari solusi pengelolaannya. Rendahnya jumlah tulisan tentang A. planci menyebabkan rendahnya kepedulian dan antisipasi ancaman A. planci di dalam rencana pengelolaan terumbu karang. Ketika terjadi peledakan populasi di suatu terumbu karang, sebagian pemerintah dan masyarakat tidak tahu bagaimana cara penangannya.

A. BIOLOGI
1) Taksonomi dan Morfologi
Bintang laut planci dilaporkan pertama kali dari contoh hewan di Indonesia oleh George Rumphius pada tahun 1705, yang 50 tahun kemudian dideskripsikan Linnaeus pada tahun 1758 (Moran 1990, Lane 1996), sehingga diperkirakan A. planci memang merupakan biota asli Indonesia. Genus terdiri atas tiga spesies, dua spesies lainnya adalah A. ellisi dan A. bervipinnus. A. ellisi merupakan bintang laut pemakan karang yang populasinya sangat jarang, hanya dilaporkan di Filippina. A. bervipinnus adalah bintang laut pemakan detritus (sampah organic). Ketiga spesies tersebut mempunyai genetik yang sangat mirip sehingga kadang terjadi hibrid di antara mereka. Di dalam evolusi, A. planci berasal dari A. brevipinnus yang mendapatkan kemampuan untuk memakan karang.
Bintang laut A. planci memiliki nama Indonesia sebagai terjemahan dari nama Inggrisnya ‘mahkota duri’ atau ‘mahkota berduri’. Menyebut atau menulis nama lengkap ‘bintang laut mahkota duri’ dianggap terlalu panjang, maka penulis mengusulkan digunakan nama kependekannya saja ‘BLMD’. Didalam komunikasi ilmiah berbahasa Inggris, para peneliti menggunakan nama ‘COT’ kependekan dari ‘crown of thorns’, sebagai pengganti A. planci. Di luar Indonesia, A. planci mempunyai nama lokal ‘alamea’ (Tonga, Samoa), ‘bula’ (Fiji) dan ‘rrusech’ (Palau).
Struktur tubuh A. planci sama dengan struktur umum dari Asteroidea. Badan berbentuk radial simetris, dengan tubuh mirip cakram bersumbu oral dan aboral yang mempunyai lengan-lengan. Bagian oral (mulut) menghadap ke bawah sedangkan bagian aboral menghadap ke atas. Di bagian aboral terdapat madreporit dan anus. Lubang madreporit berjumlah 6-13, sedangkan lubang anus berjumlah 1-6 buah. Bintang laut A. planci mempunyai lengan antara 8-21 buah. Duri-duri yang beracun berukuran 2-4 cm menghiasi permukaan aboral tubuh cakram dan lengan-lengannya.
Warna tubuh A. planci dapat bervariasi antar lokasi. Di perairan Thailand dan Maladewa (Maldive) warna tubuh biru keunguan, di GBR berwarna merah dan kelabu, sedangkan di Hawaii berwarna hijau dan merah (Moran 1990). Di Indonesia, warna tubuh A. planci merah dan kelabu pada perairan Laut Jawa dan Laut Flores. Di Cocos Island dan Christmas Island (barat daya Jawa), Australia, terdapat dua macam warna A. planci yang menunjukkan tipe Samudra Pasifik dan Samudra Hindia (Hobbs and Salmond 2008).

2) Pertumbuhan dan Reproduksi
Pertumbuhan A. planci sangat dipengaruhi oleh makanannya. Anakan A. planci yang makan algae mempunyai pertumbuhan sekitar 2,6 mm/bulan, sedangkan yang makan karang mempunyai pertumbuhan sekitar 16,7 mm/bulan (review in Moran 1990). Ketika dewasa, pertumbuhan melambat kembali menjadi sekitar 4,5 mm/bulan. Anakan A. planci yang berukuran kurang dari 10 mm memakan algae, sedangkan yang berukuran 10-160 mm sudah mulai memakan jaringan karang (Moran 1990). Individu dewasa berukuran sekitar 250-400 mm, dengan rekor terbesar adalah 800 mm.
Bintang laut A. planci mempunyai kelamin yang terpisah (berkelamin tunggal), dengan pembuahan eksternal. Rasio kelamin biasanya 1:1 (Moran 1990). Pemijahan terjadi pada musim panas. Di belahan bumi (hemisfer) utara, misalnya Jepang, pemijahan terjadi pada bulan Mei-Agustus. Di belahan bumi selatan, misalnya Australia, pemijahan terjadi pada bulan Nopember-Januari (Moran 1990), atau Desember-April (CRC 2003). Pemijahan berlangsung sekitar 30 menit (Moran 1990). Individu dewasa biasanya bergerombol sebelum pemijahan, dan memijah secara bersama pada saatnya. Ketika seekor betina memijah, maka suatu feromon yang keluar bersama telur akan memicu pemijahan betina lain dan bintang laut jantan yang ada di sekitarnya. Efektivitas feromon dalam memicu pemijahan tetangganya diperkirakan seluas radius 1-2 meter. Pemijahan berjamaah ini sangat penting bagi invertebrata laut untuk meningkatkan peluang terjadinya pembuahan.
Pemijahan invertebrata banyak dipengaruhi oleh fluktuasi musiman suhu air laut. Pada saat ini, kebanyakan penelitian tentang pemijahan invertebrata dilakukan di kawasan yang mempunyai empat musim atau temperata (temperate). Di kawasan tropis, seperti Indonesia, perbedaan suhu air laut antar musim tidak sebesar di kawasan temperata, sehingga musim pemijahan di kawasan tropis dapat berbeda dari kawasan temperata. Karena itu, mengetahui musim pemijahan A. planci di Indonesia merupakan topik yang masih sangat menarik. Apalagi perairan laut Indonesia merupakan transisi antara Samudra Pasifik dengan Samudra Hindia.
Fekunditas atau jumlah telur yang dihasilkan betina tergantung pada ukuran atau berat tubuh betina. Betina pemijah biasanya berumur 2-3 tahun, atau ukuran diameter tubuhnya lebih dari 25 cm (CRC 2003). Betina yang dewasa mempunyai ukuran tubuh 500-4000 gram, yang memiliki fekunditas sekitar 4-65 juta telur (Moran 1990). Jumlah telur yang sangat besar memang diperlukan oleh kebanyakan invertebrata laut. Kelulushidupan yang rendah harus diimbangi dengan jumlah telur yang sangat besar, sehingga larva yang selamat menjadi dewasa dapat dipertahankan. Telur A. planci berukuran 200 mikron, sedangkan sperma berukuran sekitar 1-2 mikron (Moran 1990). Ukuran telur dan sperma ini tidak banyak berbeda dengan ukuran umum gamet invertebrata laut.

3) Siklus Hidup
Siklus hidup A. planci pada prinsipnya sama persis dengan pola siklus hidup hewan Asteroidea (bintang laut) yang lainnya. Zigot yang terjadi pada saat pemijahan berkembang melalui proses-proses blastulasi dan gastrulasi yang kemudian memasuki tahapan dua fase larva secara berurutan, yaitu bipinnaria dan brachiolaria. Kedua larva tersebut hidup sebagai plankton sehingga pergerakannya mengikuti arah arus. Larva brachiolaria yang matang mempunyai daya apung negatif sehingga turun ke dasar laut yang biasanya di kawasan terumbu karang. Diduga larva brachiolaria menggunakan ‘aroma’ alga berkapur sebagai tanda-tanda untuk turun menempel pada terumbu karang. Setelah menempel di dasar terumbu, dimulailah kehidupan sebagai bentos bagi A. planci. Penempelan larva A. planci kemungkinan terjadi di tempat yang dalam karena pemangsaan karang oleh A. planci biasanya dimulai dari karang di tempat yang dalam.
Periode planktonis dari A. planci berlangsung sekitar dua atau tiga minggu. Makanan larva planktonis A. planci terdiri dari fitoplanton (khususnya pikoplankton), bakteri dan bahan organik terlarut (Okaji et al. 1997). Periode planktonis larva brachiolaria diakhiri dengan berkembangnya lima lengan melalui metamofosis dan menempel di dasar terumbu. Metamorfosis tersebut terjadi setelah hari ke-12 (Olson 1985). Ukuran diameter A. planci pada saat terjadi penempelan sekitar 0,5-1 mm atau 500-1000 mikron. Anakan A. planci yang sudah menempel di terumbu mendapatkan makanan dari alga berkapur. Pada umur sekitar 4-6 bulan, ketika ukuran tubuhnya mencapai 10 mm, A. planci merubah makanannya menjadi pemangsa karang dan mampu tumbuh jauh lebih cepat (review in Keesing and Halford 1992).
Laju mortalitas A. planci sangat tinggi, sebagaimana invertebrata laut lainnya. Laju mortalitas akan berkurang dengan bertambahnya ukuran tubuh A. planci. Pada kotak percobaan di lapangan, laju mortalitas anakan A. planci pada ukuran 1,1 cm atau umur satu bulan adalah 6,49% per hari (Keesing and Halford 1992). Laju mortalitas tersebut menurun pada hewan yang lebih besar menjadi 1,24% per hari pada ukuran 2,7 mm (4 bulan) dan menjadi 0,45% per hari pada ukuran 5,5 mm (7 bulan). Di dalam kajian Moran (1990) disebutkan bahwa laju mortalitas A. planci pada umur 7-23 bulan adalah 99,3%, atau sekitar 1,08 % per hari, sedangkan laju mortalitas A. planci antara umur 22-34 bulan adalah 75%, atau sekitar 0,39% per hari. Ketiga penelitian tersebut dilakukan pada saat terjadi peledakan populasi, sehingga faktor kepadatan populasi dapat berpengaruh.

B. EKOLOGI
1) Habitat
Bintang laut A. planci merupakan penghuni terumbu karang yang alami. Anakan A. planci yang masih kecil hidup di antara pecahan karang di dasar terumbu. Mereka memakan alga berkapur yang tumbuh pada pecahan karang tersebut. Bintang laut A. planci yang berukuran kecil (40 cm) mencari makan pada siang hari (CRC 2003). Pada siang hari, A. planci kecil bersembunyi dari pemangsa di bawah karang meja atau di celah-celah terumbu, sehingga survey populasi A. planci tidak menemukan individu berukuran kecil. Separuh dari waktu hidup A. planci digunakan untuk makan, sehingga dampaknya terhadap terumbu karang dapat sangat besar ketika populasinya besar.
Di dalam eksperimen, bintang laut A. planci dewasa mempunyai preferensi makanan karang Pocilloporidae, Acroporidae dan Favidae; tetapi pada kondisi lapang preferensi dapat berubah berdasarkan kondisi turbulensi (review in Sorokin 1995). Karang Poritidae merupakan jenis yang dihindari oleh A. planci. Walaupun demikian, dalam kepadatan yang tinggi A. planci dapat memangsa semua jenis karang termasuk Poritidae. Koloni karang Pocilloporidae yang mempunyai hewan simbion kepiting Trapezia atau udang Alpheus biasanya dihindari oleh A. planci.
Mereka memangsa karang dengan cara membuat jaringan karang menjadi bubur dan menyedotnya. Ketika sedang memangsa karang A. planci mengeluarkan perutnya lewat mulut dan menempelkannya langsung pada karang. Enzim-enzim pencernaan yang terdapat di dinding perut membuat jaringan karang yang terkena melunak menjadi semacam bubur. Ketika perutnya yang terbalik tersebut masuk kembali ke dalam tubuh, ikut masuk pula bubur yang telah dicernanya. Karang yang menjadi mangsa A. planci mati berdiri, dengan kerangka yang tidak berubah.
Kerangka karang yang mati tersebut menjadi tempat penempelan larva dan spora penghuni terumbu karang lainnya. Dengan pemangsaan tersebut, A. planci berjasa memberi kesempatan kepada hewan baru untuk tumbuh menempel di terumbu karang yang sudah padat. Pemangsaan karang oleh A. planci yang dalam populasi rendah bersifat selektif dengan preferensi pada Pocilloporidae dan Acroporidae yang tumbuh cepat dan cenderung mendominasi ruang di terumbu. Pemangsaan selektif ini mempunyai dampak ekologi yang positif karena memberikan bantuan kepada karang yang tumbuh lambat untuk tetap tinggal di terumbu tersebut. Tetapi jika populasi A. planci melebihi kemampuan karang untuk pulih kembali, maka yang terjadi adalah sebuah bencana kerusakan terumbu karang.

2) Peledakan populasi (outbreak)
Kepadatan populasi A. planci pada terumbu karang yang normal sekitar 6-20 individu per km2 (Moran 1990). Kepadatan tersebut setara dengan 0,06-0,2 individu dewasa per hektar. Terumbu karang yang sehat, dengan tutupan karang 40-50%, dianggap dapat menampung A. planci 20-30 ekor per hektar tanpa kerusakan yang berarti (CRC 2003). Pada saat terjadi peledakan populasi kepadatan A. planci sekitar 20,6 individu kecil per m2, atau 158 individu dewasa per 314 m2, atau 1150 individu dewasa per 20 menit renang orang dewasa (Moran 1990). Kepadatan saat peledakan populasi tersebut setara dengan 0,5 individu dewasa per m2 atau 5032 individu dewasa per hektar.
Jumlah bintang laut A. planci yang dapat ditemukan pada saat terjadi peledakan populasi mencapai ratusan ribu atau bahkan jutaan pada satu terumbu karang. Di Rukyu Island, misalnya, 13 juta bintang laut A. planci dibunuh ketika terjadi peledakan populasi tahun 1970-1983. Di Green Island, kelimpahan populasi diperkirakan tiga juta individu ketika peledakan populasi tahun 1979/80. Peledakan populasi A. planci di Bootless Bay, Papua New Guinea, dilaporkan mempunyai kepadatan populasi sekitar satu individu per m2 (Baine 2006). Ukuran diameter tubuh populasi A. planci tersebut bervariasi antara 3-46 cm, dengan didominasi anggota populasi ukuran diameter 15-20 cm dan 20-25 cm. Di Pulau Kapoposang, kepadatan saat terjadi peledakan populasi mencapai 120 individu per 100 m2, atau setara dengan 1,2 individu per m2 (Yusuf 2008).
Berdasarkan jejak duri A. planci pada sedimen, diperkirakan bahwa A. planci sudah ada di terumbu karang the Great Barrier Reefs (GBR) sejak 3000-6000 tahun yang lalu. Dari 223 terumbu karang yang disurvei pada tahun 1985-1986 di GBR, peledakan populasi A. planci terjadi pada 62 terumbu atau 27% (Moran et al. 1988). Terumbu di paparan tengah mempunyai proporsi peledakan populasi lebih tinggi daripada paparan luar, sedangkan terumbu paparan dalam hanya sedikit yang menjadi sampel penelitian sehingga kurang terwakili. Peledakan populasi sebagian besar terjadi di antara Townsville dengan Lizard Island. Besarnya ukuran GBR (sekitar 2900 buah terumbu) membuat peledakan populasi A. planci dapat terjadi setiap tahun, dengan lokasi terumbu yang berbeda atau berulang kembali.
Terjadinya peledakan populasi dapat melalui dua mekanisme: a) sebuah rekrutmen besar yang sukses sehingga populasi mempunyai komposisi ukuran tubuh yang relative seragam, b) melalui akumulasi rekrutmen secara bertahap sehingga populasi terdiri atas beberapa ukuran (kohort). Pratchett (2005) melaporkan bahwa di Lizard Island (GBR, Australia) ukuran tubuh A. planci bervariasi antara 11-62 cm diameter. Kelimpahan populasi juga meningkat secara bertahap hingga mencapai kondisi stabil pada kelimpahan 1 (satu) ekor per 200 m2. Hasil-hasil ini menunjukkan bahwa peledakan populasi yang terjadi di Lizard Island tahun 1996 mengikuti mekanisme yang kedua, yaitu rekrutmen A. planci terjadi secara bertahap dan akumulatif.
Setelah terjadinya peledakan populasi dan komunitas karang habis termakan, populasi A. planci menurun secara drastis. Penurunan populasi secara drastis biasanya terjadi dalam kurun waktu 1-5 tahun (reviewed in Pratchett 2005). Penurunan populasi tersebut diduga disebabkan karena penyakit (Pratchett 1999), kekurangan makanan atau penuaan.
Moran (1992) mengamati pembusukan bintang laut A. planci dewasa, yang telah dibuat lapar selama dua bulan dan dimatikan dengan perendaman dalam air tawar, di habitatnya. Pada hari pertama, beberapa jam setelah penempatan A. planci mati, bangkai tersebut segera dimakan oleh ikan atau benthos pemakan bangkai. Pembusukan bangkai terjadi pada tiga hari pertama. Pada hari keempat pembusukan oleh bakteri baru terlihat jelas. Hewan-hewan yang paling banyak aktivitas (> 10 kali) memakan bangkai A. planci adalah ikan-ikan Chaetodon auriga dan Arotron nigropunctatus, dan Cryptocentrus sp. Bintang laut A. planci juga tercatat sebagai pemakan bangkai kawannya, walaupun hanya sekali saja.
Berdasarkan hasil percobaan tersebut, Moran (1992) berspekulasi bahwa ketika karang yang menjadi makanan utamanya telah habis dikonsumsi, A. planci yang kelaparan diduga akan mencari terumbu karang yang baru dengan mengandalkan tanda-tanda ‘aroma’ karang dari air laut. Individu A. planci dewasa mampu bergerak dengan kecepatan 20 m per jam. Karena mereka tidak mampu bergerak cukup cepat untuk menyeberangi selat antar terumbu, maka mereka banyak mati dan membusuk dalam perjalanan. Hal ini diperkuat dengan ditemukannya banyak A. planci berserakan pada dasar laut berpasir di kedalaman 30-50 meter.

