Luftföroreningars påverkan på
busklavars förekomst och täckning
- En jämförelse mellan olika tätbefolkade områden i Sverige
Air pollutions impact on macrolichens occurance and coverage
- A comparison between different densely populated areas in Sweden
Hanna Trygg
Fakulteten för hälsa, natur- och teknikvetenskap Biologi
Grundnivå 15 hp
Handledare: Lovisa Lind Eirell Examinator: Lutz Eckstein 2021-06-01
1
Sammanfattning
Luftföroreningar är ett globalt problem med negativa effekter på både människors och naturens välmående. Lavar har visat sig vara särskilt känsliga för luftföroreningar och i modern tid anses luftföroreningar vara en av de största orsakerna till fragmenteringen av populationer samt minskning av arters utbredning. Syftet med denna studie var att undersöka om det finns ett samband mellan halter av luftföroreningar (koppar, kadmium, zink, svaveloxider och kväveoxider) och busklavars täckningsgrad eller förekomst, i olika grad av tätbebyggda områden över de två senaste decennierna. Undersökningen utfördes med hjälp av inventeringsdata från projektet Nationell Inventering av Landskapet i Sverige (NILS). Täckningsgrad och förekomst av busklavar undersöktes i hela Sverige samt i 15 kommuner belägna i mellersta Sverige, vilka delades upp efter befolkningstäthet i kategorierna; låg, medel och hög. Resultatet visade ingen förändring på busklavars täckningsgrad under tidsperioden för någon av de tre kategorierna, men visade på en signifikant minskning av busklavars totala förekomst. Busklavars täckningsgrad visade sig vara oberoende av befolkningstäthet trots en generell minskning av luftföroreningar, samt att det endast fanns en svag positiv korrelation mellan förekomsten av busklavar och halterna av luftföroreningar. Det som denna studie visar på är vikten att förstå både spatiala och temporala samband mellan arter och deras störningsmoment. Nutida trender av lavfloran behöver inte nödvändigtvis bero på de samtida halterna av föroreningar. Svårigheten att kunna tolka och förutse sambandet mellan temporala och spatiala mönster visar behovet att vidareutveckla kunskapen om hur lavars responser på föroreningar ter sig över tid och hur stora tidsperioder detta kan komma att utspela sig.
Abstract
2
Inledning
Luftföroreningar är ett globalt problem med negativa effekter på både människors och naturens välmående. Flera typer av luftföroreningar har kommit att blivit så vidspridda att de har skadat hela ekosystem, vilket har lett till flera dramatiska nedgångar av arter världen över (Sher & Primack, 2019). Ökade luftföroreningar har visat sig leda till förändringar av vegetationstäckningen. Detta kan i sin tur leda till minskningar av artmångfald och förlusten av känsliga arter (Xiankai m.fl., 2008; Mendonça m.fl., 2019). Påvisade förändringar i den totala vegetationstäckningen i samband med ökade föroreningar har ytterligare kunnat påvisa ett samband mellan förlust av vegetationstäckning i urbana miljöer och minskningen av ekosystemtjänster till följd av höga halter av föroreningar (Mendonça m.fl., 2019). Utsläpp av luftföroreningar har visat sig leda till bland annat försurning av vatten och marker, något som kan ha enorma konsekvenser för både enskilda arter och hela ekosystet (Sher & Primack, 2019). En stor orsak bakom försurningen av Sveriges marker och vatten har varit utsläpp av svaveldioxider och kväveoxider orsakade av mänskliga aktiviteter (Havs- och vattenmyndigheten, 2019). Utsläpp av metallföroreningar har visat sig vara direkt giftiga för både växt- och djurliv (Naturvårdsverket, 2020a) och dessa halter har visat sig ta lång tid för att återställas till mer naturliga nivåer (Naturvårdsverket, 2020b).
