SOU 2011:37

Rovdjurens bevarandestatus

Till statsrådet och chefen för Miljödepartementet

Regeringen beslutade den 10 juni 2010 att tillsätta en särskild utredare med uppdrag att utvärdera de långsiktiga målen för rovdjursstammarna. Som särskild utredare förordnades samma dag Lars-Erik Liljelund.

Som sakkunniga förordnades fr.o.m. den 20 september 2010 kanslirådet Ruona Burman och departementssekreteraren Helena Busk.

Som experter förordnades fr.o.m. den 20 september 2010 professorn Henrik Andrén, biologen Klas Allander, docenten Tom Arnbom, professorn Staffan Bensch, generalsekreteraren Ann Dahlerus, biologen Mats Ericson, jägmästaren Jonnie Friberg, jaktvårdskonsulenten Gunnar Glöersen, landstingsrådet Hans Hedlund, seniorrådgivaren Klas Hjelm, biologen Lina Holmgren, styrelseordföranden Ingrid Inga, miljöåklagaren Christer Jarlås, professorn Linda Laikre, näringshandläggaren Helén Larsson, ordföranden Solveig Larsson, styrelseledamoten Ulf Lovén, fäbodbrukaren Camilla Löfskog, forskaren Camilla Sandström, forskaren Annelie Sjölander Lindqvist, experten Annika Sohlman, miljövårdsdirektören Stig-Åke Svensson, lammproducenten Lotta Wallberg, forskaren Lotten Westberg och jakt- och viltexperten Anders Wetterin. Näringshandläggaren Helén Larsson entledigades från sitt uppdrag fr.o.m. den 17 januari 2011. Från och med samma dag förordnades förbundsjuristen Jenny Wik Karlsson som expert.

Som huvudsekreterare förordnades fr.o.m. den 1 september 2010 Thomas Nilsson och som sekreterare fr.o.m. samma dag Henrik Lange. Som sekreterare förordnades fr.o.m. den 1 april 2011 Therese Hansson.

Utredningen har antagit namnet Rovdjursutredningen. Utredningen överlämnar härmed delbetänkandet Rovdjurens bevarandestatus (SOU 2011:37).

Stockholm i april 2011

Lars-Erik Liljelund

/Thomas Nilsson Henrik Lange Therese Hansson

Sammanfattning

Rovdjursutredningen redovisar i detta delbetänkande bedömningar om populationerna av varg, björn, järv och lodjur har uppnått gynnsam bevarandestatus i enlighet med vad som anges i art- och habitatdirektivet. Utredningen har utgått från EU:s riktlinjer för förvaltning av stora rovdjur på populationsnivå och EU:s riktlinjer för bedömning och rapportering enligt art- och habitatdirektivets artikel 17.

Utredningens bedömningar av bevarandestatusen är biologiskt och vetenskapligt grundade. Utredningen har lagt tonvikt på behovet av genetisk variation för långsiktig livskraftighet. För att bedöma vargens bevarandestatus har en grupp av internationella forskare på utredningens uppdrag utvärderat och prövat de olika bedömningar som svenska forskare tidigare gjort av vargens genetiska status. Utredningen har tagit hänsyn till att de fyra rovdjursarterna förekommer i gränsöverskridande populationer som sträcker sig åtminstone över Skandinavien.

Enligt riktlinjerna ska referensvärden anges för populationsstorlek och utbredningsområde. Referensvärdet för populationsstorlek är det minsta antal individer som på lång sikt garanterar populationens livskraftighet. Referensvärdet för utbredningsområde är det område som krävs för att arten ska kunna uppnå gynnsam bevarandestatus.

Vargens bevarandestatus är inte gynnsam i Sverige, trots att antalet vargar stadigt ökat de senaste tre decennierna. Baserat på inventeringar i fält uppskattades det skandinaviska vargbeståndet vintern 2009/10 bestå av mellan 252 och 291 individer. Siffrorna anger beståndets storlek före licensjakten 2010.