3) Interaksi dengan Biota Lain
Bintang laut A. planci, yang merupakan pemangsa karang yang berbahaya, merupakan mangsa dari sejumlah ikan dan bentos lainnya. Sejumlah karang dan ikan Chromis dimidiatus merupakan pemangsa dari larva A. planci (Moran 1990). Larva A. planci memang secara morfologi tidak berbeda dengan larva invertebrata lainnya, sehingga semua hewan planktivora dapat memangsa larva A. planci. Setelah larva A. planci mengalami metamorphosis, sebagian karang masih dapat memangsanya ketika ukurannya masih sangat kecil. Kepiting dari famili Xanthidae juga merupakan pemangsa anakan A. planci yang masih kecil. Disamping itu, udang Hymenoptera picta dan lobster Panilurus pencillatus juga merupakan pemangsa anakan kecil A. planci (Moran 1990). Pada tahapan kehidupan berikutnya, setelah duri yang keras menghiasi tubuhnya jumlah pemangsa A. planci semakin sedikit. Pada masa pra-dewasa ini beberapa jenis molluska (siput Charonia tritonis, Cassis cornuta), cacing Pherecardia striata dan ikan Arothron hispidus merupakan pemangsa yang utama dari A. planci (Moran 1990).
Pemangsaan A. planci oleh ikan masih belum didukung oleh bukti yang kuat. Banyak laporan bahwa ikan-ikan tertentu memangsa anakan A. planci, misalnya Pseudobalistes flamimarginatus, Aroton hispidus dan Celinius undulatus; tetapi belum ada pembuktian eksperimental yang mendukung hipotesis tersebut. Sweatmen (1995) melakukan eksperimen pemangsaan anakan A. planci oleh ikan-ikan Lethrinus spp dan Celinius undulatus. Ketika sekumpulan anakan A. planci yang masih kecil (<7 cm) didedahkan pada ikan pemangsa secara semi alami, pemangsaan ikan sangat sedikit. Ketika pendedahan tersebut dilakukan secara buatan, ikan pemangsa juga tidak pernah makan semua anakan A. planci. Dari 61 kesempatan memangsa, hanya 8 (13%) kesempatan anakan A. planci dimakan ikan. Hasil ini menunjukkan bahwa pemangsaan anakan A. planci oleh ikan belum mempunyai bukti yang cukup.
Hewan-hewan yang hidup bersimbiosis dengan karang dapat membantu karang mempertahankan diri dari pemangsaan A. planci. Sebagian besar karang bercabang mempunyai simbion (rekan simbiosis), terutama pada famili Acroporidae dan Pocilloporidae. Simbion karang tersebut meliputi ikan gobi, udang-udangan, dan kepiting. Pratchet (2001) menggunakan eksperimen untuk menentukan simbion mana yang paling membantu karang dalam menghadapi pemangsaan A. planci pada enam spesies karang. Dia melaporkan bahwa diantara keenam karang tersebut A. planci paling banyak memangsa Acropora gemmifera. Ketika simbion karang dihilangkan, A. planci tidak mempunyai preferensi jenis karang di dalam pemangsaan. Hasil tersebut menunjukkan bahwa kehadiran simbion mempengaruhi preferensi pemangsaan A. planci. Diantara simbion karang yang diuji, kepiting Trapezia terbukti sangat penting untuk melawan pemangsaan A. planci.
Hingga saat ini, belum ada pesaing (competitor) A. planci dalam memangsa karang. Pemangsa karang lain yang ganas adalah siput Drupella spp. (Muricidae). Tetapi kedua pembunuh utama karang tersebut belum pernah dilaporkan melakukan pemangsaan massal yang besar secara bersama-sama.

C. DAMPAK PEMANGSAAN
Dampak dari peledakan populasi A. planci terhadap pemangsaan komunitas karang sangat besar. Mortalitas karang akibat A. planci sekitar 55%, 70% dan 90% di Rib, John Brewer dan Loadstone Reefs, GBR (Williams 1986); dan 90% di Guam Island (review in Sorokin 1995). Di GBR, rata-rata mortalitas karang akibat serangan A. planci berkisar antara 60-90% (CRC 2003). Berubahnya habitat terumbu karang tersebut dapat mempengaruhi ikan-ikan terumbu. Laju pertumbuhan dan fekunditas ikan dewasa diperkirakan akan menurun, disamping penurunan laju rekrutmen dan kelulushidupan ikan-ikan kecil (Williams 1986).
Di GBR, Australia, pola munculnya peledakan populasi A. planci seperti berjalannya gelombang. Peledakan populasi dimulai dari terumbu di utara, Grren Island dan sekitarnya, kemudian secara perlahan bergerak ke selatan (CRC 2003). Pola gerakan gelombang tersebut bertepatan dengan pola arus air laut pada musim panas (Reichelt et al. 1990), yaitu pada musim pemijahan A. planci. Larva diperkirakan hanyut oleh arus tersebut ke terumbu karang yang berjarak dua minggu dari terumbu asalnya, atau sekitar 180 km. Dua atau tiga tahun berikutnya, larva yang menempel di terumbu kedua sudah menjadi dewasa dan memangsa karang. Populasi yang baru tersebut dapat sangat besar jika berasal dari pemijahan di terumbu yang mengalami peledakan populasi.
Terumbu yang sama dapat mendapat serangan A. planci secara berulang, dengan jeda waktu sekitar 15 tahun. Di Green Island, terumbu karang telah mengalami serangan A. planci yang serius pada tahun 1962, 1979 dan 1999/2000 (CRC 2003). Di Lizard Island, GBR, pemangsaan karang oleh A. planci yang terjadi pada tahun 1982 berulang kembali pada tahun 1996 (Wakeford et al. 2008). Di Rukyu Islands, Jepang, peledakan populasi terjadi pada tahun 1969, 1982/83, 1996 (Katoh and Kashimoto 2003) dan 2004. Terumbu karang di Pulau Menjangan, Bali, mengalami serangan A. planci pada tahun 1996 (I Bachtiar, unpublished data) dan mengalami serangan lagi pada tahun 2008 (IJ Prawira, personal communication).
Pemulihan terumbu karang dari serangan A. planci sangat bervariasi. Pada umumnya terumbu karang sudah pulih kembali persen tutupannya dalam waktu 10-15 tahun, atau lebih (CRC 2003). Berdasarkan data yang tersedia dari tahun 1985 hingga 1996 di GBR, Seymour and Bradbury (1999) membuat sebuah model yang memprediksi bahwa waktu pemulihan terumbu karang dari pemangsaan A. planci pada masa sekarang semakin lama dibandingkan dengan pada masa sebelumnya, walaupun kondisi yang lain tetap sama. Hasil ini menunjukkan telah terjadinya kerusakan pada ciri kunci struktur komunitas karang akibat peledakan populasi A. planci.

D. PENGELOLAAN
Pengelolaan terumbu karang untuk mengatasi masalah A. planci seharusnya ditujukan untuk mencegah munculnya peledakan populasi, menangani peledakan populasi yang sedang terjadi, dan mempercepat pemulihan terumbu karang yang rusak oleh A. planci. Pencegahan tiimbulnya peledakan populasi harus menjadi pilihan utama di dalam pengelolaan A. planci. Peledakan populasi A. planci membutuhkan penyebaran larva dalam jumlah yang besar. Jika larva dalam jumlah besar ini dapat tumbuh menjadi dewasa dan menghasilkan larva dari pemijahannya, maka peledakan populasi dapat terjadi pada terumbu karang yang menjadi penerima larva tersebut.
Hingga saat ini penyebab munculnya peledakan populasi A. planci masih belum jelas benar. Dari banyak teori yang ada, tiga teori yang mendapat banyak dukungan para peneliti sebagai berikut CRC (2003):
• Fluktuasi kelimpahan populasi A. planci merupakan fenomena alami, yang tidak terlalu penting untuk dirisaukan.
• Penangkapan pemangsa A. planci untuk konsumsi (ikan, siput) telah menyebabkan terjadinya peledakan populasi, sehingga penangkapan tersebut harus segera dihentikan.
• Pembangunan kawasan pesisir telah menambah nutrient ke dalam laut sehingga menyediakan banyak makanan tambahan bagi larva A. planci dan meningkatkan kelulushidupannya, yang menyebabkan populasi A. planci sangat berlimpah. Maka pengkayaan nutrient tersebut harus mendapat prioritas dalam pengelolaan.
Dua teori yang terakhir perlu dijadikan pijakan di dalam pencegahan terjadinya peledakan populasi A. planci. Kelulushidupan larva yang tinggi membutuhkan suplai makanan dalam jumlah yang besar. Larva A. planci membutuhkan makanan dalam bentuk pikoplankton dan bakteri. Kelimpahan keduanya di terumbu karang umumnya sangat rendah sehingga tidak cukup untuk membuat terjadinya peledakan populasi. Kelimpahan tinggi pikoplankton dan bakteri di perairan laut dapat terjadi jika ada suplai nutrient yang besar dari lumpur dan pupuk yang terbawa limpasan sungai, atau dari pembuangan limbah kota ke laut. Peran premangsa dalam pengendalian populasi A. planci juga sangat penting. Tetapi yang manakah pemangsa utama dari A. planci masih belum sangat jelas.
Dalam hidupnya, seekor betina A. planci dapat menghasilkan 1000 juta (satu milyar) telur (CRC 2003). Jika kelulushidupan larva meningkat dari 1/100 juta menjadi 1/10 juta, maka peningkatan populasi akan bertambah 10 kali lipat. Jadi cara pengelolaan bintang laut A. planci dapat dilakukan dengan mengurangi suplai nutrient ke laut dan penangkapan pemangsanya. Salinitas rendah juga merupakan faktor yang meningkatkan kelulushidupan larva A. planci (CRC 2003), sehingga limpasan air sungai perlu dikurangi melalui reboisasi lahan daratan.
Peledakan populasi yang telah terjadi harus diatasi dengan membunuh sebanyak mungkin individu dewasa agar ridak memproduksi larva yang akan menyebar ke terumbu berikutnya. Pembunuhan A. planci dapat dilakukan dengan membawanya ke darat atau membunuhnya di dalam air. Metode yang pertama, penyelam mengambil A. planci sebanyak-banyaknya dengan menusuk bintang laut tersebut seperti menusuk sate. Tusukan sate bintang laut yang terdiri dari 5-10 individu dibawa ke kapal atau perahu. Cara ini dilakukan berulangkali sehingga kapal penuh dan A. planci tersebut dibunuh di pantai.
Cara yang kedua dilakukan dengan menggunakan suntikan yang didesain khusus. Penyelam menyuntikkan larutan sodium bisulfate atau kupri-sulfat ke dalam tubuh A. planci. Biasanya A. planci akan mati dalam beberapa hari setelah terkena suntikan sodium bisulfat. Dengan cara ini penyelam dapat menyuntik ratusan A. planci dengan sekali penyelaman. Moran (1990) menyatakan metode penyuntikan dengan kupri-sulfat paling efektif, dapat membunuh 132 individu A. planci dalam waktu satu jam.
Walaupun kematian A. planci yang disuntik dapat mencapai 100%, penyuntikan kupri-sulfat dilaporkan tidak berhasil di Grub Reef, GBR, yang terdiri atas 53 takad (patch reefs), seluas 0,64 km2. Selama dua minggu 15 penyelam telah menyuntik 3175 bintang laut. Populasi A. planci memang telah berkurang banyak, tetapi tidak dapat hilang sama sekali. Biaya pengendalian populasi dengan penyuntikan tersebut sangat besar yaitu USD 35 per ekor (Johnson et al. 1990). Di Jepang, biaya penyuntikan bintang laut sekitar JPY 50 per ekor pada tahun 1972-1983 (Yamaguchi 1986).

E. PENUTUP
Pemangsaan karang oleh A. planci dapat menjadi masalah yang sangat serius pada terumbu karang di Indonesia. Banyaknya banjir dalam lima tahun terakhir menuntut antisipasi kita terhadap tingginya nutrient di laut dan terjadinya peledakan populasi. Perubahan iklim global yang diyakini meningkatkan frekuensi pemutihan karang dan penyakit karang membuat pengelolaan terumbu karang harus dilakukan dengan lebih cermat dan selalu di-‘update’ dengan informasi terkini tentang ekologi terumbu karang.
Penelitian tentang biologi dan ekologi A. planci masih sangat dibutuhkan untuk memahami faktor-faktor penyebab dan pemicu peledakan populasi, serta keterkaitan antar terumbu, dan mencari cara-cara yang lebih murah untuk mengatasi peledakan populasi yang sedang terjadi. Upaya-upaya rehabilitasi dan restorasi yang lebih murah juga perlu dikembangkan untuk mengantisipasi tantangan kerusakan terumbu karang di era pemanasan global.