Milljöövervakning och övervakning av områdens biodiversitet har visat sig vara ett utmanande men viktigt arbete för att skapa en återkopplingslänk mellan miljön och människors handlingar. Detta har varit ett viktigt verktyg för att skapa möjligheter att jämföra trender orsakad av exempelvis mänskliga störningar (Niemelä, 2000). Lavar har visat sig vara särskilt känsliga för luftföroreningar, och genom denna känslighet har de visat sig fungera som indikatorarter vid miljöövervakning (Sveriges lantbruksuniversitet [SLU], 2018). Både aktiv övervakning med utvalda indikatorarter och passiv kartläggning av föroreningar baserat på utbredningen av populationer har visat sig vara effektiva metoder för att kunna återge viktig information om områdens status (Markert m.fl., 2003). Det har visat sig möjligt att se hur lavfloran i området har påverkats av luftföroreningar genom att uppmärksamma förändringar i det totala artantalet och i arters täckningsgrad (Hultengren m.fl., 1992). Genom sina egenskaper som indikatorer kan avsaknaden av särskilda lavarter larma om föroreningar, och fungera som en metod för att regelbundet kontrollera luftkvaliteten i olika områden. Avsaknad av flera indikatorarter kan signalera om dålig luftkvalitet, något som i framtiden kan leda till skador på andra arter och på hela ekosystem (Hultengren m.fl., 2014). Orsaken till lavars känslighet för luftföroreningar och förmåga att agera som indikatorer är på grund av deras komplexa uppbyggnad, där de bildar ett mutualistiskt förhållande mellan en eller flera svamp- och algarter. Utbytesmekanismerna mellan svamp och alg är känsliga, vilket gör att även måttliga nivåer av föroreningar kan skada livsviktiga mekanismer. Utöver detta är lavars upptag av närnigsämnen passiv, vilket leder till att ämnen absorberas ofiltrerat via lavbålen och lagras i den. Skillnader i arters känslighet för luftföroreningar har visat sig bero på bålformen, där en större bålyta i förhållande till bålvolymen generellt innebär högre känslighet för föroreningar. I praktiken innebär detta att de känsligaste lavarterna hittas bland typen busklavar, där den gemensamma faktorn är deras förgrenade, busklika eller hängande växtsätt (Hultengren m.fl., 1992).
3
landets totala utsläpp, har få förbättringar av tätorters luftkvalitet skett de senaste decenierna (Fridell m.fl., 2013). Som de främsta orsakerna bakom förändringar i lavfloran har svaveloxider (SOx) och kväveoxider
(NOx) har pekats ut, men även föroreningar av metaller som koppar (Cu), zink (Zn) och kadmium (Cd)
har visat sig ha negativa effekter på lavfloran (Hultengren m.fl., 2003; van Herk m.fl., 2003). Mellan 1990 och 2019 uppskattades en stor minskning i de totala utsläppen av dessa fem luftförorenignar ha skett (Naturvårdsverket, 2020a), vilket bedöms vara en trend som kommer fortsätta framöver om än i en långsammare takt (Fridell m.fl., 2013).
Syftet med denna studie är att studera om det finns ett samband mellan olika halter av utvalda luftföroreningar (koppar, kadmium, zink, svaveloxider och kväveoxider) och busklavars täckningsgrad samt förekomst i olika tätbebyggda områden över en tidsperiod på 20 år. Följande hypoteser formulerades: (1) Det finns ett samband mellan luftföroreningar och förekomsten av lavarter, mer specifikt leder ökad luftföroreningar till en minskning av busklavars förekomst och täckningsgrad, vilket i sin tur gör att minskade luftföroreningar leder till en ökning av busklavars förekomst och täckningsgrad. (2) Luftföroreningarna har minskat de senaste 20 åren i Sverige, och i samband med detta har landets totala förekomst av busklavar har ökat under samma tidsperiod. (3) Områden med högre befolkningstäthet har högre nivåer av luftföroreningar, vilket i sin tur leder till lägre förekomst/täckningsgrad av busklavar.
Material och Metoder
Den här undersökningen utfördes med hjälp av inventeringsdata från projektet Nationell Inventering av
Landskapet i Sverige (NILS), utförda av Sveriges Lantbruksuniversitet och Umeå Universitet. Från NILS
projektets inventeringar användes data över renlavar och övriga busklavar för att motsvara gruppen busklavar, vilka valdes som indikator för luftföroreningar på grund av gruppens generella känslighet för föroreningar (Hultengren m.fl., 1992), för specifika arter se bilaga 1. Fältinventeringen sker i permanenta provytor (1x1 km) som besöks vart femte år. Inom varje provyta ingår 12 provyteblock, och i varje block ingår i sin tur 3 småprovytor (0,25 m²) (SLU, 2015). Artförekomst och detaljerad tolkning av vegetationen utfördes endast i småprovytorna (SLU, 2015), vilket innebär att i denna studie användes inventeringsdatan om förekomst och täckningsgrad för busklavar från småprovytor. Täckningsgrad bedömmer hur stor del av markytan som täcks i procent (0-100) och förekomst bedömdes endast som ”ja/nej”. För varje nivå av befolkningstäthet undersöktes täckningsgraden för busklavar vid en slumpmässig provlokal vid tre provtillfällen mellan åren 2000-2020. Vidare undersöktes den totala förekomsten av busklavar mellan åren 2003-2018 vid totalt 630 provlokaler över hela Sverige.