Det avgörande skälet till att vargen inte har en gynnsam bevarandestatus är den mycket höga inavelsgraden i det nästan helt isolerade skandinaviska beståndet. Detta behöver åtgärdas i ett första steg. Läget bedöms vara allvarligt men möjligt att förbättra. Målsättningen bör vara att minska inavelsgraden från dagens cirka

30 % till under 10 %. Det skandinaviska vargbeståndets genetiska utbyte med östliga vargbestånd måste förbättras för att en gynnsam bevarandestatus ska kunna uppnås. I ett andra steg, när inavelsgraden har sänkts, bör det skandinaviska vargbeståndet öka i storlek. Det är nödvändigt för att sänkningen av inavelsgraden ska bli bestående och inte alltför mycket genetisk variation ska förloras. Ett provisoriskt referensvärde för den svenska delen av det skandinaviska vargbeståndet bör anges till 450 vargar. Med erfarenheter av de åtgärder som nu planeras för att öka genflödet och med ökad kunskap finns det anledning att göra en ny bedömning inför nästa rapporteringstillfälle 2019.

Björnens bevarandestatus i Sverige är gynnsam. Tillväxttakten var 4,5 % per år under perioden 1998–2007, men ligger troligen lägre nu på grund av ett större jaktuttag. Enligt de senaste beräkningarna finns det cirka 3 300 björnar i Sverige. Referensvärdet för den svenska delen av den skandinaviska björnpopulationen bör anges till 1 800 individer. Det finns uppgifter om invandrande hanar till den skandinaviska populationen österifrån, men det är inte känt i vilken omfattning detta sker och om det har någon effekt. Med dagens populationsstorlek gör utredningen bedömningen att förbindelsen med andra populationer är av mindre betydelse.

Järvens bevarandestatus i Sverige är för närvarande inte gynnsam eftersom populationsstorleken inte når upp till referensvärdet. Beståndet visar dock på god tillväxt över flera år och utbredningen ökar. Förutsättningar finns för järven att nå gynnsam bevarandestatus inom en relativt snar framtid. Det har de senaste åren registrerats i genomsnitt 104 föryngringar per år, vilket motsvarar cirka 650 individer. Referensvärdet för den svenska delen av den skandinaviska järvpopulationen bör anges till 850 individer. På lång sikt kan förbindelsen med östliga populationer vara viktig för att säkerställa tillförsel av ny genetisk variation.

Lodjurets bevarandestatus i Sverige är gynnsam. Populationen visar en stabil trend över de tio senaste åren. Sett över en tjugoårsperiod visar lodjurspopulationen på en stabil ökning med vissa regionala variationer, främst på grund av jakt. Sverige har i dag 250 lodjursfamiljegrupper, motsvarande 1 500 individer. Referensvärdet för den svenska delen av populationen bör anges till 1 200 individer. Genetiskt sett har lodjuret en god status, med mycket få tecken på inavel. Genflödet underlättas av att lodjuren kan röra sig fritt inom hela Skandinavien och Finland.

Tillförlitliga inventeringar och övervakningsprogram behövs för att kunna följa rovdjurens utveckling och bedöma deras bevarandestatus samt för beslut om jakt och andra förvaltningsåtgärder. Generellt håller de svenska inventeringarna av rovdjuren hög kvalitet, men det finns brister i kvalitetssäkringen på nationell nivå. Tillsynen av att rovdjursinventeringarna sker enligt Naturvårdsverkets utfärdade föreskrifter och allmänna råd måste stärkas.

Regeringen bör ta initiativ till regelbundna möten mellan rovdjursansvariga statssekreterare i Norge, Finland och Sverige. Samverkan bör stödjas av en övergripande politisk överenskommelse mellan länderna och innefatta både inventerings- och förvaltningsfrågor. Ambitionen bör vara att även inkludera Ryssland i samverkan.

1. Inledning

1.1. Uppdraget

Rovdjursutredningens uppdrag är enligt regeringens direktiv för utredningen (bilaga 1) att utvärdera målen för rovdjursstammarnas utveckling. Uppdraget ska slutredovisas senast den 1 juli 2012. Enligt samma direktiv ska utredningen senast den 31 mars 2011 i ett delbetänkande redovisa en bedömning av om populationerna av björn, järv, lodjur och varg har uppnått gynnsam bevarandestatus i enlighet med vad som anges i art- och habitatdirektivet. I tilläggsdirektiv till utredningen (bilaga 2) har regeringen senarelagt redovisningen till senast den 20 april 2011.

Regeringen anger i direktiven att utredningen ska samråda med berörda myndigheter, organisationer och andra intressen. Erfarenheter från Norge och Finland ska inhämtas. Utredningen ska utgå från internationella åtaganden samt de riktlinjer för förvaltning av stora rovdjur på populationsnivå som Europeiska kommissionen tagit fram.