DAFTAR ACUAN
Baine MSP (2006) A major outbreak of crown-of-thorns starfish in Bootless Bay, Central Province, Papua New Guinea. Coral Reefs 25:607.
CRC (2003) Crown-of-thorns starfish in the Great Barrier Reefs: Current State of Knowledge. Cooperative Research Centers (CRC) Reef Research Center. Townsville, Australia
Hobbs JPA, Salmond JK (2008) Cohabitation of Indian and Pacific Ocean species at Christmas and Cocos (Keeling) Islands. Coral Reefs 27:933
Johnson DB, Moran PJ, Driml S (1990) Evaluation of a crown-of-thorns starfish ( planci) control program at Grub Reef (central Great Barrier Reef). Coral Reefs 9:167-171
Katoh M, Hashimoto K (2003) Genetic similarity of outbreak populations of crown-of-thorns starfish ( planci ) that were 15 years apart in Okinawa, Japan. Coral Reefs 22: 178–180
Keesing JK, Halford AR (1992) Field measurement of survival rates of juvenile planci: techniques and preliminary results. Mar Ecol Prog Ser 85: 107-114
Lane DJW (1996) A crown-of-thorns outbreak in the eastern Indonesian Archipelago, February 1996. Coral Reefs 15:209-210
Moran PJ (1990) planci (L.): biographical data. Coral Reefs 9:95-96
Moran PJ, Reichelt RE, Bradbury RH (1986) An assessment of the geological evidence for previous outbreaks. Coral Reefs 4:235-238
Okaji K, Ayukai T, Lucas JS (1997) Selective feeding by larvae of the crown-of-thorns starfish, planci (L.). Coral Reefs 16:47-50
Olson RR (1985) In situ culturing of larvae of the crown-of-thorns starfish planci. Mar Ecol Prog Ser 25:207-210
Pratchett MS (2001) Influence of coral symbionts on feeding preferences of crown-of-thorns starfish planci in the western Pacific. Mar Ecol Prog Ser 214: 111–119
Pratchett MS, Vytopil E, Parks P (2000) Coral crabs influence the feeding patterns of crown-of-thorns starfish. Coral Reefs 19:36
Reichelt RE, Bradbury RH, Moran PJ (1990) Distribution of planci outbreaks on the Great Barrier Reef between 1966 and 1989. Coral Reefs 9:97-103
Seymour RM, Bradbury RH (1999) Lengthening reef recovery times from crown-of-thorns outbreaks signal systemic degradation of the Great Barrier Reef. Mar Ecol Prog Ser 176:1-10
Sorokin YI (1995) Coral reef Ecology. Springer-Verlag, Berlin
Sweatman HPA (1995) A field study of fish predation on juvenile crown-of-thorns starfish. Coral Reefs 14:47-53
Tomascik T, Mah AJ, Nontji A, Moosa MK (1997) The Ecology of Indonesian Seas. Part Two. Periplus Editions (HK) Ltd., Singapore
Wakeford M, Done TJ, Johnson CR (2008) Decadal trends in a coral community and evidence of changed disturbance regime. Coral Reefs 27:1–13
Williams DM (1986) Temporal variation in the structure of reef slope fish communities (central Great Barrier Reef): short-term effects of planci infestation. Mar Ecol Prog Ser 28:157-164
Yamaguchi M (1986) planci infestations of reefs and coral assemblages in Japan: a retrospective analysis of control efforts. Coral Reefs 5:23-30
Yusuf S (2008) Fenomena Ledakan Populasi Acantahster planci dan Pola Pemangsaan Pada Karang Keras di Pulau Kapoposang, Sulawesi Selatan. Simposium Terumbu Karang Nasional, Jakarta18-20 N

1. Pengenalan Istilah Herbivori
Herbivori (herbivory) atau grazing adalah proses atau kegiatan hewan herbivora mengkonsumsi bagian tubuh tanaman, dimana tanaman tidak mati akibat kegiatan tersebut. Di dalam Kamus Besar Bahasa Indonesia (KBBI), padanan kata untuk kedua istilah tersebut belum ada. Sebagian peneliti telah menggunakan istilah ‘perumputan’ sebagai padanan kata ‘grazing’, walaupun perumputan juga tidak masuk di dalam KBBI. Pada kamus tersebut sudah dikenal istilah ‘herbivora’ sebagai kata serapan dari bahasa asing, sehingga istilah ‘herbivori’ sebagai perubahan bentuk dari kata ‘herbivora’ digunakan di dalam tulisan ini. Penggunaan istilah ‘perumputan’ dapat memberikan kesan hanya mempunyai arti pemakanan rumput, tidak termasuk makroalga atau tanaman lainnya. Di dalam publikasi ilmiah tentang ekologi terumbu karang penggunaan istilah ‘herbivory’ juga lebih banyak dibandingkan dengan ‘grazing’.
Pada ekosistem terumbu karang, hewan pemakan tanaman atau herbivora merupakan komponen pengendali utama pertumbuhan tanaman makroalga. Makroalga merupakan biota yang sangat penting di dalam terumbu karang. Sebagai produsen primer, makroalga menambah daya dukung ekosistem terumbu karang. Kemampuannya untuk tumbuh secara cepat dapat berdampak negatif terhadap komunitas karang yang tumbuhnya lambat. Hingga saat ini telah tersedia kajian (review) dan sintesis tentang herbivori atau yang terkait dengannya pada sejumlah jurnal, diantaranya yang paling berpengaruh adalah Stenneck (1988), Hay (1997), McCook et al. (2001). Di dalam kajian pustaka ini, sejumlah kajian mereka yang sangat relevan dikaji ulang dan ditambahkan dengan sejumlah fakta baru yang belum tersedia ketika kajian tersebut dipublikasikan.
Herbivori merupakan satu proses ekologis yang sangat penting pada ekosistem terumbu karang. Herbivori merupakan satu-satunya mekanisme yang mengendalikan kelimpahan makroalga. Jika pertumbuhan makroalga tidak dikendalikan maka komunitas makroalga akan segera mendominasi terumbu karang. Dominansi makroalga berdampak negatif pada komunitas karang batu. Herbivori menyediakan ruang kosong untuk penempelan larva karang. Herbivora yang lebih besar tidak hanya mencabik makroalga tetapi juga memarut dasar terumbu tempat tumbuhnya makroalga. Bagian kapur terumbu yang terbuka akibat cabikan tersebut akan segera ditumbuhi oleh bakteri dan layak untuk menjadi tempat penempelan larva planula karang.

2. Herbivora dalam Herbivori
Ikan-ikan herbivora merupakan pelaku utama dari herbivori, disamping bulu babi (Echinoidea). Heman-hewan terumbu karang yang dilaporkan melakukan herbivori meliputi Polychaeta, Arthropoda, Echinodermata dan Pisces (Tabel 2.1). Di antara hewan-hewan herbivora tersebut bulu babi Diadema spp serta ikan-ikan Scarus spp. dan Siganus spp. merupakan kelompok herbivora yang utama. Di Jamaica, ketika penangkapan ikan telah merusak populasi ikan-ikan herbivora, maka peran fungsional ikan herbivora diisi oleh Diadema antillarum (Hughes, 1994). Tetapi Jackson et al. (2001) merevisi pandangan tersebut dengan menunjukkan fakta bahwa sejak jaman purba kelimpahan D. antillarum sudah selalu tinggi di Jamaica. Sebelum manusia menurunkan populasi herbivora yang lebih besar, misalnya duyung dan penyu, diduga keduanya memiliki peran fungsional yang sangat penting. Hilangnya kedua herbivora besar diganti dengan peran ikan-ikan herbivora. Penangkapan berlebihan ikan-ikan herbivora mengurangi kelimpahan populasi mereka sehingga perannya digantikan oleh D. antillarum.

Ikan-ikan herbivora di terumbu karang terdiri atas empat famili, yaitu Achanthuridae, Scaridae, Siganidae dan Kyphosidae. Dari keempat famili tersebut, tiga famili yang pertama merupakan ikan herbivora utama. Russ (1984a) yang melakukan survei herbivori pada sembilan terumbu karang di GBR membatasi ikan herbivora pada famili Achanthuridae, Scaridae dan Siganidae. Di Lizard Island, GBR, dan sekitarnya, kelimpahan ketiga ikan herbivora utama masing-masing adalah Achanthuridae (54%), Scaridae (31%) dan Siganidae (14%) (Meekan and Choat 1997). Di San Blas Islands, Panama, Meekan and Choat juga melaporkan pola yang serupa, walaupun ada satu lokasi dimana Kyphosidae menunjukkan proporsi kelimpahan yang sebanding dengan Achanthuridae, Scaridae dan Siganidae. Di Ambergris Caye, Belize, komposisi biomassa ikan herbivora berbeda dari Lizard Island dan San Blas Islands tersebut dengan Scaridae (65,4%) paling dominan diiukti oleh Acanthuridae (30,1%) dan Pomacentridae (4,5%) (Williams et al. 2001). Herbivori oleh Pomacentridae bersifat khusus karena teritorial sehingga tidak dibahas bersama dengan herbivori oleh Scaridae, Acanthuridae dan Siganidae.
Di dalam Famili Scaridae, ikan-ikan tersebut juga menunjukkan adanya variasi fungsi ekologis. Di the Great Barrier Reef (GBR) Australia, ikan-ikan herbivora Scaridae telah diklasifikasikan berdasarkan osteologi dan myologi dari rahang oral dan pharyngeal ke dalam tiga kelompok fungsional, yaitu : sebagai penggali atau excavators (Bolbometopon muricatum, Cetoscarus bicolor dan Chlorurus spp), penggaruk atau scrapers (Hipposcarus spp and Scarus spp), dan pemanen atau croppers (Calotomus spp, dan Leptoscarus vaigiensis) (Bellwood and Choat 1990; Bellwood 1994). Ikan penggali dan penggaruk memakan makroalga dan sekaligus polip karang. Kedua kelompok ini membuka ruang penempelan bagi larva karang dan spora makroalga. Ikan pemanen hanya memakan makroalga sehingga anakan karang dapat tumbuh dengan lebih baik.
Penangkapan ikan yang intensif dapat merubah struktur komunitas ikan pada terumbu karang. Di Hawaii, komunitas ikan pada terumbu yang penangkapan ikannya rendah mempunyai komposisi ikan predator atas (apex predator) 54% dengan ikan herbivora 28%, sedangkan pada terumbu yang tinggi penangkapannya komunitas ikan memiliki ikan predator atas hanya 3% dengan ikan herbivora 55% (Friedlander and deMartini 2002). Di perairan pantai Indonesia, pada umumnya penangkapan ikan demersal sangat tinggi karena sebagian besar armada nelayan subsisten hanya mampu beroperasi di kawasan terumbu karang.

3. Makroalga dalam Herbivori
Makroalga merupakan korban utama dari herbivori. Makroalga yang menjadi target dari hewan herbivora dapat dikelompokkan berdasarkan fungsi ekologisnya. Stenneck (1988) membuat tujuh kelompok fungsional alga di terumbu karang, termasuk mikroalga dan turf algae. Di dalam kaitannya dengan herbivori oleh makrobenthos atau ikan-ikan herbivora, mikroalga tidak termasuk di dalamnya. McClannahan (2003) mengelompokkan makroalga menjadi lima kelompok, yaitu turf algae, frondose, crustose-coralline, geniculated-coralline, crustose non-coralline dan crustose coralline (Tabel 2.2).

Di dalam herbivori, ikan-ikan herbivora memiliki preferensi terhadap makroalga tertentu. Makroalga Sargassum merupakan makanan favorit ikan herbivora dibandingkan dengan Padina di Orpheus Island, GBR. Dalam percobaan in situ, thallus Sargassum yang berupa tanaman utuh berkurang sekitar 50% hanya dalam waktu 4,5 jam didedahkan di terumbu, sedangkan thallus yang berupa potongan tanaman berkurang sekitar 54% (Fox and Bellwood 2008). Di dalam suatu percobaan “pilihan ganda”, dari 12 jenis makroalga yang disediakan ada empat jenis makroalga yang paling banyak dimakan ikan herbivora. Mantyka and Bellwood (2007) melaporkan bahwa biomasa makroalga Sargassum sp, Hypnea sp, Laurencia sp1 dan Laurencia sp2 tersisa kurang dari 5 % dalam waktu tiga jam pertama pada percobaan pilihan ganda tersebut.

Percobaan pilihan ganda juga menunjukkan bahwa makroalga Cholorodesmis fastigiata dan Galaxaura sp merupakan makroalga yang paling tidak disukai sebagai makanan. Setelah 24 jam pendedahan kedua jenis makroalga tersebut, biomassa yang berkurang berurutan sekitar 54% dan 60 % dari biomasa awal (Mantyka and Belwood 2007). Makroalga C. fastigiata merupakan Chlorophyta yang lunak dan berbentuk filamen, sedangkan Galaxaura sp merupakan Rhodophyta yang bercabang dan berthallus kuat. Pertahanan diri dari kedua makroalga tersebut diduga sebagai penyebab tingginya resistensi mereka terhadap herbivori.
Di dalam hubungan herbivori, tanaman sebagai pihak yang mempertahankan diri harus mengembangkan upaya evolusioner agar dapat tetap tumbuh dan berkembangbiak. Hay (1997) memberikan kejian (review) yang lengkap tentang bermacam-macam upaya evolusioner yang dilakukan oleh makroalga untuk menurunkan kerugian akibat herbivori. Upaya evolusioner makroalga untuk meningkatkan resistensi terhadap herbivori dilakukan dengan menghasilkan suatu struktur atau bahan kimia yang tidak disukai oleh pemakannya, yang disebut sebagai deterrants. Struktur thallus yang berkapur atau yang berbentuk padat dan keras, misalnya, dapat dihindari oleh herbivora tertentu. Demikian pula dengan dihasilkannya metabolit sekunder yang dapat menyebabkan herbivora mengalami gangguan ketika memakannya. Sebagian makroalga meningkatkan resistensi dengan jalan meningkatkan laju pemulihan (turnover), misalnya turf algae. Strukturnya yang sederhana dan membutuhkan sedikit bahan penyusun membuat turf algae dapat terus bertahan walaupun laju herbivori sangat tinggi.