För att undersöka skillnader i luftkvalitet och lavförekomst i olika tätbefolkade områden delades 15 kommuner upp i tre nivåer efter befolkningstäthet: låg (0-10 inv/km2), medel (30-40 inv/km2) och hög (>80 inv/km2). Provlokaler valdes ut där tillräcklig data fanns att tillgå (Tabell 1). För att minimera skillnader vilket beror på arternas naturliga utbredning kopplat till klimatet valdes enbart kommuner ut i mellersta Sveriget (Figur 1). Luftföroreningar koppar (Cu), kadmium (Cd) och zink (Zn) samt föreningarna svaveloxider (SOx) och kväveoxider (NOx) valdes ut baserat på deras negativa inverkan på
4
Tabell 1. Samtliga kommuner undersökta i studien och deras befolkningstäthet, samt respektive provlokals koorindater.
Kommun Bef.täthet (inv./km²) Befolkningstäthets kategori Provlokalens koordinater (SWEREF 99) Årjäng 7,09 Låg N6608181.665 E333027.1764 Älvdalen 1,02 Låg N6858940.5815 E404910.4483 Storfors 10, 19 Låg N6584712.5016 E458252.5737 Malung-Sälen 2,49 Låg N6584712.5016 E458252.5737 Laxå 9, 40 Låg N6709337.4204 E431744.57
Norrtälje 31,60 Medel N6662719.6908 E707237.8153
Enköping 39,24 Medel N6611822.7379 E632870.0757
Sandviken 33,71 Medel N6736163.9471 E581363.4294
Götene 32,61 Medel N6484167.9359 E409486.6936
Nyköping 40,23 Medel N6511858.1295 E634078.4997
Uppsala 107,15 Hög N6662109.7522 E657253.0316
Karlstad 81,16 Hög N6584107.1107 E408281.5499
Haninge 205,74 Hög N6562444.7917 E683459.4127
Vallentuna 95,38 Hög N6710562.0028 E531692.1248
Eskilstuna 97,27 Hög N6561236.3428 E583494.8046
Figur 1. Karta över undersökningsområdet och de utvalda kommunen, kategoriserade efter befolkningstäthet.
5
regressionsanalys under tidpserioden 2003-2018, vidare analyserades förekomst av grupperna renlavar och övriga busklavar för hela Sverige var för sig med hjälp av regressionsanalyser under samma tidsperiod. Halterna av respektive luftförorening under tidsperioden 2000-2018 undersöktes som utsläpp
till luft/år med hjälp av regressionsanalyser, utförde för varje kategori; låg, medel och hög
befolkingstäthet. Därefter utfördes regressionsanalyser för varje ämne/förening som utsläpp till luft mellan perioden 2000-2018 för hela Sverige. Den potentiella korrelationen korrelation mellan luftföroreningar och förekomst/täckningsgrad av busklavar undersöktes med hjälp utav korrelationsanalyser för respektive befolkingstäthets kategori och för hela Sverige. En envägs-ANOVA (signifikansnivå 0,05) utfördes för att undersöka skillnader av luftföroreningar respektive busklavars täckningsgrad mellan de tre befolkningstäthetskategorierna och hela Sveriges. Samtliga statistiska tester utfördes i programmen
Microsoft Excel 2013 och IBM SPSS Statistics 26.
Resultat
Ingen förändring i täckningsgrad av gruppen busklavar under perioden 2003-2018 kunde påvisas för någon av kategorierna: låg (R2=0,009, P=0.843) medel (R2=0,017, P=0,174) och hög befolkningstäthet (R2=0,23, P=0,183) (Figur 2). För hela Sverige kunde däremot en negativ förändring av förekomst av gruppen busklavar påvisas ha skett över tid (R2=0,358, P=0,018). Vid separata analyser med Envägs-ANOVA och
Tukey’s post hoc test för busklavar och renlavar över hela Sverige kan det urskiljas att det för gruppen renlavar fanns en signifikant skillnad i förekomst över tid (R2= 0,431, P= 0,009) medans ingen signifikant skillnad kunde påvisas för gruppen övriga busklavar (R2=0,252, P=0,067) (Figur 3). Det vill säga, det har endast skett en signifikant minskning under tidsperioden 2003-2018 av förekomst av gruppen renlavar för hela Sveriges vilket i sin tur innebär en förändring för den totala förekomsten av alla typer av busklavar.
Figur 2. Busklavars medeltäckningsgrad vid fyra separata år för varje kategori: låg, medel och hög befolkningstäthet.