1.2. Bakgrund

Frågan om livskraftiga rovdjursbestånd och vilka miniminivåer som bör gälla har behandlats av två tidigare statliga utredningar. Regeringen tillsatte 1998 en utredning för att utarbeta förslag till en sammanhållen rovdjurspolitik. Som en del av denna rovdjurspolitik redovisade utredningen förslag till miniminivåer för rovdjursarterna.1 Utredningens förslag utgjorde grunden för regeringens proposition Sammanhållen rovdjurspolitik.2 Baserat på förslagen i denna proposition

1SOU 1999:146. 2Prop. 2000/01:57.

antog riksdagen 2001 de mål för rovdjurspolitiken som i huvudsak fortfarande gäller.3 Det övergripande målet med politiken är att Sverige ska ta ansvar för att björn, varg, järv, lodjur och kungsörn finns i ett så stort antal att de långsiktigt finns kvar i den svenska faunan och att arterna kan sprida sig till sina naturliga utbredningsområden. Liksom för de 16 nationella miljökvalitetsmålen ska målet nås inom en generation. I propositionen föreslogs miniminivåer för de arter som hade uppnått sådana individantal att de bedömdes som åtminstone kortsiktigt livskraftiga. Detta gällde björn och lodjur. För björn angavs miniminivån till 100 föryngringar (dvs. antal kullar) per år, motsvarande 1 000 individer, och för lodjur 300 föryngringar, motsvarande 1 500 individer. För arter som inte hade nått sådana nivåer att deras överlevnad kunde anses säkrad i ett längre perspektiv, dvs. varg och järv, angavs etappmål i stället för miniminivåer. Etappmålet för varg sattes till 20 föryngringar per år, motsvarande 200 individer, och för järv 90 föryngringar, motsvarande 400 individer. När etappmålet är nått ska enligt propositionen en förnyad bedömning göras av artens utveckling och den framtida förvaltningen av arten.

År 2006 tillsatte regeringen en ny utredning om rovdjuren med uppdrag att bl.a. analysera utvecklingen av rovdjursstammarna och ange innebörden av en gynnsam bevarandestatus för rovdjursarterna. Utredningen presenterade i sitt betänkande bedömningar av bevarandestatusen för var och en av rovdjursarterna.4 Slutsatsen var att björn och lodjur hade gynnsam bevarandestatus, järv var på gränsen till gynnsam bevarandestatus och att varg inte hade gynnsam bevarandestatus. Utredningens betänkande är omfattande och innehåller bl.a. utförliga beskrivningar av de fyra rovdjursarternas historik och biologi. Dessa artbeskrivningar står sig fortfarande och har därför inte upprepats i föreliggande delbetänkande.

I propositionen En ny rovdjursförvaltning5 föreslogs samma övergripande mål för rovdjursstammarnas utveckling som riksdagen fastställde 2001. Den nationella miniminivån föreslogs ändras beträffande antalet årliga föryngringar av lodjur, där antalet kan tillåtas variera ned till 250. Vidare föreslogs att etappmålet om 20 föryngringar per år av varg förlängs samtidigt som antalet individer inte ska överstiga 210. Dessa målnivåer för lodjur och varg angavs gälla under tiden för den nuvarande Rovdjurs-

3 Bet. 2000/01:MJU9, rskr. 2000/01:174. 4SOU 2007:89. 5Prop. 2008/09:210.

utredningens genomförande. Målen för björn och järv föreslogs inte ändras. De förändrade målnivåerna fastställdes 2009 av riksdagen.6

Art- och habitatdirektivet anger ramarna för EU:s naturvårdspolitik. Direktivet trädde för Sveriges vidkommande i kraft vid inträdet i EU 1995. Syftet med direktivet är att bidra till att säkerställa den biologiska mångfalden genom bevarande av livsmiljöer samt vilda djur och växter. Vart sjätte år ska medlemsländerna rapportera om bl.a. bevarandestatusen för de livsmiljöer och arter som finns listade i bilagor till direktivet. De fyra stora rovdjuren finns med i dessa bilagor. Sverige lämnade inte någon statusbedömning för de fyra rovdjursarterna vid det förra rapporteringstillfället 2007. Enligt vad utredningen erfarit berodde det på oklarheter om hur bedömningen skulle göras.