4. Peran Herbivori dalam Ekosistem Terumbu Karang
Di dalam kondisi mesotrofik atu eutrofik, peran herbivori sangat penting untuk mempertahankan komunitas karang dalam berkompetisi dengan makroalga. Dalam kondisi banyak nutrien, kecepatan pertumbuhan makroalga yang pesat dapat membuat makroalga menutupi karang (overgrowth). Karang yang kalah dalam kompetisi spasial tersebut mengalami kekurangan cahaya matahari sehingga terjadi penurunan metabolisme dan pertumbuhan.
Secara alami makroalga merupakan biota yang sangat cepat menempati setiap ruang yang kosong. Jika herbivori dihilangkan dari kawasan tersebut, larva karang sulit mendapatkan substrat keras untuk menempel dan tumbuh. Larva planula karang sangat membutuhkan kehadiran hewan herbivora untuk membuka ruang yang penuh makroalga sehingga dapat menjadi tempat penempelan. Kehadiran hewan herbivora juga dibutuhkan anakan karang agar makroalga tidak menghalanginya dari sinar matahari. Laju kelulushidupan koloni karang dilaporkan rendah dengan adanya makroalga yang tumbuh didekatnya (Lirman 2001).
Sebagian makroalga dapat secara aktif menyerang jaringan karang di dalam kompetisi memperebutkan ruang. Pada awalnya McCook (2001) meragukan apakah makroalga dapat menyerang karang secara agresif, ataukah hanya sekedar menutupi karang dari cahaya matahari. Dari kajian pustaka hingga tahun 2001 tersebut, makroalga dianggap tidak dapat menyebabkan kematian karang melainkan secara tidak langsung menurunkan kelulushidupan karang. Kecepatan tumbuh makroalga yang dapat memberikan dampak negatif terhadap komunitas karang dianggap hanya muncul jika terjadi pengkayaan nutrien. Tetapi Jompa and McCook (2003a,b) melaporkan fakta baru bahwa ‘turf algae’ Anotrichium tenue dan Corallophila huysmansii dapat tumbuh menutupi dan melukai jaringan karang Porites.
Kehadiran ikan herbivora dapat menjadi penyelamat karang tertentu dari agresivitas makroalga tersebut. Di GBR, makroalga Sargassum siliquosum yang ditransplantasi dari terumbu di paparan dalam ke paparan tengah dapat tumbuh dengan baik jika dikurung dari hewan herbivora (McCook 1996). Hasil ini menunjukkan bahwa kelimpahan ikan herbivora yang tinggi pada paparan tengah sebagai faktor pembatas dari distribusi makroalga tersebut, sedangkan analisis jaringan menunjukkan nutrient (N, P) bukan merupakan faktor pembatas. Peranan ikan herbivora mungkin bukan satu-satunya faktor pembatas dari kelimpahan makroalga. Di kawasan Karibia, Williams et al. (2001) menemukan bahwa makroalga sangat banyak di terumbu paparan tengah walaupun penangkapan ikan sangat sedikit. Percobaan dengan menggunakan ‘karang palsu’ menunjukkan bahwa tingginya tutupan makroalga dipicu oleh rendahnya tutupan karang. Pertumbuhan makroalga yang cepat terlalu banyak untuk dikonsumsi oleh herbivora yang ada.
Herbivori dilaporkan bervariasi antar paparan terumbu (reef-shelves), karena kelimpahan herbivora bervariasi antar paparan terumbu. Pada Central Section GBR, Russ (1984a) melaporkan bahwa kelimpahan ikan herbivora Acanthuridae dan Scaridae sangat bervariasi antar paparan terumbu, sedangkan Siganidae tidak banyak berubah. Jumlah spesies dan kelimpahan populasi Acanthuridae dan Scaridae umumnya lebih tinggi pada paparan tengah (midshelf) dan paparan luar (outershelf), sedangkan paparan dalam (innershelf) banyak ditempati oleh Siganidae. Pada Northern Section GBR, komunitas Scaridae menunjukkan kelimpahan yang tinggi dan biomasa yang rendah paparan dalam (innershelf), sedangkan Scaridae menunjukkan kelimpahan rendah dengan biomasa tinggi sedangkan pada paparan luar (Hoey and Bellwood 2008). Temuan ini juga mencerminkan adanya perbedaan ukuran tubuh dan komposisi jenis komunitas ikan Scaridae antar paparan. Ikan Bolbometapon muricatum yang berukuran besar banyak ditemukan pada paparan luar dan menjadi pelaku utama dari erosi kapur (87%) dan pemangsaan karang (99%), sedangkan ikan Scarus rivulatus merupakan pelaku herbivori yang utama pada paparan dalam (70%) (Hoey and Bellwood 2008).
Dalam skala puluhan atau ratusan kilometer, hewan herbivora yang berperan penting dalam herbivori dapat berbeda. Pada terumbu karang di Nymph Island dan Turtle Group, GBR, ikan Scarus rivulatus dilaporkan merupakan herbivora yang paling penting (Hoey and Bellwood 2008), sedangkan ikan Siganus canaliculatus dilaporkan merupakan ikan herbivora penting pada terumbu karang di Pioneer Bay, Orphues Island (Fox and Bellwood 2008). Jarak antara kedua lokasi tersebut ratusan kilometer.
Herbivori juga dapat bervariasi antar habitat karena ikan herbivora menunjukkan perbedaan antar habitat di dalam terumbu karang. Berdasarkan pengamatan pada lima habitat (rataan terumbu, gudus, goba, tubir dan back-reef) di enam terumbu karang di Central GBR, Russ (1984b) menyatakan bahwa ikan Acanthuridae dan Scaridae umumnya lebih tinggi di gudus dan goba daripada di tubir dan rataan terumbu, sedangkan ikan Siganidae lebih banyak di goba dan back-reef daripada di tiga habitat lainnya. Fox and Bellwood (2008) juga melaporkan bahwa di Orpheous Island, Central GBR, makroalga Sargassum dan Padina lebih banyak dimakan ikan herbivora di gudus (reef crest) daripada di tubir (reef slope).
Di Indonesia, peranan herbivori di dalam terumbu karang belum diketahui karena belum ada penelitian tentang topik ini. Kawasan Asia tenggara merupakan kawasan yang kosong dari penelitian herbivori terumbu karang (McCook 2001). Karena itu, penelitian tentang herbivore sangat dibutuhkan untuk memahami pola herbivori di kawasan yang menjadi pusat keanekaragaman karang.

5. Faktor Pengendali Hewan Herbivora
Secara alami hewan herbivora merupakan makanan dari karnivora atau pemangsa (predator). Di perairan yang dekat dengan kampung nelayan, maka pengendali populasi ikan herbivora adalah manusia. Ikan-ikan herbivora berukuran besar telah lama menjadi target penangkapan. Ikan-ikan Scaridae yang memiliki ukuran besar tersebut meliputi B. muricatum (panjang total mencapai 1.200 mm TL), Chlorurus microrhinos dan C. bicolor (sampai 800 mm TL), serta Chlorurus bleekeri, Chlorurus japanensis dan Chlorurus sordidus (sampai 400 mm TL). Di terumbu karang Indonesia keenam jenis ikan herbivore besar tersebut tidak tercatat di dalam survey LIPI di perairan Lombok, Nias dan Banggai (Suharsono et al. 1995a,b,c).
Penangkapan ikan untuk konsumsi biasanya mencari target ikan-ikan karnivora karena mempunyai harga lebih tinggi, misalnya kerapu atau kakap. Ketika ikan-ikan karnivora mulai sulit ditangkap karena populasinya rendah, penangkapan ikan beralih target pada ikan-ikan herbivora. Penangkapan ikan ke tingkat trofik yang lebih rendah ini merupakan indikasi adanya beban tangkapan yang berlebihan.
Di dalam kawasan yang terlindung dari penangkapan ikan, pengendali populasi ikan herbivora adalah ikan piscivora (pemakan ikan). Pemangsa dari ikan herbivora (parrotfish) meliputi Serranidae, Lutjanidae, Barracuda, dan Moray eels. Ikan kerapu Epinephelus inserti merupakan salah satu pemangsa ikan herbivora Scarus dan Sparisoma di kawasan Karibia (Mumby et al. 2006).
Pada kawasan konservasi yang efektif, kelimpahan karnivora akan terjaga dari penangkapan ikan. Tingginya kelimpahan ikan karnivora dikhawatirkan akan mengurangi kelimpahan ikan herbivora sehingga berpengaruh pada penurunan herbivori. Di dalam kawasan konservasi ECLSP (Exuma Cays Land and Sea Park), Karibia, dilaporkan biomasa ikan piscivora tujuh kali lebih tinggi daripada di luarnya (Mumby et al. 2006). Walaupun demikian, ternyata di kawasan yang sama kelimpahan ikan herbivora juga lebih tinggi. Hal ini menunjukkan bahwa herbivori tidak berkurang di dalam kawasan konservasi, karena ikan piscivora tidak dapat memangsa ikan herbivora ukuran besar. Di kawasan ECLSP, tutupan makroalga empat kali lebih rendah daripada di luar kawasan konservasi. Kawasan konservasi ECLSP dibentuk sejak tahun 1959.
Pada tiga kawasan SPA (Special Protected Area) di dalam Florida Keys National Marine Sanctuary (FKNMS), Kramer and Heck Jr (2007) melaporkan hasil yang berbeda bahwa intensitas herbivori di dalam kawasan tidak berbeda dengan di luar kawasan SPA. Di dalam kawasan SPA kelimpahan, ukuran tubuh dan biomas ikan predator lebih tinggi dibandingkan dengan di luar kawasan. Ikan herbivora ukuran besar lebih tinggi kelimpahannya di dalam kawasan SPA daripada di luarnya, sedangkan ikan herbivora ukuran kecil (juvenil) lebih rendah di dalam SPA. Intensitas herbivori di dalam dan di luar SPA tidak berbeda. Hasil ini menunjukkan bahwa walaupun SPA dapat melindungi ikan predator dalam 10 tahun sejak penetapan SPA, tetapi waktu tersebut masih terlalu singkat untuk dapat memberikan dampak pada komunitas benthos.

6. Herbivori di dalam Pengelolaan Terumbu Karang
Herbivori merupakan faktor yang sangat penting dalam resiliensi terumbu karang. Ketika terjadi gangguan fisik yang menyebabkan kematian karang, maka herbivori merupakan sarana bagi komunitas karang untuk mengkoloni kembali ruang yang ditinggalkannya. Gangguan fisik yang menyebabkan karang mati secara massal banyak terjadi di terumbu karang, misalnya pemutihan karang (coral bleaching) dan penyakit karang. Tanpa kehadiran ikan herbivora, pemulihan komunitas karang akan terhambat oleh dominansi makroalga yang cepat menempati ruang yang ditinggalkan karang.
Herbivori juga mempunyai peran yang sangat penting ketika terjadi pengkayaan nutrien. Di kawasan tropis yang banyak berupa negara berkembang, pencemaran nutrien ke laut merupakan peristiwa sehari-hari. Nutrien tersebut dapat berasal dari pertanian, perumahan, peternakan maupun industri. Pertumbuhan makroalga yang sangat cepat akibat penambahan nutrien harus dapat diimbangi dengan pengkonsumsian makroalga yang banyak pula, agar komunitas karang tidak banyak terganggu.
Peran herbivori di dalam resiliensi terumbu karang tersebut sangat besar sehingga pengelolaan terumbu karang seharusnya juga menangani herbivori secara khusus. Hewan-hewan herbivora penting harus mendapat prioritas perlindungan di dalam pengelolaan terumbu karang. Perlindungan hewan herbivora penting dapat dilakukan melalui perlindungan habitat atau perlindungan spesies. Perlindungan habitat dilaksanakan pada kawasan-kawasan konservasi. Perlindungan spesies dilakukan melalui pelarangan penangkapan dan perdagangan sumberdaya ikan tertentu.
Pengintegrasian perlindungan herbivori di dalam pengelolaan terumbu karang memerlukan minimal tiga informasi awal: a) Hewan herbivora manakah yang paling penting?; b) Bagaimanakah status populasi hewan herbivora tersebut?; dan c) Dapatkah eksploitasi hewan herbivora penting tersebut dilanjutkan? Ketiga pertanyaan ini harus dijawab berdasarkan kondisi kawasan terumbu karang. Kawasan perairan oligotrofik akan mempunyai karakter yang berbeda dengan perairan yang mesotrofik atau eutrofik.

7. Metode Penelitian Herbivori
Pentingnya kehadiran suatu herbivora pada suatu terumbu karang dinilai berdasarkan penelitian korelasional dan eksperimental. Penelitian yang bersifat korelasional menggunakan sejumlah data survei antara kelimpahan hewan herbivora dan tutupan karang batu. Pada umumnya ditemukan bahwa kelimpahan herbivora berkorelasi negatif dengan tutupan makroalga (Williams and Polunin 2001, Idjadi et al. 2006). Penelitian yang eksperimental dilakukan dengan menggunakan kurungan untuk melihat dampak ketidakhadiran (exclusion) herbivora di dalam unit contoh (Lirman et al. 2001; Thacker et al. 2001, McClannahan et al 2003; Bellwood et al 2006).
Ukuran kurungan dan lubang kurungan serta lama waktu percobaan sangat tergantung pada ukuran hewan herbivora dan ukuran makroalga yang diteliti. Ukuran kurungan yang digunakan di dalam percobaan eksklusi tersebut bervariasi dari kurungan kecil berbentuk silinder ukuran 5699 cm3 (Lirman 2001), hingga kurungan besar berbentuk kubus ukuran 125.000.000 cm3 (Bellwood et al. 2006; Hughes et al. 2007) (Tabel 2). Lama waktu percobaan juga sangat bervariasi dari 2,25 bulan hingga 30 bulan. Percobaan yang meliputi pengeluaran (eksklusi) ikan-ikan Pomacentridae membutuhkan ukuran lubang kurungan yang lebih kecil. Percobaan yang mengukur turf algae dapat dilakukan lebih cepat, karena kelompok turf algae memiliki pertumbuhan yang sangat cepat.