Figur 3. Förekomsten av renlavar, övriga busklavar och det totala antalet busklavar per år i hela Sverige i antal provlokaler där de konstaterats. 0 5 10 15 20 25 2003 2007 2012 2017 Me d eltä ckn in gs grad /år av b u skla var År Låg befolkningstäthet Medel befolkningstäthet Hög befolkningstäthet 0 1000 2000 3000 4000 5000 6000 7000 An ta l p ro vlok aler
6
Täckningsgraden för busklavar i början av tidsperioden (år 2003) var högst i områden med medel befolkningstäthet, därefter kom områden med hög befolkningstäthet och lägst medelvärde hade områden med låg befolkningstäthet. År 2017 hade områden med hög befolkningstäthet det högsta medelvärdet av täckningsgrad, efter detta kom områden med medel befolkningstäthet och lägsta medelvärdet hade områdena med låg befolkningstäthet (Figur 2). För hela tidsperioden 2003-2018 hade kategorierna låg, medel och hög befolkningstäthet i snitt en täckningsgrad på 6, 4 respektive 11. Detta antyder att områden i med hög befolkningstäthet i snitt har högre täckning av busklavar och lägst täckning av busklavar har områden med låg befolkningstäthet, dock kunde ingen signifikant skillnad påvisas mellan de tre kategoriernas täckningsgrad (Envägs-ANOVA: P=0,079, F=7,184) under hela tidsperioden. Vid enbart år 2017 kunde dock en signifikant skillnad mellan kategoriernas täckningsgrad påvisas (Envägs-ANOVA: P=0,003 och F=6,576). Vid vidare analyser visade det sig att det var endast en signifikant skillnad av täckningsgrader mellan kategorierna låg och hög befolkningstäthet (P=0,02). För hela tidsperioden kunde en signifikant skillnad av täckningsgrader påvisas mellan hela Sverige samt kategorierna låg, medel och hög befolkingstäthet (Envägs-ANOVA: P=0,005, F=7,183). Vidare analyser visade att det endast fanns signifikanta skillnader mellan hela Sverige och kategorierna låg respektive medel befolkningstäthet (P=0,010 respektive P=0,016). Ingen signifikant skillnad av täckningsgrader kunde påvisas mellan de tre kategorierna (P>0,05), eller mellan hela Sverige och kategorin hög befolkningstäthet (P>0,05).
Under tidsperioden kunde endast signifikanta minskningar av Cu, Zn, SOx och NOx påvisas ha skett i
någon av de tre befolkningstäthets kategorierna samt i hela Sverige. Med hjälp av regressionsanalyser kundesignifikanta skillnader av utsläpp av SOx och NOx under 2000-2018 påvisas för alla tre kategorier
och för hela Sverige (Figur 3; Figur 5). För utsläpp av Zn kunde endast en signifikant skillnad påvisas för hela Sverige ha skett under tidsperioden (R2=0,451, P=0,024). Ingen signifikant skillnad av utsläpp av Cd kunde påvisas ha skett under tidsperioden, varken för hela Sverige eller för någon av de tre kategorierna. För utsläpp av Cu kunde en signifikant skillnad påvisas ha skett under tidsperioden vid kategorierna låg och hög befolkningstäthet. För de totala nivåerna av utsläpp fanns ingen signifikant skillnad mellan de tre kategorierna; låg, medel och hög befolkningstäthet (Envägs-ANOVA: P=0,341 och F=0,504).
Figur 4. Sveriges totala utsläpp till luft av svaveloxider (SOx) och kväveoxider (NOx).
7
Figur 5. Sveriges totala utsläpp till luft av kadmium (Cd), koppar (Cu) och zink (Zn).
Inget signifikant samband kunde påvisas mellan täckningsgrad och luftföroreningar för kategorierna låg eller medel befolkningstäthet. För kategorien hög befolkingstäthet kunde ett signifikant samband påvisas, mer specifikt ett positivt samband mellan kopparutsläpp och busklavars täckningsgrad (Korrelationsanalys: r=0,755 P=0,030). Positiva samband påvisades även för hela Sverige mellan förekomsten av renlavar, övriga busklavar samt busklavar och luftföroreningar av Cu, SOx samt NOx
(Tabell 2). Totalt sett kunde endast utsläpp av Cu, Zn, SOx och NOx påvisas ha någon effekt på lavars
förekomst eller täckningsgrad. Luftföroreningarna hade enligt resultatet endast en positiv påverkan på lavars täckningsgrad och förekomst i områden med hög befolkningstäthet repektive för hela Sverige.
Tabell 2. Sambanden mellan luftföroreningar och lavars förekomst i hela Sverige enligt korrelationsanalyser. För signifikanta resultat visas respektive P- och r värden, ej signifikanta samband beskrivs enbart som ”-”.
SOx NOx Zn Cu Cd r P r P r P r P r P Alla busklavar r=0,823 P=0,003 r=0,759 P=0,011 - r=0,931 P=0,000 - Renlavar r=0,936 P=0,000 r=0,68 P=0,010 - r= 0,802 P =0,005 - Övriga busklavar r=0,924 P=0,000 r=0,751 P=0,012 - r=0,836 P=0,003 -
Diskussion
Studien utfördes med syftet att undersöka det potentiella sambandet mellan luftföroreningar och busklavars förekomst/täckningsgrad i hela Sverige, samt jämföra detta i olika befolkningstäta områden. Tidigare studier har visat att det skett en minskning av lavars utbredning i Sverige (SLU, 2018; (Hultengren m.fl., 2014), vilket även stöds av denna studie generellt över landet. För hela Sverige har den totala förekomsten av busklavar minskat under studieperioden, vilket visade sig bero på en minskning av förekomsten av gruppen renlavar i hela landet. Däremot kunde inga signifikanta förändringar av busklavars täckningsgrad påvisas. Vidare visade sig täckningsgrader av busklavar och utsläpp av luftföroreningar vara likvärdiga i de tre olika kategorierna: låg, medel och hög befolkningstäthet. Detta skiljer sig ifrån tidigare studier där tätbefolkade områden har haft en mer fattig lavflora och lägre täckning av lavar generellt (Hultengren m.fl., 2014; Andersson m.fl., 2014; Malmqvist, 2003). Resultatet från denna studie indikerar att det inte finns något samband mellan busklavars täckningsgrad och befolkningstäthet. Baserat på tidigare studier (Pescott, m.fl., 2015; Loppi m.fl., 2003; Loppi m.fl., 2004) förväntades resultatet kunna påvisa luftföroreningar negativa påverkan på lavars utbredning och täckning. I motsatt till detta kunde endast ett positivt samband mellan luftföroreningar och busklavars förekomst/täckning påvisas. Detta skulle innebära att högre nivåer av luftföroreningar ökar busklavar förekomst/täckning i ett
8
område, något som inte går i linje med tidigare studier om luftföroreningars effekter på lavar (Loppi m.fl., 2003; Loppi m.fl., 2004). Mer specifikt visade resultatet på att lägre nivåer av utsläpp av koppar, zink, svaveloxider och kväveoxider hade en negativ inverkan på busklavars förekomsten i hela landet. På ett liknande sätt ska lägre nivåer av kopparutsläpp ha en negativ påverkan på busklavars täckningsgrad i områden med hög befolkningstäthet. Dessa resultat motbevisar den första hypotesen som antog att lägre nivåer av luftföroreningar innebar högre förekomst/täckningsgrad av busklavar. Dock kan detta resultat varken bevisa eller motbevisa att luftföroreningar har en negativ effekt på lavars hälsa. Dagens nivåer kan fortfarande ha en negativt påverka lavfloran även om det sambandet ej kunde bevisas i denna studie, och att detta resultat troligen visar på ett falskt positivt samband mellan busklavars täckning och halter av utsläpp. Sannolikt har ytterligare faktorer haft en inverkan på busklavars täckningsgrader under tidsperioden, vilket gör att potentiell en ökning av täckningsgraderna troligen kan komma att bero på andra faktorer utöver högre nivåer av luftföroreningar. Med detta i åtanken kan slutsatsen dras att de halter av luftföroreningar i denna studie inte bidragit till någon signifikant minskning av busklavars täckningsgrad. Sveriges utsläpp av luftföroreningar förväntades ha minskat under tidsperioden och landets förekomst av busklavar förväntades i sin tur ha ökat baserat på en förbättrad luftkvalitet (Naturvårdsverket, 2020c; Fridell m.fl., 2013). Detta visade sig enbart delvis vara fallet då det har skett en generell minskning av luftföroreningar, vilket indikerar en förbättrad luftkvalitet, men till motsats till det förväntade resultatet hade det skett en minskning av landets totala förekomst av busklavar. Detta motbevisar därmed den andra hypotesen, som antog att minskningar av luftföroreningar skulle innebära en ökning av busklavars förekomst/täckning. Detta skulle innebära att andra antropogene effekter som till exempel habitat fragmentering och degradering kan ha orsakat minskningen av busklavars förekomst som skedde för hela landet. Utöver luftflororeingar ska industralisering av jordbruket och skogsindustrin har visat sig vara de andra två största bidragande faktorerna minskning i arters utbredning och fragmentering av populationer (SLU, 2018). Detta skulle kunna indikera att det är förändringar av landskapet och störningar ifrån jordbruket eller skogsindustrinsom har haft/har den största inverkan på lavfloran. Vidare visade sig skillnaderna av utsläpp av luftföroreningar vara icke signifikanta mellan de tre kategorierna låg, medel och hög befolkningstäthet, vilket kan indikera att luftkvaliteten kan bedömas vara likvärdig mellan områdena. Detta stöds vidare av att det inte fanns några skillnader av lavarnas täckningsgrad mellan områden, något som annars hade kunnat indikerat på skillnader i luftkvaliteten (Loppi m.fl., 2003; Loppi m.fl., 2004). Detta indikerar dessa resultat att busklavars täckningsgrad inte är beroende på områdets befolkingstäthet. Utöver det pekar resultatet åt åt att luftkvaliteten i dessa områden helt beroende på befolkingsätthet, utan att andra okända faktorer kan komma att påverka ett områdes luftkvalitet som till exempel hur områden ligger beläget eller skillnader i lokala klimat. Detta motbevisar därmed den tredje hypotesen som antog att högre befolkningstäthet innebar (1). högre nivåer av luftföroreningar och (2.) lägre täckningsgrad av busklavar jämfört med områden med lägre befolkningstäthet.