Pentingnya herbivori di dalam resiliensi terumbu karang biasanya diukur dari biomassa atau keanekaragaman makroalga yang terdapat di dalam kurungan. Perbedaan biomassa atau keanekaragaman makroalga antara contoh di dalam kurungan dengan di luar kurungan merupakan dampak dari ketidak-hadiran hewan herbivora. Dari delapan penelitian eksperimental dengan kurungan yang dilakukan, tujuh buah melaporkan adanya dampak ketidakhadiran herbivora terhadap komunitas makroalga (Tabel 2). Jika ada pertumbuhan makroalga yang besar pada contoh yang tanpa herbivora, maka disimpulkan bahwa kehadiran makroalga tersebut akan menghambat penempelan larva karang atau menurunkan kelulushidupan karang. Penelitian yang menguji langsung dampak ketidakhadiran herbivora terhadap penempelan larva karang atau kelulushidupan karang hanya dilakukan oleh Sammarco and Carleton (1981).
Laju herbivori merupakan unsur yang sangat penting dalam melihat dampak herbivori atau menentukan hewan yang manakah yang lebih penting dalam herbivori di suatu tempat. Para peneliti menggunakan jumlah cabikan mulut sebagai cara mengukur intensitas herbivori, misalnya McClannahan (2003). Peneliti lainnya menghitung jumlah cabikan dan biomassa ikan yang melakukan herbivori, sebagaimana yang dilakukan Mantyka and Bellwood (2007). Biomassa ikan yang diperkirakan dari panjang tubuhnya dapat menunjukkan dampak cabikan standar (standardized bite impact). Dengan menghitung jumlah dan volume cabikan kita dapat menaksir volume tanaman yang dikonsumsi oleh herbivora tersebut. Konversi panjang tubuh ke dalam biomassa ikan-ikan herbivora digunakan suatu konstanta regresi linier yang dikumpulkan Albert et al. (2008) dari sejumlah publikasi.
Volume cabikan juga dapat diperkirakan melalui pengukuran panjang rahang. Dengan memperkirakan panjang tubuh ikan di dalam air kita dapat menaksir panjang rahang dengan suatu faktor konversi tertentu. Fereira et al (1998) memperkirakan volume cabikan ikan Stegastes fuscus dengan percobaan di dalam laboratorium. Ikan S. fuscus dibiarkan kelaparan secara bertahap hingga 24 jam. Pada kondisi perut yang kosong sama sekali, ikan diberi kesempatan makan sekitar 50 cabikan sebelum perutnya dibedah dan ditimbang berat kering dari isi perut tersebut. Dengan cara ini kita mendapatkan biomasa cabikan dan volume dari setiap cabikan ikan S. fuscus.
Jumlah cabikan dihitung secara in situ dengan observasi langsung atau dengan kamera video bawah air. Pengamatan oleh penyelam di bawah air memiliki banyak keterbatasan. Lama penyelaman merupakan faktor utama yang membuat penyelam tidak dapat mengamati jumlah cabikan selama yang diinginkannya. Kehadiran penyelam juga dapat mempengaruhi jumlah cabikan ikan herbivora. Kedua alasan tersebut menjadikan metode pangamatan dengan kamera video semakin banyak digunakan orang. Perkembangan teknologi kamera video yang pesat telah memungkinkan perekaman selama sembilan jam tanpa henti, yang mempermudah peneliti menghitung variasi cabikan secara temporal.
REFERENSI
Albert S, Udy J, Tibbetts IR. 2008. Responses of algal communities to gradients in herbivore biomass and water quality in Marovo Lagoon, Solomon Islands. Coral Reefs 27:73–82
Alvez FMA, Chicharo LM, Serrao M, Abreau D. 2003. Grazing by Diadema antillarum (Phillippi) upon algal communities on rocky substrates. Scientia Marina 67(3):307-311
Bellwood DR, Hughes TP, Folke C, Nystroem M. 2004. Confronting the coral reef crisis. Nature 429: 827-833
Ferreira CEL, Goncalves JEA, Coutinho R, Peret AC. 1998. Herbivory by the Dusky Damselfish Stegastes fuscus (Cuvier, 1830) in a tropical rocky shore: effects on the benthic community. Journal of Experimental Marine Biology and Ecology 229:241–264
Friedlander AM, DeMartini EE. 2002. Contrasts in density, size, and biomass of reef fishes between the northwestern and the main Hawaiian islands: the effects of fishing down apex predators. Mar Ecol Prog Ser 230: 253–264
Grimsditch GD and Salm RV. 2006. Coral Reef Resilience and Resistance to Bleaching. The World Conservation Union: Gland, Switzerland. Pp. 52.
Harvell CD, Mitchell CE, Ward JR, Altizer S, Dobson AP, Ostfeld RS, Samuel MD. 2002. Climate warming and disease risks for terrestrial and marine biota. Science 296:2158–2162.
Hoegh-Guldberg O. 1999. Climate Change, Coral Bleaching and the Future of the World’s Coral. Greenpeace. Pp. 28.
Hoey AS and Bellwood DR. 2008. Cross-shelf variation in the role of parrotfishes on the Great Barrier Reef. Coral Reef 27:37-47.
Hoey AS and Bellwood DR. 2008. Cross-shelf variation in the role of parrotfishes on the Great Barrier Reef. Coral Reefs 27:37–47
Hughes TP, Baird AH, Bellwood DR, Card M, Connolly SR, Folke C, Grosberg R, Hoegh-Guldberg O, Jackson JBC, Kleypas J, Lough JM, Marshall P, Nystrom M, Palumbi SR, Pandolfi JM, Rosen B, and Roughgarden J. 2003. Climate change, human impacts, and the resilience of coral reefs. Science 301: 929-933.
Hughes TP, Bellwood DR, Folke CS, McCook LJ and Pandolfi JM. 2006. No-take areas, herbivory and coral reef resilience. TRENDS in Ecology and Evolution 22: 1-3.
Hughes TP, Rodrigues MJ, Bellwood DR, Ceccarelli D, Hoegh-Guldberg O, McCook L, Moltschaniwskyj N, Pratchett MS, Steneck RS and Willis B. 2007. Phase shifts, herbivory, and the resilience of coral reefs to climate change. Current Biology 17: 1–6.
Idjadi JA, Lee SC, Bruno JF, Precht WF, Allen-Requa L, Edmunds PJ. 2006. Rapid phase-shift reversal on a Jamaican coral reef. Coral Reefs 25:209–211
Jackson JBC, Kirby MX, Berger WH, Bjomdal KA, Botsford LW, Bourque BJ, Bradbury RH, Cooke R, Erlandson J, Estes JA, Hughes TP, Kidwell S, Lange CB, Lenihan HS, Pandolfi JM, Peterson CH, Stenneck RS, Tegner MJ and Warner RR. 2001. Historical overÞshing and the recent collapse of coastal ecosystems. Science 293: 629-628.
Jompa J, McCook LJ. 2003. Contrasting effects of turf algae on corals: massive Porites spp. are unaffected by mixed-species turfs, but killed by the red alga Anotrichium tenue. Mar Ecol Prog Ser 258: 79–86
Jompa J, McCook LJ. 2003. Coral–algal competition: macroalgae with different properties have different effects on corals. Mar Ecol Prog Ser 258: 87–95
Jones RJ, Bowyer J, Hough-Guldberg O, Blackall LL. 2004. Dynamics of a temperature-related coral disease outbreak. Marine Ecology Progress Series 281:63–77.
Kleypas JA, Buddemeier RW, Archer D, Gattuso J-P, Langdon C and Opdyke BN. 1999. Geochemical consequences of increased atmospheric carbon dioxide on coral reefs. Science 284: 118-120.
Kramer KL and Heck Jr KL. 2007. Top-down trophic shifts in Florida Keys patch reef marine protected areas. Mar Ecol Prog Ser 349: 111–123
Kuffner IB, Walters LJ, Becerr MA, Paul VJ, Ritson-Williams R, and Beach KS. 2006. Inhibition of coral recruitment by macroalgae and cyanobacteria. Marine Ecology Progress Series 323: 107-117.
Ledlie MH, Graham NAJ, Bythell JC, Wilson SK, Jennings S, Polunin NVC and Hardcastle J. 2007. Phase shifts and the role of herbivory in the resilience of coral reefs. Coral Reefs 26: 641–653.
Lirman D. 2001. Competition between macroalgae and corals: effects of herbivore exclusion and increased algal biomass on coral survivorship and growth. Coral Reefs 19: 392-399.
Lundberg J and Moberg F. 2003. Mobile Link Organisms and Ecosystem Functioning: Implications for Ecosystem Resilience and Management. Ecosystems 6: 87–98.
Mantyka CS and Bellwood DR. 2007. Direct evaluation of macroalgal removal by herbivorous coral reef fishes. Coral Reefs 26: 435–442.
McClannahan TR, Sala E, Stickels PA, Cokos BA,Baker AC, Starger CJ, and Jones IV SH. 2003. Interaction between nutrients and herbivory in controlling algal communities and coral condition on Glover’s Reef, Belize. Marine Ecology Progress Series 261: 135–147.
McCook LJ. 1996. Effects of herbivores and water quality on Sargassum distribution on the central Great Barrier Reef: cross-shelf transplants. Mar Ecol Prog Ser 139: 179-192.1996.
McCook LJ, Jompa J, Diaz-Pulido G. 2001. Competition between corals and algae on coral reefs: a review of evidence and mechanism. Coral Reefs 19:400-417.
Meekan MG and Choat JH. 1997. Latitudinal variation in abundance of herbivorous fishes: a comparison of temperate and tropical reefs Marine Biology (1997) 128: 373-383
Mumby PJ, Dahlgren CP, Harborne AR, Kappel CV, Micheli F, Brumbaugh DR, Holmes KE, Mendes JM, Broad K, Sanchirico JN, Buch K, Box S, Stoffle RW, Gill AB (2006) Fishing, trophic cascades, and the process of grazing on coral reefs. Science 311:98-101
Peterson G, Allen CR and Holling CS. 1998. Ecological resilience, biodiversity and scale. Ecosystems 1: 6–18.
Russ GR. 1984a. Distribution and abundance of herbivorous grazing fishes in the central Great Barrier Reef. I. Levels of variability across the entire continental shelf. Mar Ecol Prog Ser 20:23–34
Russ GR. 1984b. Distribution and abundance of herbivorous grazing fishes in the central Great Barrier Reef. II. Patterns of zonation of mid-shelf and outershelf reefs. Mar Ecol Prog Ser 20:35–44
Sammarco, PW and Carleton JH. 1981. Damselfish territoriality and coral community stucture: reduced grazing, coral recruitment and effects on coral spat. Proc. 4th Int. Coral Reef Symp Manila Vol 2: 523-535.
Smith JE, Smith CM, Hunter CL. 2001. Experimental analysis of the effects of herbivory and nutrient enrichment on benthic community dynamics on a Hawaiian reefs. Coral Reefs 19:332-342.
Suharsono, Adrim M, Budiyanto A, Giyanto, Ibrahim A, Yahmantoro, Telambanua ZA. 1995. Wisata Bahari Pulau Nias. LIPI Jakarta.
Suharsono, Adrim M, Soeroyo, Yosephine TH, Budiyanto A, Irawan D, Arwono B, Sasbianto T. 1995. Wisata Bahari Pulau Lombok. LIPI Jakarta.
Suharsono, Sukarno R, Adrim M, Arief D, Budiyanto A, Giyanto, Ibrahim A, Yahmantoro. 1995. Wisata Bahari Kepulauan Banggai. LIPI Jakarta.
Thacker RW, Ginsberg DW, Paul VJ. 2001. Effects of herbivore exclusion and nutrient enrichment on coral reef macroalgae and cyanobacteria. Coral Reefs 19:318-329.
Wilkinson C (editor). 2004. Status of Coral Reefs of the World. Australian Institute of Marine Science. Townsville.
Williams ID, and Polumin NVC. 2001. Large-scale associations between macroalgal cover and grazer biomass on middepth reefs in the Caribbean. Coral Reef 19:358-366.
Williams ID, Polunin NVC, Hendrick VJ. 2001. Limits to grazing by herbivorous fishes and the impact of low coral cover on macroalgal abundance on a coral reef in Belize. Mar Ecol Prog Ser 222: 187–196

Pusat Penelitian Pesisir dan Laut, Universitas Mataram

Email bachtiar.coral@gmail.com

1. PENDAHULUAN

Pemanasan global (global warming) membawa ancaman yang serius terhadap kelestarian seluruh ekosistem yang ada di muka bumi, termasuk terumbu karang. Fenomena yang juga disebut sebagai pergeseran iklim global (global climate change) tersebut diduga merupakan dampak dari efek rumah kaca yang dibawa oleh kelebihan CO2 (karbondioksida) dan gas-gas rumah kaca lainnya di atmosfir. Pada ekosistem terumbu karang pemanasan global tersebut diduga telah menyebabkan lebih sering munculnya pemucatan karang (coral bleaching) dalam tiga dekade terakhir. Pemucatan karang adalah terputusnya hubungan simbiotik antara zooxanthellae dengan karang yang menjadi inangnya (Brown 1997). Di masa depan, karang diduga akan lebih sering mengalami kerusakan akibat pemanasan global.

Pemanasan global berpotensi merusak terumbu karang yang memiliki nilai ekologi dan ekonomi sangat penting bagi Indonesia. Secara gobal terumbu karang dapat menyediakan barang dan jasa sekitar USD 376 milyar per tahun atau sekitar USD 6075/ha/tahun (Edwards and Gomez 2007). Di Filipina yang banyak memiliki terumbu karang yang rusak mendapatkan barang dan jasa dari terumbu karang sebesar USD 1,35 milyar/tahun secara nasional. Dampak pemanasan global pada terumbu karang tidak hanya mengubah lingkungan karang sehingga menjadi tidak dapat dihuni, tetapi juga mengubah metabolisme karang sehingga karang lebih rapuh, kehilangan resistensi dan resiliensi.

 Emisi gas CO2 yang merupakan penyebab utama pemanasan global tersebut tidaklah mudah untuk diturunkan karena masalah politik dan ekonomi. Hal ini menyebabkan ancaman pemanasan lobal terhadap kelestarian terumbu karang semakin hari semakin nyata dan semakin dekat. Makalah singkat ini dimaksudkan untuk menyediakan informasi ringkas tentang pengetahuan kita yang mutakhir mengenai hubungan antara pemanasan global dengan pemucatan karang.

<p

2. PEMUCATAN KARANG (CORAL BLEACHING)

Pemanasan global telah meningkatkan suhu permukaan laut (SST, sea surface temperature) dalam satu abad terakhir. Di Phuket, Thailand, berdasarkan permodelan data tahun 1981 hingga 1999, diprediksi terjadi peningkatan suhu permukaan laut sebesar 2,30^oC dalam 100 tahun mendatang (Hoegh-Guldberg 1999). Peningkatan suhu permukaan laut di kawasan tropis the Great Barrier Reef, Australia, lebih tinggi lagi hingga 2,59^oC. Peningkatan suhu permukaan laut tersebut telah menempatkan karang pada kondisi lingkungan yang sangat kritis.

Pada saat ini, suhu lingkungan tempat tumbuhnya karang sudah mendekati ambang batas maksimum toleransinya. Fluktuasi suhu permukaan laut yang pada abad sebelumnya masih selalu di bawah batas ambang toleransi suhu karang, sekarang akan lebih sering melebihi batas ambang toleransinya. Kenaikan suhu satu atau dua derajad di atas suhu rata-rata, selama sebulan, sudah cukup untuk menyebabkan karang menderita pemucatan (Goreau and Hayes 2005). Sedangkan Hoegh-Guldberg (1999) melaporkan bahwa pemucatan karang (coral beaching) terjadi jika suhu air laut meningkat satu derajad di atas suhu maksimum tahunan. Pemucatan karang di Samudra Pasifik Timur pada tahun 1997/1998 terjadi ketika suhu permukaan laut antara 30-32^oC (Glyn et al. 2001, Vargas-Angel et al. 2001). Berkelmans and Willis (1999) mengukur suhu ambang batas pemucatan karang 50% dalam 5 hari. Mereka menemukan bahwa Acropora formosa memiliki ambang batas 31-32^oC, atau hanya 2-3^oC lebih tinggi dari suhu permukaan laut pada musim panas.  

Perubahan iklim gobal juga akan meningkatkan frekuensi terjadinya pemucatan karang. Pemucatan karang baru menjadi fenomena yang menarik perhatian peneliti sejak tahun 1984 (Brown 1997). Pemucatan karang telah terjadi berulang-ulang dan merupakan siklus. Di Indonesia, pemucatan karang yang bersifat nasional dilaporkan terjadi pada tahun 1983 dan 1997/98. Pemucatan karang tahun 1997/98 merupakan bencana terumbu karang yang terbesar, yang merusak sekitar 18% dari luas karang dunia (Hughes et al. 2007). Di kawasan Asia Tenggara dan the Great Barrier Reefs, pemucatan karang diperkirakan akan terjadi setiap tahun pada tahun 2030, jika tidak ada langkah-langkah efektif untuk mengurangi emisi gas-gas rumah kaca (Hoegh-Guldberg 1999). Komunitas terumbu karang yang pada awal dekade 1990-an dianggap sangat tinggi resistensi dan resiliensinya, sekarang sudah semakin diragukan (Hughes et al 2007).

Dalam kajiannya, Brown (1997) membuat daftar faktor-faktor penyebab pemucatan karang. Faktor-faktor tersebut meliputi: kenaikan suhu air laut, penurunan suhu air laut, radiasi sinar matahari (termasuk sinar ultraviolet dan PAR), kombinasi antara kenaikan suhu dan radiasi sinar matahari, penurunan salinitas dan infeksi bakteri. Perubahan salinitas yang drastis dan pendedahan terhadap logam tertentu atau bahan beracun juga dapat menyebabkan pemucatan karang (Hoegh-Guldberg 1999). Berkelmans (2002) melaporkan bahwa dari empat stressor utama yang dapat menyebabkan pemucatan karang selama 12 tahun di the Great Barrier Reef, suhu permukaan laut (sea surface temperature, SST) merupakan faktor penduga (peramal) terjadinya pemucatan karang yang terbaik.

Radiasi sinar matahari (UV dan PAR) juga secara sinergis menyebabkan karang lebih mudah menderita pemucatan melalui pembentukan oksigen radikal. Karang yang terdedah pada radiasi sinar UV berlebihan mengalami pemucatan sebelum suhunya cukup panas untuk menyebabkan pemucatan karang (Goreau and Hayes 2005). Karang yang sedang mengalami stress kenaikan suhu air sangat sensitif terhadap radiasi sinar matahari.

Ada tiga mekanisme yang menyebabkan berkurangnya zooxanthellae di dalam jaringan karang. Pemucatan karang dapat terjadi melalui : degradasi zooxanthella in situ, pengeluaran zooxanthellae secara exocytosis, dan pengelupasan jaringan endoderm yang berisi zooxanthellae (Brown 1977). Ketiga macam mekanisme tersebut secara berurutan membawa dampak yang semakin buruk, bahkan berujung pada kematian karang secara masal. Pemucatan karang yang terjadi dalam waktu lama akan menyebabkan karang mati kelaparan, karena sekitar 70% kebutuhan energi karang berasal dari alga zooxanthellae.

Karang yang telah mengalami pemucatan dapat tumbuh normal kembali setelah penyebabnya dihilangkan. Zooxanthellae yang dilepaskan ke dalam air dapat kembali lagi ke jaringan karang. Buddemeier and Fautin (1993) mengklaim bahwa pemucatan karang juga dapat merupakan sarana adaptasi karang untuk berganti galur zooxanthelae yang lebih sesuai dengan suhu lingkungan sekarang ini. Karang yang telah mengalami pemucatan lebih mampu bertahan pada kejadian pemucatan berikutnya. Brown (2002b) melaporkan bahwa karang Goniastrea aspera yang telah mengalami pemucatan lebih tahan terhadap kenaikan suhu air laut dibandingkan dengan yang belum mengalami pemucatan.

Tetapi jika pemucatan berlangsung lama atau bersifat akut, maka karang akan mati secara masal dan kerangkanya yang awalnya putih segera berubah redup akibat alga yang tumbuh di karang mati tersebut. Pemucatan karang yang terjadi pada tahun 1998 bersifat letal dan menyebabkan kematian masal karang secara besar-besaran. Kematian masal karang diperkirakan sekitar 90% di seluruh Samudera Hindia (Goreau et al. 2000). Di Indonesia perkiraan angka kematian yang sama juga dilaporkan di Selat Lombok bagian timur (Bachtiar 2003).

Pemulihan karang dari pemucatan sangat bervariasi. Di Thailand, pemulihan karang dari pemucatan tahun 1991 lebih lambat (4 bulan sejak memucat) dibandingkan pada pemucatan 1995 (2 bulan) (Brown 1997). Hal ini disebabkan masih tingginya suhu pada bulan Juni 1991 dan adanya pengalaman (aklimasi) pada pemucatan tahun 1995. Pemulihan karang tersebut adalah dalam kasus pemucatan yang tidak bersifat letal.

Pada kasus pemucatan karang yang bersifat letal, pemulihan karang akan berlangsung lebih lambat. Ketika terjadi kematian masal, pada sebagian koloni karang bercabang (Acroporidae) masih ada bagian jaringan yang masih hidup beberapa sentimeter pada ujung cabang. Sisa jaringan ini memiliki peran yang sangat besar dalam rekolonisasi karang. Di Palau, laju pemulihan tutupan karang sekitar 3,0% sampai 6,1% per tahun, lima tahun setelah terjadinya pemucatan karang (Golbuu et al. 2007). Walaupun sudah ada rekruitmen karang dari larva, tetapi diduga pemulihan karang terutama melalui pertumbuhan vegtatif dari sisa-sisa jaringan karang.

3. RESISTENSI DAN RESILIENSI TERUMBU KARANG

Pemanasan global merupakan ancaman terbesar kelestarian terumbu karang pada abad mendatang. Dampak pemanasan global tidak bersifat selektif, sehingga dapat merusak terumbu karang di wilayah konservasi yang dikelola dengan sangat baik, seperti di the Great Barrier Reefs, maupun di wilayah konservasi yang dikelola di atas kertas saja, seperti di Taka Bone Rate. Karena itu, pengelolaan terumbu karang harus memasukkan antisipasi terhadap pemucatan karang, karena terumbu karang yang sudah kita kelola dengan dana milyaran rupiah dapat mengalami kematian masal dalam beberapa bulan akibat pemucatan karang.

Antisipasi tersebut hendaknya dapat meningkatkan resistensi dan resiliensi terumbu karang. Resistensi adalah ketahanan suatu komunitas terhadap gangguan, misalnya kenaikan suhu air laut. Sedangkan resiliensi merupakan kemampuan komunitas untuk  memelihara, melakukan reorganisasi dan pembentukan kembali komunitas asal setelah mengalami gangguan. Karena komunitas karang merupakan spesies kunci (keystone species) dari ekosistem terumbu karang, maka resistensi dan resiliensi komunitas karang perlu mendapat prioritas utama dalam pengelolaan terumbu karang.

                Hasil sejumlah penelitian menunjukkan bahwa resistensi komunitas karang terhadap kenaikan suhu permukaan laut dipengaruhi oleh galur zooxanthellae yang bersimbiosis dengan karang.  Ada empat macam galur zooxanthellae: A, B, C dan D. Karang yang bersimbion dengan zooxanthellae galur D lebih tahan terhadap pemucatan (Glyn et al. 2001). Jenis (spesies) karang tertentu juga dilaporkan tahan terhadap kemucatan. Karang Porites lobata, Pavona gigantea dan P. clavus dilaporkan tidak mengalami perubahan kelimpahan setelah peristiwa pemucatan karang tahun 1997/98 di Galapagos, Colombia, Panama, Ecuador dan daerah Pasific Timur lainnya (Feingold et al. 2001, Vargas-Angel et al 2001, Glyn et al. 2001, Hueerkamp et al. 2001).

Karang yang sudah terbiasa dengan suhu tinggi juga lebih tahan pemucatan dibandingkan yang terbiasa hidup di suhu rendah. Setelah dipelihara selama sebulan dalam suhu 30.45^oC, karang P. lobata yang dari daerah non-upwelling dapat pulih dalam waktu sebulan (D’Cruz et al. 2001). Sedangkan karang P. lobata yang dari daerah up-welling memucat dan sebagian mulai mati pada hari ke-15 pendedahan suhu tinggi tersebut. Hasil ini menunjukkan bahwa aklimasi karang terhadap suhu tinggi meningkatkan resistensi terhadap kenaikan suhu permukaan laut. Akan tetapi masih belum diklarifikasi apakah aklimasi tersebut melibatkan pergantian galur zooxanthellae menjadi didominasi galur D yang tahan panas.

Resistensi karang terhadap pemucatan dari kenaikan suhu permukaan laut dapat ditingkatkan dengan teknologi biorock. Karang yang ditransplantasikan pada struktur biorock memiliki resistensi yang lebih tinggi. Di Maladewa (Maldive), ketika terjadi pemucatan karang yang membunuh 90-95% karang, pada tahun 1997/98, karang di struktur biorock menunjukkan kelulushidupan 15-50 kali lebih baik (Goreau and Hilbertz 2005). Belum diketahui apakah resistensi karang di biorock tersebut juga melibatkan zooxanthellae galur D.

Resiliensi komunitas karang banyak dilaporkan tergantung pada keanekaragaman komunitas (Grimsditch and Salm 2006), terutama kelimpahan biota herbivor yang merumput alga (Hughes et al. 2006). Komunitas alga merupakan kompetitor utama dari komunitas karang. Ketika terjadi gangguan yang banyak mematikan karang, maka ruang yang kosong tersebut segera dihuni oleh alga dalam beberapa hari. Bahkan pada terumbu karang yang tidak mengalami gangguan, jika ikan herbivor dihalangi merumput di suatu terumbu karang dengan suatu kurungan, komunitas di terumbu karang tersebut secara perlahan didominasi oleh alga (Hughes et al. 2007). Pergantian dominansi komunitas dari karang ke alga ini sulit kembali lagi ke karang jika kelimpahan hewan herbivor (grazer, perumput) rendah, karena alga tumbuh jauh lebih cepat daripada karang.

Kehadiran ikan atau biota lain pemakan alga merupakan salah satu faktor kunci kembalinya komunitas karang menggantikan komunitas alga. Ledlie et al (2007) melaporkan bahwa di Cousin Island Marine Protected Area (Seychele) terjadi perubahan komunitas (phase shift) dari komunitas karang ke komunitas alga, pasca pemucatan karang 1997. Ditemukan bahwa peningkatan biomassa alga tidak diikuti oleh peningkatan biomassa ikan herbivor, sehingga dominansi alga tidak dapat dihindarkan. Diduga hilangnya kompleksitas habitat menyebabkan rendahnya kelimpahan ikan herbivor, sehingga komunitas karang diperkirakan tidak dapat kembali lagi secara alami.

4. KEBUTUHAN PENELITIAN

Penelitian tentang resistensi dan resiliensi komunitas karang sangat penting untuk menjamin bahwa terumbu karang yang merupakan aset ekologi dan ekonomi bangsa Indonesia masih dapat diselamatkan dari gangguan perubahan iklim global. Pada saat ini masih banyak kesenjangan antara pengetahuan kita dengan kebutuhan informasi untuk pengelolaan. Karena itu diperlukan suatu penelitian yang dapat menjawab masalah-masalah berikut ini.

·         Zooxanthellae galur D merupakan yang paling tahan terhadap pemucatan karang (Glyn et al. 2001). Galur yang manakah yang paling banyak bersimbiosis dengan karang? Karang apakah yang paling banyak bersimbiosis dengan zooxanthellae galur D? Apakah semua karang yang dapat pulih kembali dari pemucatan tahun 1997/98 mempunyai galur D? Apakah semua karang yang baru tumbuh setelah peristiwa pemucatan karang berlalu (setelah tahun 2000) mempunyai simbion zooxanthellae galur D sebagai adaptasinya?

·         Buddemeir and Fautin (1993) membuat hipotesis bahwa pemucatan karang merupakan strategi adaptif karang untuk berganti galur zooxanthellae sebagai simbionnya. Jika hipotesis ini benar, maka setiap kali karang mengalami pemucatan (mengeluarkan zooxanthellae), ia tidak mau lagi mengambil galur zooxanthellae yang sama dalam pemulihannya. Apakah ini berlaku pada karang di dalam percobaan laboratorium dan juga di lingkungan alaminya?

·         Walaupun buktinya belum kuat, banyak diyakini semakin tinggi keanekaragaman biota semakin tinggi pula relisiensi komunitas (Grimsditch and Salm 2006, Peterson et al 1998). Apakah hal ini berlaku di terumbu karang Indonesia, masih perlu dibuktikan. Bagaimanakah hubungan antara keanekaragaman benthos dan ikan dengan kelimpahan rekruitmen karang?

·         Hewan herbivor juga banyak dilaporkan merupakan faktor penting resiliensi terumbu karang (Hughes et al. 2006, 2007). Herbivor apakah yang menjadi spesies kunci (keystone species) pemulihan komunitas karang pasca pemucatan? Apakah spesies kunci tersebut bervariasi antar lokasi? Spesies kunci tersebut harus mendapatkan prioritas pengawetan (preservasi) dalam pengelolaan terumbu karang.

·         Resiliensi komunitas juga tergantung pada hewan-hewan yang bergerak antar ekosistem (mobile link) sebagai memori eksternal komunitas untuk kembali pada kondisi stabil setelah mengalami gangguan (Lundberg and Moberg 2003). Mobile link merupakan sarana untuk memulihkan komunitas yang menderita gangguan melalui suplai larva, makanan, pesaing dan pemangsa. Hewan mobile link di terumbu karang belum diketahui secara pasti sehingga perlu penelitian untuk mengidentifikasi hewan-hewan yang manakah yang menjadi mobile link di terumbu karang?

Penelitian pertama dan kedua merupakan penelitian untuk memahami resistensi karang terhadap pemucatan. Sedangkan dua penelitian terakhir merupakan penelitian untuk memahami resiliensi komunitas karang. Tanpa pemahaman yang benar tentang resistensi dan resiliensi karang terhadap pemucatan, yang sering bersifat letal, upaya pengelolaan terumbu karang dalam ketidakpastian. Benarkah dana dan tenaga yang kita curahkan untuk pengelolaan tersebut tidak sia-sia terhapus oleh pemucatan karang yang akan datang lebih sering lagi?

DAFTAR PUSTAKA

Bachtiar I. 2003. Status terumbu karang di Propinsi Nusa Tenggara Barat. Jurnal Biologi Tropis 5(1): 1-9.

Berkelmans R. 2002. Time-integrated thermal bleaching thresholds of reefs and their variation on the Great Barrier Reefs. Marine Ecology Progress Series 229: 73–82.

Berkelmans, R and Willis B. 1999. Seasonal and local spatial patterns in the upper thermal limits of corals on the inshore Central Great Barrier Reef. Coral Reefs 18: 219-228

Brown BE. 1997. Coral bleaching: causes and consequences. Coral Reefs 16, Supplement: S129-138

Brown BE, Clarke KR and Warwick RM. 2002a. Serial patterns of biodiversity change in corals across shallow reef flats in Ko Phuket, Thailand, due to the effects of local (sedimentation) and regional (climatic) perturbations. Marine Biology 141: 21–29

Brown BE, Dunne RP, Goodson MS and Douglas AE. 2002b. Experience shapes the susceptibility of a reef coral to bleaching. Coral Reefs 21: 119–126.

Buddemeier RW and Fautin DG. 1993. Coral bleaching as an adaptive mechanism- a testable hypothsis. Bioscience 43: 320-326.

D’Cruz L, Mate JL and Oke JE. 2001. Bleaching and recovery of five eastern Pacific corals in an El Nino-related temperature experiment. Bulletin of Marine Science 69(1): 23-214.

Edwards A and Gomez E. 2007. Reef Restoration Concepts and Guidelines: making sensible management choices in the face of uncertainty. Coral Reef Targeted Research & Capacity Building for Management Programme: St Lucia, Australia. Pp. 38.