9
minskat kraftigt, menar Hultengren m.fl., (2003) att kan dagens nivåer fortfarande kan vara tillräckligt höga för att ha en negativt påverka på de känsligaste lavarterna. Detta skulle kunna innebära att minskningen av busklavar och avsaknaden av någon signifikant ökning av busklavars täckning kan beror att nutidens utsläpp inte har minskat tillräckligt. Att utsläppen av dessa föroreningar har minskat är en positiv sak att ta med sig, men dessa nivåer kan fortfarande visa sig vara tillräckligt höga att de fortfarande kan komma att ha en negativ effekt på lavfloran framöver. Vidare menar Hultengren m.fl. (2003) att tidigare erfarenheter av luftföroreningars effekter på lavar inte är tillräckliga att förstå nutidens utbredning av arter och deras relation till luftföroreningar. Detta kan innebära att undersökningar enbart av att försöka se temporala trender inte är tillräckligt för att helt förstå lavars responser till störningar. Framtida studier kan vidare behöva utveckla sina undersökningar i linje med detta för att förstå enskilda föroreningars effekt på arter. Att enbart titta på förekomst/täckning och inte kunna gå in i detalj på enskilda arter eller föroreningar kan ses som en stor begränsning för denna studie. Vidare behövs djupare statistiska analyser bör utföras om detta för att få ett mer sanningesligt resultat och för att kunna dra slutsatser som stämmer mer överrens med verkligheten, vilka tyvärr inte utfördes i denna studie på grund av tidsbrist vilket då kan göra att slutsatserna i denna studie kan anses vara förenklade. Genom att vidareutveckla metoder och studier om hur enskilda arters respons till specifika föroreningar kan man förbättra arbetet med lavar som indikatorarter, samt få en bättre förståelse för lavars respons på störningar och hur dessa ter sig i naturligt. Vidare kunskap behövs om föroreningars effekter på långsikt, och hur skador av detta kan komma att påverka lavfloran framöver samt djupare analyser om detta.
Ytterligare en viktig aspekt att ta hänsyn till är att det varierar hur väl och hur snabbt lavfloran kan förbättras i takt med förbättrad luftkvalitet. En studie från 2003 visar tydligt att dagens utbredningsmönster av lavarter inte alltid är i takt med den nuvarande koncentrationen av luftföroreningar, utan de historiska nivåerna av ämnen kan fortfarande påverka dagens lavflora då arterna inte helt har återhämtat sig från effekterna (van Herk m.fl., 2003). Enligt Hultengren m.fl. (2003) kan detta bero på lavars långsamma etablering och tillväxt, vilket skapar en tidsfördröjning mellan förbättring av luftkvaliteten och återhämtningen av lavfloran vid förbättrad luftkvalité. Ytterligare kan den långsamma återetableringen av känsliga arter bero på en regionalt utarmad artpool och begränsad spridningskapacitet (Weldon & Grandin, 2020). Att undersöka bl.a. utbredningsmönster hos en art med långsam tillväxt och återhämtningsförmåga kan innebära att resultatet blir missvisande om det jämförs med snabbare trender som hos luftföroreningar. Detta kan innebära att de förändringar hos busklavar som denna studie undersökt är en respons på tidigare störningar, bl.a. tidigare nivåer av luftföroreningar som inte skedde inom tidsperioden, vilket har visat sig vara i linje med andra studier (Weldon & Grandin, 2020; van Herk m.fl., 2003). Detta innebär att resultatet som visar att minskade luftföroreningar skulle missgynna busklavar egentligen kan vara en fördröjd respons till tidigare nivåer av luftföroreningar. Det är mycket troligt att trenderna ännu inte har hunnit ikapp varandra samt att tidigare störningar kan ha lett till en försämrad återhämtningsförmåga hos lavfloran. Detta kan ses som ytterligare en begränsning med denna studie, något som behövs tas hänsyn till vid vidare undersökningar i ett försök att förstå temporala och spatiala samband.
10
situation där kväveoxider blivit den dominerande föroreningen för lavar, vilket kan leda till nya oväntade situationer. Det är därför viktigt att försöka förstå effekterna som olika föroreningar har på enskilda arter, samt hur dessa responser ter sig framåt i tiden. Genom att vidare undersöka vad som påverkar lavflorans återhämtningsförmåga, samt under vilka tidsramar detta ske kan man vidare få en mer sanningsenlig bild av nutidens trender och skapa möjligheten att försöka förutse framtida trender. Fortsättningsvis är det viktigt att förstå hur länge störningar kan komma att ha effekt på enskilda arter likväl som hos på hela ekosystem. Framtida studier bör fokusera på vikten av att kunna upptäcka temporala mönster, samt försöka se de potentiella fördröjda effekter luftföroreningar kan ha på lavars förekomst och täckning.
Sammanfattningsvis visar resultatet att inge förändring har skett busklavars täckningsgrad, men den totala förekomsten av busklavars i hela Sverige har minskat under tidsperioden. Busklavars täckningsgrad visade sig i denna studie vara oberoende av befolkningstäthet, och inga bevis fanns för att högre befolkningstäthet skulle innebära sämre luftkvalitet och lägre täckning av busklavar. Luftföroreningarna som undersöktes i studien hade generellt sett minskat under tidsperioden, men resultatet kunde endast påvisa att lägre nivåer av utsläpp missgynnade lavars förekomst/täckning, vilket är något som behövs vidare undersökas och se över med djupare analyser för att bedöma hur relevant detta resultatet är. Det som denna studie visar är vikten att förstå både spatiala och temporala samband mellan arter och deras störningsmoment. Nutida trender hos lavars förekomst eller täckning behöver inte nödvändigtvis hänga ihop eller bero på de nutida trender som finns av utsläpp av luftföroreningar, något som båda denna studie och tidigare studier har visat på. Svårigheten att kunna tolka och förutse sambandet mellan temporala och spatiala mönster visar behovet att vidareutveckla kunskapen om hur störningar kan påverka lavar, hur dessa responser ter sig över tid, och över hur stora tidsperioder detta kan utspela sig. Det kan vara svårt att förutse hur lavfloran kan komma att förändras över tiden utan djupare kunskap om vilka effekter de nuvarande förutsättningarna kommer ha. Dock kan man förhoppningsvis se en ny positiv trend hos busklavars förekomst och täckning i Sverige framöver, till följd av de minskningar av luftföroreningar som sker i landet nu.
Författarens tack
11
Referenser
Andersson, M., Hultengren, S., & Malmqvist, A. (2005). Lavar och luftföroreningar:
Förändringar av lavfloran på trädstammar i Göteborgsområdet mellan 1999 och 2004
(Lavar och luftföroreningar – Rapport 2005:6). Göteborgs Stads Miljöförvaltning. Chapin, F.S., Kofinas, G., & Folke, C. (2009). Principles of Ecosystem Stewardship:
Resilience-Based Natural Resource Management in a Changing World. Springer.
Claudio, R., & Szlafsztein, F. (2019). Urban vegetation loss and ecosystem services: The
influence on climate regulation and noise and air pollution. Environmental Pollution. 245: 844. doi: 10.1016/j.envpol.2018.10.114
Fridell, H.S., Jones, J., Bennet, C., Södergren, H., Kindell, S., Andersson, S., Torstensson., &
Jakobsson, M. (2013). Luftkvaliteten i Sverige år 2030. (Meterologi 155). Sveriges meteorologiska och hydrologiska institut.
Hultengren, S., Martinsson, P-O., & Stenström, J. (1992). Lavar och luftföroreningar:
Känslighetsklassning och indexberäkning av epifytiska lavar (Rapport 2967). Naturvårdsverket.
Hultengren, S., Gralén, H., & Pleijel, H. (2003). Recovery Of The Epiphytic Lichen Flora
Following Air Quality Improvement In South-west. Water, Air, and Soil Pollution, 154, 203–211. doi:10.1023/B:WATE.0000022967.35036.ca
Hultengren, S., Malmqvist, A., & Lemel, J. (2014). Lavar och luft i Västmanland: En
uppföljning av lavfloran på träd mellan 1995 och 2013 (Rapport, 2014:5). Länsstyreseln
Västmalands län.