Feingold JS. 2001. Coral bleaching and mortality in Panama and Ecuador during the 1997-1998 El Nino Southern Oscillation event: spatial/temporal patterns and comparisons with the 1982-1983 event. Bulletin of Marine Science 69(1): 61-77.

Glyn PW, Mate JL, Baker AC and Calderon MO. 2001. Coral and coral reef responses to the 1997-1998 El Nino event on the Pacific coast of Colombia.  Bulletin of Marine Science 69(1): 79-109.

Golbuu Y, Victor S, Penland L, Idip Jr D, Emaurois C, Okaji K, Yukihira H, Iwase A and van Woesik R. 2007. Palau’s coral reef show differential habitat recovery following the 198 bleaching event. Coral Reef 26: 319-332.

Goreau TJ and Hayes RL. 2005. Monitoring and calibrating sea surface temperature anomalies with satellite and in-situ data to study of weather extremes and climate changes on coral reefs. World Resource Review 17(2): 242-252.

Goreau TJ and Hilbertz W. 2005. Marine ecosystem restoration: costs benefits for coral reefs. World Resource Review 17(3): 375-409.

Goreau TJ, Hayes RL and McClanahan T. 2000. Conservation of coral reefs after the 1998 global bleaching event. Conservation Biology 14 (1): 5-15.

Grimsditch GD and Salm RV. 2006. Coral Reef Resilience and Resistance to Bleaching. The World Conservation Union: Gland, Switzerland. Pp. 52.

Hoegh-Guldberg O. 1999. Climate Change, Coral Bleaching and the Future of the World’s Coral. Greenpeace. Pp. 28.

Hueerkamp C, Glyn PW, D’Cruz L, Mate JL and Colley S. 2001. Coral bleaching and mortality in the Mexican Pacific during the 1997-1998 El Nino and prediction from a remote sensing approach. Bulletin of Marine Science 69(1): 215-236.

Hughes TP, Bellwood DR, Folke CS, McCook LJ and Pandolfi JM. 2006. No-take areas, herbivory and coral reef resilience. TRENDS in Ecology and Evolution 22: 1-3.

Hughes TP, Rodrigues MJ, Bellwood DR, Ceccarelli D, Hoegh-Guldberg O, McCook L, Moltschaniwskyj N, Pratchett MS, Steneck RS and Willis B. 2007. Phase shifts, herbivory, and the resilience of coral reefs to climate change. Current Biology 17: 1–6.

Kleypas JA, Buddemeier RW, Archer D, Gattuso J-P, Langdon C and Opdyke BN. 1999. Geochemical consequences of increased atmospheric carbon dioxide on coral reefs. Science 284: 118-120.

Ledlie MH,  Graham NAJ, Bythell JC, Wilson SK, Jennings S, Polunin  NVC and Hardcastle J. 2007. Phase shifts and the role of herbivory in the resilience of coral reefs. Coral Reefs 26: 641–653.

Lundberg J and Moberg F. 2003. Mobile Link Organisms and Ecosystem Functioning: Implications for Ecosystem Resilience and Management. Ecosystems 6: 87–98.

Peterson G, Allen CR and Holling CS. 1998. Ecological resilience, biodiversity and scale. Ecosystems 1: 6–18.

Vargas-Angel B, Zapata FA, Hernandes H and Jemenez JM. 2001. Change in reef community structure after fifteen years of natural disturbance in the eastern Pacific (Costa Rica). Bulletin of Marine Science 69(1): 111-132.

Ditulis oleh Imam Bachtiar

Pusat Penelitian Pesisir dan Laut, Universitas Mataram

Email: bachtiar.coral@gmail.com

Abstract

Pengelolaan sumberdaya di kawasan konservasi laut (KKL) merupakan masalah yang belum dapat ditangani secara baik oleh pemerintah. Taman Wisata Alam Laut (TWAL) Gili Matra merupakan contoh kasus dari kuatnya pengelolaan oleh masyarakat dibandingkan dengan yang direncanakan oleh pemerintah. Tetapi pengelolaan oleh masyarakat yang tumbuh tanpa pengendalian pemerintah dapat membahayakan misi konservasi. Mandat besar yang harus dilakukan oleh BKSDA (Balai Konservasi sumberdaya Alam) untuk menyelamatkan misi konservasi seyogyanya diiringi juga dengan kewenangan yang besar.

1.      PENDAHULUAN

Taman Wisata Alam Laut (TWAL) merupakan salah satu bentuk dari Kawasan Konservasi Laut (KKL) yang dikelola di bawah kewenangan Departemen Kehutanan. TWAL Gili Matra atau kadang disebut TWAL Gili Indah merupakan salah satu kawasan konservasi laut yang paling banyak dikunjungi oleh wisatawan. Pengelolaan TWAL Gili Matra dapat menjadi contoh kasus yang baik dimana BKSDA sebagai lembaga pemegang mandat pengelolaan kawasan konservasi laut (KKL) memiliki kewenangan yang tidak cukup untuk melaksanakan tugasnya.

KKL mempunyai peranan yang sangat penting baik secara ekologis maupun ekonomis, sehingga pengelolaannya harus menjadi prioritas utama. Jika kawasan konservasi yang luas sudah terbentuk akan terjadi pemulihan keanekaragaman dan biomassa di dalam kawasan dan spill-over sumberdaya ke luar kawasan. Hasil kajian (review) oleh Halfern and Warner (2002) menunjukkan bahwa kawasan konservasi laut (marine reserve) mampu menunjukkan kenaikan kelimpahan, biomassa, ukuran tubuh dan keanekaragaman dalam waktu kurang dari tiga tahun. Gell and Roberts (2003) juga menunjukkan sejumlah bukti bahwa pembentukan kawasan konservasi di laut benar-benar dapat mengembalikan stok sumberdaya ikan yang rendah dan memberikan perlindungan terhadap keanekaragaman hayati di dalam kawasan.

Ukuran KKL yang dibutuhkan untuk menyelamatkan keanekaragaman hayati di laut merupakan issue yang kritis. Pada kawasan konservasi yang telah dilaporkan sukses luasnya sangat bervariasi, misalnya Apo Island (10%), Merritt Island (22%), Georges Bank (25%), Nabq (33%) dan St Lucia (35%) dari luas kawasan (Gell and Roberts 2003). Angka praktis yang sering digunakan sebagai ukuran kawasan tanpa eksploitasi (no take area, NTA) untuk melindungi seperlima dari induk pemijah adalah 20%. Tetapi angka ini dianggap terlalu kecil untuk melindungi fungsi ekosistem. Berdasarkan model yang terbaru NTA seharusnya >30% dari seluruh kawasan yang tersedia (Sale et al. 2005).  Ukuran NTA sebesar itu akan sangat sulit untuk diterapkan di Indonesia. Halpern (2003) menyatakan pendapat yang berbeda bahwa luas kawasan konservasi tidak berbanding lurus dengan peningkatan efektivitas kawasan tersebut untuk meningkatkan populasi ikan. Pengawetan keanekaragaman spesies memang membutuhkan ukuran NTA yang lebih besar daripada yang dibutuhkan untuk sekedar mempertahankan kelimpahan populasi.

Indonesia yang memiliki target untuk memperluas KKL hingga 20 juta hektar pada tahun 2010 mempunyai masalah yang besar di dalam pengelolaannya. Dari 113 KKL (marine protected area, MPA) yang telah dibangun hanya tiga kawasan yang mempunyai kondisi baik (Burke et al, 2003).  Laporan resmi pemerintah tentang pengelolaan KKL yang berjalan baik dapat saja jauh lebih banyak. Tetapi jika laporan tersebut dikaji lebih dekat, maka peran pemerintah di dalam pengelolaan tersebut bisa jadi sangat kecil, sedangkan peran terbesar dikendalikan oleh masyarakat. Pengelolaan TWAL Gili Matra merupakan kasus yang unik di dalam pengelolaan kawasan konservasi. Makalah ini dimaksudkan untuk membahas contoh kasus tersebut sehingga dapat dirumuskan pelajaran yang dapat dipetik dan rekomendasi untuk perbaikan pengelolaan KKL di Indonesia.

2.      KONDISI GEOGRAFIS

TWAL Gili Matra yang mempunyai luas kawasan sebesar 2954 ha terletak di Kabupaten Lombok Barat. Di sebelah utara berbatasan dengan Laut Flores, sedangkan di sebelah barat dan selatan berbatasan dengan Selat Lombok. Di sebelah timur berbatasan dengan selat kecil yang menghubungkan Gili Air dengan daratan Pulau Lombok (Gambar 1). Di dalam TWAL terdapat pemukiman penduduk yang tergabung dalam satu pemerintahan desa, yaitu Desa Gili Indah. Sejak awal TWAL di bagian utara Kabupaten Lombok Barat ini dikenal sebagai TWAL Gili Indah, Kecamatan Pemenang. Tetapi sejak tahun 2005, BKSDA mulai memperkenalkan dan mempopulerkan nama TWAL Gili Matra. Sebelumnya KKL tersebut lebih popular dengan nama TWAL Gili Indah.

TWAL Gili Matra terdiri atas tiga pulau kecil (gili), yaitu Gili Meno (150 ha), Gili Air (175 ha) dan yang paling besar adalah Gili Trawangan (340 ha). Ketiga pulau tersebut berpenghuni. Jumlah penduduk Desa Gili Indah telah meningkat lima kali dalam satu dekade terakhir. Jumlah penduduk pada tahun 2006 adalah 3195 jiwa, sedangkan pada tahun 1997 penduduk Desa Gili Indah hanya sebesar 522 jiwa. Pendidikan penduduk pada umumnya terbatas sampai sekolah dasar (SD). Sebagian besar penduduk asli mengaku dari suku Bugis. Tingginya penduduk migrant sebagai tenaga kerja pariwisata telah banyak mengubah budaya masyarakat Desa Gili Indah. Rumah panggung yang dulu sangat banyak ditemukan di ketiga pulau sekarang sudah banyak berganti dengan rumah tanah (bawah).

Gambar 1. Peta lokasi TWAL Gili Matra, Kabupaten Lombok Barat.

Sebelum ditetapkan sebagai TWAL, ketiga pulau tersebut merupakan wilayah yang memiliki perkembangan pariwisata sangat pesat. Pada tahun 1987, hanya ada dua penginapan yaitu Paradiso di Gili Air dan Pondok Pak Majid di Gili Trawangan. Pertumbuhan usaha penginapan meningkat pesat dengan meningkatnya kunjungan wisatawan mancanegara. Di akhir tahun dekade 1980-an, Pemerintah Daerah Lombok Barat menetapkan bahwa ketiga pulau tersebut hanya diperuntukkan sebagai obyek wisata, sedangkan penginapan hanya dibangun di daratan Lombok. Tingginya permintaan wisatawan akan penginapan di pulau kecil dan lemahnya penegakan hukum membuat masyarakat banyak membuka usaha penginapan.

Pelanggaran-pelanggaran terhadap ketentuan pemerintah dalam pengembangan pariwisata di kawasan tersebut terus berlanjut. Ketika pertumbuhan penginapan di pulau tidak dapat dicegah oleh pemerintah, Pemerintah Daerah Lombok Barat kemudian menetapkan surat keputusan Bupati yang dikenal sebagai “SK 500”. Di dalam keputusan tersebut dibatasi jumlah kamar penginapan masing-masing 100 kamar, 200 kamar dan 300 kamar di Gili Air, Gili Meno dan Gili Trawangan. Sekali lagi pembatasan ini juga dilanggar masyarakat. Demikian juga Rencana Detail Tata Ruang (RDTR) yang telah diperdakan juga tidak dapat diimplementasikan. Pelanggaran-pelanggaran tersebut tidak hanya dilakukan oleh pengusaha dan masyarakat, tetapi juga oleh pemerintah. Misalnya, walaupun jumlah kamar di Gili Trawangan sudah jauh melebihi kuota pemerintah (>400 kamar), tetapi pemerintah masih memberikan hadiah atau konsesi penambahan kamar kepada sebuah hotel yang dianggap berjasa.

Pada tahun 2006, Pemerintah Kabupaten Lombok Barat sekali lagi mengupayakan pengaturan kawasan wisata alam laut tersebut. Pemerintah Kabupaten membuat Rencana Tata Bangunan dan Lahan (RTBL) untuk menertibkan banyak bangunan yang telah melanggar sempadan pantai. Tetapi protes keras dari masyarakat membuat pemerintah tidak berani melakukan penegakan peraturan yang telah dibuatnya. Hingga tahun 2007, hampir semua aturan pemerintah dalam pengembangan pariwisata tidak dapat diimplementasikan di Desa Gili Indah.

3.      PENGELOLAAN SUMBERDAYA DI DALAM TWAL

Pengelolaan sumberdaya di dalam TWAL Gili Matra selama ini dapat dibagi menjadi dua, pengelolaan sumberdaya daratan oleh pemerintah kabupaten dan pengelolaan sumberdaya laut oleh BKSDA (Balai Konservasi Sumberdaya Alam). Pada saat ini, kedua pengelolaan sumberdaya tersebut tidak dapat dilakukan oleh pemerintah. Masyarakat mengelola kedua kelompok sumberdaya tersebut secara mandiri dan menolak campur tangan pemerintah. Orientasi pengelolaan oleh masyarakat yang lebih condong mengacu kepada pertumbuhan pariwisata dapat mengancam kelestarian sumberdaya itu sendiri. Hal ini bisa jadi belum sepenuhnya disadari oleh masyarakat Desa Gili Indah, sehingga pengendalian dari pengelolaan tersebut sebaiknya tetap dilakukan oleh pemerintah.

Secara hukum, BKSDA merupakan pemegang mandat pengelolaan TWAL Gili Matra, sejak ditetapkannya TWAL Gili Matra dengan SK Menhut 85/Kpts-II/1993. Tetapi sayangnya mandat tersebut hanya berlaku di lautan, sedangkan mandat pengelolaan sumberdaya daratan dipegang pemerintah kabupaten. Pengelolaan yang terpadu mensyaratkan keterpaduan pengelolaan di daratan dan lautan. Koordinasi yang menjadi pintu keterpaduan tersebut seringkali sulit dilakukan oleh BKSDA karena perbedaan eselonisasi dan kepentingan ekonomi. Dengan hambatan yang demikian besar pengelolaan terpadu di TWAL Gili Matra tampaknya cukup sulit diwujudkan dalam kondisi sekarang.

Pengelolaan sumberdaya lautan di TWAL Gili Matra baru dimulai enam tahun setelah ditetapkannya Desa Gili Indah sebagai TWAL. Hingga akhir tahun 1998, belum ada rencana pengelolaan sumberdaya yang dibuat oleh pemerintah (BKSDA). Seorang jagawana dari BKSDA NTB ditempatkan di sebuah pos di Gili Trawangan pada tahun 1998. Pada pertengahan tahun 1998, proyek pengelolaan terumbu karang COREMAP (Coral Reef Rehabilitation and Management Program) menjadikan TWAL Gili Matra sebagai pilot pengelolaan terumbu karang berbasis masyarakat. Di dalam kegiatan COREMAP tersebut masyarakat diajak berdikusi untuk membuat rencana pengelolaan yang berbentuk sebagai rencana zonasi pemanfaatan kawasan terumbu karang. Pada tanggal 28 September 1998, rencana pengelolaan tersebut dapat disepakati oleh masyarakat dan disyahkan oleh Pemerintah Desa dan Pemerintah Kabupaten. Di dalam proses penyusunan rencana pengelolaan tersebut, sayangnya, partisipasi dari kelompok pengusaha wisata rendah. Masyarakat lokal banyak yang berpikiran bahwa pengusaha wisata yang umumnya bukan orang yang lahir di Desa Gili Indah sehingga tidak mempunyai hak untuk merencanakan masa depan pulau. Walaupun rencana pengelolaan COREMAP tersebut tidak berjalan semestinya, sejarah pengelolaan sumberdaya di TWAL Gili Indah bermula dari rencana pengelolaan tersebut (Bachtiar 2000).