Kampa, M., & Castanas, E. (2008). Human health effects of air pollution. Environmental
Pollution.151(2): 362-367. doi: 10.1016/j.envpol.2007.06.012
Loppi, S., & Pirintsos, S. (2003). Epiphytic lichens as sentinels for heavy metal pollution at forest ecosystems (central Italy). Environmental Pollution, 121, 327–332. Loppi, S., Frati, L., Paoli, L., Bigagli, V., Rossetti, C,. Bruscoli,C., & Corsini, A. (2004).
Biodiversity of epiphytic lichens and heavy metal contents of Flavoparmelia caperata thalli as indicators of temporal variations of air pollution in the town of Montecatini Terme (central Italy). Science of the Total Environment, 326, 113–122.
Malmqvist, A. (2003). Lavar och Luftkvalité: Lavundersökning i Blekinge län
2002-2003. Naturcentrum AB, Blekinge Läns Luftvårdsförbund
Markert, B.M., Breure, A.M., & Zechmeister, H.G. (2003). Bioindicators & Biomonitors:
12
Naturvårdsverket. (2020a, 10 december). Minskade utsläpp av luftföroreningar.
http://www.naturvardsverket.se/Sa-mar-miljon/Klimat-och-luft/Statistik-om-luft/Utslapp-av-luftfororeningar/
Naturvårdsverket. (2020b, 23 november). Metaller som miljögift.
https://www.naturvardsverket.se/Sa-mar-miljon/Manniska/Miljogifter/Metaller/ Naturvårdsverket. (2020c). Utsläpp av luftföroreningar i Sverige: Fördjupad trendanalys av
historiska och framtida utsläpp av luftföroreningar. (Rapport 6915).
Nationella emissionsdatabasen. (u.å.). Nationella emissionsdatabasen. http://extra.lansstyrelsen.se/rus/Sv/statistik-och-data/nationell-emissionsdatabas/Pages/default.aspx
Niemelä, J. (2000). Biodiversity monitoring for decision-making. Annales Zoologici Fennici,
37, 307–317.
Pescott, O., Simkin, J. August, T., Randle, Z., Dore, A., & Bothman, M. (2015). Air pollution
and its effects on lichens, bryophytes, and lichen-feeding Lepidoptera: review andevidence from biological records. Biological Journal of the Linnean Society.
Sher, A., & Primack, R. (2019). An Introduction to Conservation Biology (2 uppl.). OUP USA. Sveriges lantbruksuniversitet. (2015). Fältinstruktion för Nationell Inventering av Lanskapet i
Sverige. Institutionen för skoglig resurshållning.
Sveriges lantburksuniversitet. (2018, 25 april). Lavar i naturvården.
https://www.artdatabanken.se/arter-och-natur/arter/organismgrupper/lavar/lavar-i-naturvarden/
van Herk, C.M., Mathijssen-Spiekman, E.A.M., & Zwardt, D. (2003). Long distance nitrogen air pollution effects on lichens in Europe. Lichenologist. 35(4): 347–359.
doi:10.1016/S0024-2829(03)00036-7
Weldon, J., & and Grandin, U. (2021). Weak recovery of epiphytic lichen communities in Sweden over 20 years of rapid air pollution decline. Lichenologist. 53, 203-213. doi:10.1017/S0024282921000037
Xiankai, L., Jiangming, M., & Shaofeng, D. (2008). Effects of nitrogen deposition on forest biodiversity. Acta Ecologica Sinica. 28(11): 5532-5548.
13
Bilagor
Bilaga 1. Arter som ingår i kategorierna renlavar och busklavar_övriga vid projektet Nationella
inventeringar av landskapet i Sverige (NILS) fältinventeringar
Arter
Renlavar Grå renlav Cladonia rangiferina
Fönsterlav Cladonia stellaris Gulvit renlav Cladonia arbuscula Spenslig renlav Cladonia ciliata Hedrenlav Cladonia portentosa Svart renlav Cladonia stygia
Övriga busklavar Fjälltagellav Alectoria ochroleuca
Upprätt tagellav Alectoria nigricans Masklav Thamnolia vermicularis Islandslavar Cetrariella spp. Snölav Flavocetraria nivalis Strutlav Flavocetraria cucullata Sprödlavar Sphaerophorus spp. Påskrislavar Stereocaulon spp. Brosklavar Ramalina spp. Tagellavar Bryoria spp. Skägglavar Usnea spp.
Gällav Pseudevernia furfuracea Bägarlavar Cladonia