Pada awal tahun 1999, BKSDA juga mensosialisasikan rencana zonasi TWAL Gili Indah dimana kawasan terumbu karang dibagi-bagi menjadi Blok Zona Inti, Blok Zona Penyangga dan Blok Zona Pemanfaatan. Di dalam sebuah Rapat Desa Gili Indah, masyarakat dan aparat desa mengaku tidak pernah dilibatkan dalam penyusunan rencana zonasi BKSDA tersebut. Hasil rapat di Desa Gili Indah menyepakati bahwa rencana zonasi BKSDA akan diimplementasikan oleh staff BKSDA sendiri, sedangkan rencana zonasi COREMAP akan diimplementasikan oleh kelompok masyarakat.

Kedua rencana zonasi tersebut (COREMAP dan BKSDA) akhirnya tidak dapat diimplementasikan di lapangan. Rencana zonasi COREMAP tidak dapat diimplementasikan karena tindaklanjut zonasi tersebut, misalnya pembuatan batas-batas zona dan penyediaan dana pengawasan, tidak dilakukan oleh pemerintah kabupaten. Rencana zonasi dari BKSDA tidak dapat diimplementasikan karena BKSDA tidak memiliki cukup staff dan dana untuk melakukan pengawasan. Krisis moneter yang menyebabkan krisis keamanan telah menyebabkan meningkatnya frekuensi penangkapan ikan dengan bom dan racun (potas). Penangkapan ikan dengan bom menyebabkan gangguan yang sangat besar pada kunjungan wisatawan ke Gili Matra, karena sekitar 70% wisatawan asing yang datang adalah penyelam SCUBA.

Banyaknya keluhan dari wisatawan membuat para pemuka Desa Gili Indah menyusun sebuah awig-awig yang melarang penggunaan bom di awal tahun 2000. Penyusunan awig-awig tersebut diinspirasikan oleh kegiatan COREMAP yang membolehkan warga menyusun aturan pengelolaan sumberdaya. Seorang warga Gili Meno yang dikenal sebagai pelaku pemboman ikan menyatakan tobat karena terancam mendapat sanksi social, keluarga dan tetangganya dilarang menghadiri pesta pernikahan di rumahnya (Bachtiar, 2000). Pada tahun yang sama, 19 Maret 2000, di Kecamatan Tanjung yang bersebelahan dengan Desa Gili Indah, kelompok nelayan membuat Lembaga Musyawarah Nelayan Lombok Utara (LMNLU). LMNU merupakan lembaga adat yang lahir untuk mengatasi penangkapan ikan dengan bom dan racun, yang tidak dapat diatasi oleh pemerintah. Setelah berdirinya LMNLU, masyarakat Gili Indah kemudian ikut bergabung di dalamnya, dengan membentuk Satuan Tugas (Satgas) Pemuda Gili. Di dalam Satgas tersebut terdapat unsur KSDA.

Tahun 2000 merupakan langkah awal terjadinya komanajemen pengelolaan sumberdaya terumbu karang di TWAL Gili Matra. BKSDA mendukung komanajemen tersebut dengan menyediakan sebuah speedboat dan penambahan staff jagawana. Dana operasional pengawasan ditanggung bersama antara BKSDA dengan pengusaha wisata. Komanajemen ini juga mengorbitkan jagawana Bursan sebagai penerima COREMAP Award pada tahun 2002. Dalam implementasi komanajemen oleh LMNLU sejak tahun 2000-2005, sekitar lima kasus penangkapan ikan destruktif telah ditangkap dan diberi sanksi denda oleh satgas bersama BKSDA (Bachtiar 2005), sekitar 10 kasus lainnya diselesaikan dengan surat pernyataan tidak mengulangi perbuatan merusak tersebut. Pada tahun 2001, rencana (awig-awig) pengelolaan terumbu karang COREMAP direvisi oleh masyarakat dan disyahkan pada tanggal 1 September 2001 sebagai Awig-awig Zonasi Pesisir Desa Gili Indah.

Di dalam Zonasi Pesisir tersebut konflik antara pariwisata dengan perikanan tangkap diselesaikan dengan uang kompensasi kepada nelayan. Sebagian kawasan penangkapan ikan ditetapkan dijadikan kawasan wisata selam yang melarang nelayan beroperasi. Sebagai kompensasinya, pengusaha pariwisata selam memberikan uang 3 juta per bulan (MKI, 2006). Uang tersebut disediakan oleh Asosiasi Pengusaha Gili Air (APGA) dan Gili Eco Trust (GET) yang berada di Gili Trawangan. Baik APGA maupun GET mendapatkan uang kompensasi dari penyelam SCUBA, setiap penyelam membayar Rp 20 ribu.

4.      PERAN BKSDA DALAM PENGELOLAAN TWAL

Berdasarkan UU No 5/1990 tentang Konservasi Sumber Daya Alam Hayati dan Ekosistemnya pasal 34 (1), bahwa kewenangan pengelolaan kawasan konservasi berada di tangan Pemerintah (Pusat), yang berarti pada Departemen Kehutanan. Di dalam Departemen Kehutanan, Surat Keputusan Menteri No. 6187/2002 menegaskan bahwa Balai Konservasi Sumberdaya Alam (BKSDA) merupakan pelaksana teknis dari konservasi sumberdaya alam dan lingkungan. Sebagai lembaga yang mendapat mandat pengelolaan kawasan konservasi, peran BKSDA di dalam pengelolaan TWAL Gili Matra seharusnya lebih besar daripada sektor pemerintah yang lainnya. Tetapi hasil observasi di lapangan menunjukkan bahwa peran BKSDA semakin lama semakin mengecil.

Pada tahun 1999, BKSDA pernah memperkenalkan rencana zonasi TWAL Gili Indah. Sampai sekarang rencana zonasi tersebut tidak pernah dapat diimplementasikan di lapangan. Aturan pengelolaan yang sekarang dilaksanakan oleh masyarakat bersama pengusaha wisata di TWAL adalah aturan pengelolaan yang dibuat oleh masyarakat. BKSDA juga pernah akan memberlakukan pemungutan uang konservasi bagi pengunjung TWAL Gili Indah. Tetapi hal ini dibatalkan karena Pemerintah Kabupaten (Dinas Pariwisata) merasa lebih berhak mendapatkan uang pengelolaan daripada BKSDA.

Sebagai pemegang mandat UU No 5/1990, BKSDA idealnya merupakan satu-satunya otoritas yang melakukan pengelolaan TWAL. Jika BKSDA membutuhkan dan menghendaki, kewenangan pengelolaan dapat saja sebagian diserahkan kepada pihak swasta atau masyarakat (pasal 37), agar rencana pengelolaan tersebut dapat berjalan sesuai denggan misi konservasi. Di dalam pelaksanaan patroli pengawasan, misalnya, BKSDA dapat melibatkan masyarakat atau meminta bantuan masyarakat/swasta agar dapat dilaksanakan dengan biaya yang lebih murah. Jika semua kapal wisata ikut berpartisipasi dalam patrol pengawasan, maka banyak biaya dapat dihemat dan misi konservasi dapat dituntaskan.

Sebagai pemegang otoritas kewenangan, BKSDA semestinya menjadi penentu semua kebijakan di dalam kawasan konservasi TWAL. Di dalam pasal 35 (UU 5/1990) bahkan disebutkan bahwa BKSDA atas nama pemerintah dapat menghentikan pemanfaatan dan menutup TWAL sebagian atau seluruhnya selama waktu tertentu, jika sangat dibutuhkan untuk pemulihan sumberdaya yang ada. Rencana tata ruang, ijin pengusahaan wisata, dan rencana pembangunan lainnya seharusnya mendapat persetujuan dari BKSDA sebelum dapat disyahkan oleh lembaga pemerintahan kabupaten atau propinsi. Dengan otoritas penuh ini BKSDA memiliki kemampuan untuk menjamin bahwa semua pemanfaatan sumberdaya di dalam kawasan konservasi tidak mengganggu misi konservasi. Rencana pengelolaan yang dibuat oleh masyarakat atau lembaga pemerintahan daerah dapat diveto oleh BKSDA jika bertentangan dengan misi konservasi.  Tetapi mandat kewenangan yang besar di dalam UU 5/1990 tersebut tidak tampak di dalam praktik di lapangan.

Di dalam kegiatan pengelolaan sehari-hari, kewenangan BKSDA di dalam TWAL kurang mendapat perhatian yang sewajarnya. Pembuatan tata ruang kawasan darat di dalam TWAL masih dilakukan oleh pemerintah kabupaten. Pemberian ijin usaha wisata (hotel, restoran, dive centers) berada di lembaga pemerintahan kabupaten, walaupun harus mendapat persetujuan BKSDA. Jika ada keterlibatan BKSDA dalam rapat-rapat koordinasi di tingkat propinsi maupun kabupaten, lembaga BKSDA tidak memiliki hak istimewa dibandingkan dengan lembaga pemerintahan yang lainnya. Penggunaan jarring muro-ami yang merusak terumbu karang, misalnya, tetap mendapat ijin dari Dinas Perikanan dan Kelautan, walaupun BKSDA menginginkan alat tangkap itu dilarang di dalam TWAL. Dengan kedudukan lembaga BKSDA yang sama dengan lembaga lain, di dalam mengambil kebijakan pengelolaan, maka peran BKSDA dapat diperkecil karena akan selalu kalah dalam argumentasi dan voting. Jika BKSDA memiliki hak veto khusus di dalam kawasan KKL, maka pengelolaan di dalam KKL dapat lebih sesuai dengan tujuan konservasi sumberdaya alam.

Pengerdilan peran BKSDA di dalam pengelolaan TWAL Gili Indah merupakan salah satu contoh kasus, bahwa pengelolaan kawasan konservasi dapat menyimpang dari prinsip-prinsip konservasi. Fenomena yang sama juga dilaporkan terjadi di Taman Nasional Laut Bunaken, dimana otoritas pengelolaan sekarang dipegang oleh Badan Pengelolaan Taman Nasional Bunaken, yang dibentuk Gubernur Sulawesi Utara dan didanai oleh NSWA (North Sulawesi Watersport Association) (UNEP 2002), bukan lagi dipegang oleh Balai Taman Nasional Laut Bunaken Departemen Kehutanan.

5.      PENUTUP

Konservasi sering dianggap sebagai kegiatan yang tidak memiliki nilai ekonomis, sehingga sering mendapat prioritas yang terakhir di dalam perencanaan pembangunan. Bergulirnya pendulum otonomi daerah yang bergerak keras ke arah kiri dapat sangat membahayakan upaya konservasi. Ketidak-jelasan kewenangan atau otoritas pengelolaan di dalam kawasan konservasi menjadi salah satu penyebab mengecilnya peran BKSDA dalam pengelolaan TWAL Gili Indah.

Kewenangan BKSDA sebagai pemegang mandat UU 5/1990 untuk melakukan konservasi sumberdaya alam telah banyak mengalami pengerdilan, baik oleh pemerintah daerah maupun oleh pihak swasta. Pengurangan kewenangan yang bertentangan dengan undang-undang tersebut harus mendapat perhatian serius, jika pemerintah Indonesia memiliki komitmen dalam konservasi sumberdaya alam.

Dalam hal pengelolaan KKL, kewenangan pengelolaan tersebut sebaiknya tidak hanya meliputi kewenangan di dalam pengelolaan lautan tetapi juga daratan. Segala jenis kegiatan baik yang bersifat eksploitatif maupun bersifat ekstraktif di dalam KKL harus mendapat persetujuan lembaga pengelola. Rencana pengelolaan kawasan yang diajukan oleh pemerintah daerah harus diselaraskan dengan misi konservasi dari lembaga tersebut. Di dalam perijinan pendirian bangunan atau penambahan kamar hotel, misalnya, BKSDA seharusnya memiliki hak veto yang lebih tinggi daripada lembaga pemerintahan daerah.

Tanpa kewenangan atau otoritas yang jelas dan besar tersebut, maka KKL di Indonesia terancam dengan kerusakan yang tinggi. Pemerintah daerah yang mengejar peningkatan PAD (Pendapatan Asli Daerah) akan cenderung untuk memprioritaskan ekonomi dan mengerdilkan upaya konservasi. Jika hal ini juga diaplikasikan di dalam kawasan konservasi, maka misi konservasi akan menjadi inferior jauh di bawah misi ekonomi yang menjadi superiornya.

Sudah saatnya peraturan perundangan yang berkaitan dengan konservasi sumberdaya ditinjau ulang untuk memberikan kewenangan yang lebih besar kepada lembaga konservasi di dalam mengelola kawasan konservasi. Tanpa kewenangan yang besar, upaya konservasi sangat sulit mencapai tujuan akibat tekanan ekonomi dan politik yang tinggi dari pemerintah daerah.

DAFTAR PUSTAKA

Bachtiar, I. 2000. Community based coral reef management: Lessons learned from the Marine Tourism Park Gili Indah, Lombok Barat. Komunitas 3(1):67-77.

Bachtiar, I. 2005. Developing community participation in a developing country: case studies in the Lombok Island. In: H. Mitsuda and R. Sayuti (eds.). Sustainable Lombok: Rich Nature and Rich People in the 21st Century. Mataram University Press. Pp. 75-91.

Burke L, Selig E, Spalding, M. 2002. Reefs at Risk in Southeast Asia. Washington, DC: World Resources Institute.

Gell FR and Roberts CM. 2003. Benefits beyond boundaries: the fishery effects of marine reserves. TRENDS in Ecology and Evolution 18(9): 448-455.

Halpern BS and Warner RR. 2002. Marine reserves have rapid and lasting effects. Ecology Letters 5: 361–366

 Halpern BS. 2003. The impact of marine reserves: do reserves work and does reserve size matter? Ecological Applications, 13(1) Supplement: S117–S137

Sale PF, Cowen RK, Danilowicz BS, Jones GP, Kritzer JP, Lindeman KC, Planes S, Polunin NVC, Russ GR, Sadovy YJ and Steneck RS. 2005. Critical science gaps impede use of no-take fishery reserves. TRENDS in Ecology and Evolution 20(2): 74-80.

Undang-Undang Nomor 9 Tahun 1990 Tentang Konservasi Sumberdaya Alam Hayati dan Ekosistemnya. Lembaran Negara Republik Indonesia Tahun 1990 Nomor 49.

UNEP (ed.). 2002. The Status of Coral Reef Management in Southeast Asia: A Gap Analysis. Report prepared by Heidi Schuttenberg, J. William Fulbright Fellow and David Bizot, Knauss Marine Policy Fellow.