1.3. Utredningens utgångspunkter för detta delbetänkande

Utredningens uppdrag vad gäller detta delbetänkande har varit att bedöma bevarandestatusen för varg, björn, järv och lo. Bedömningen huruvida bevarandestatusen är gynnsam eller inte har gjorts utifrån art- och habitatdirektivets kriterier och de riktlinjer som tagits fram inom EU för bedömning och rapportering och för förvaltning av stora rovdjur på populationsnivå.

Under utredningens gång har det framförts synpunkter på att gynnsam bevarandestatus skulle vara ett ”politiskt” begrepp och att kriterierna är mer ”politiska” än rent ”vetenskapliga”. Utredningen delar inte denna uppfattning fullt ut. Visserligen är alla EG-direktiv resultat av förhandlingar, men många av de mer specifika kriterierna, som har en vägledande karaktär, är snarast resultatet av arbete i olika expertgrupper. Alla kriterier för att bedöma populationers livskraft eller bevarandestatus, även de som används inomvetenskapligt, är definierade av någon. Det är utredningens bestämda uppfattning att det inte i något sammanhang finns helt objektiva kriterier.

En utgångspunkt för utredningen har varit att bedömningarna av bevarandestatusen ska vara vetenskapligt grundade och bygga på biologisk kunskap om arterna och populationerna i fråga. Det finns stöd för det synsättet i riktlinjerna till direktivet. Jämfört med

6 Bet. 2009/10:MJU8, rskr. 2009/10:7.

andra arter som upptas i art- och habitatdirektivets bilagor finns det mycket kunskap och data om de stora rovdjuren som kan och bör användas i bedömningen. Förutom information om de specifika arterna och populationerna är generell bevarandebiologisk kunskap en viktig grund för bedömningarna. Även om direktivet är nästan 20 år gammalt bör bedömningarna bygga på den kunskap som finns tillgänglig i dag och inkludera de senaste vetenskapliga slutsatserna. För att leva upp till direktivets ambitioner bör bedömningen göras så allsidigt som möjligt och inkludera olika faktorer som kan påverka populationen. Exempelvis bör populationsekologins demografiska modeller kombineras med populationsgenetiska analyser för att få en helhetsbild.

Slutsatser om bevarandestatusen beror dels på tidsperspektivet, dels på vilka risker som kan anses vara acceptabla. Utredningens utgångspunkt har varit att populationerna ska klara sig på lång sikt, vilket överensstämmer med definitionen av gynnsam bevarandestatus i art- och habitatdirektivet. Det innebär att utredningen noga bedömt den genetiska statusen. En genetiskt utarmad population har generellt sett sämre förutsättningar i det långa loppet än en population som kan behålla variationsrikedomen.

Med utredningens vetenskapliga utgångspunkt har det inte varit möjligt att göra bedömningarna annat än för verkliga, biologiska populationer, oberoende av nations- och EU-gränser. Det finns stöd för detta synsätt i EU:s riktlinjer för förvaltning av stora rovdjur på populationsnivå. Vetenskapligt underbyggda bedömningar måste ta hänsyn till att alla fyra rovdjursarterna förekommer i gränsöverskridande populationer som sträcker sig åtminstone över Skandinavien. Kunskap om hur stort utbyte det finns med populationer öster om Skandinavien är viktig för att bedöma bevarandestatusen.

För ett begränsat geografiskt område som Skandinavien och med stora rovdjur som kräver mycket utrymme och föda måste bedömningen av populationernas bevarandestatus ta hänsyn till den ekologiska bärförmågan. I det ingår att se på relationer och konkurrens med andra arter i ekosystemet. Det gäller inte minst de fyra rovdjursarternas eventuella utnyttjande av samma födoresurs. Avvägningar kan behöva göras mellan vad som är önskvärt ur ett demografiskt och genetiskt perspektiv och vad som är möjligt för att inte överskrida bärförmågan.

Det är samtidigt viktigt att hålla isär vad som är naturgivna begränsningar och vad som är samhällets tolerans. Så har det t.ex. framförts synpunkter på att det samlade predationstrycket från

rovdjur borde beaktas i ett regionalt perspektiv. Utredningen delar denna uppfattning men menar att detta är en annan fråga än att bedöma bevarandestatusen.

Hänsyn till olika intressen i samhället är mycket viktig och måste tas när nationella mål och förvaltningsplaner ska fastställas. På lång sikt ska alla arter som listas i art- och habitatdirektivets bilagor kunna uppnå gynnsam bevarandestatus. I det kortare och därmed mer överskådliga tidsperspektivet behöver inte nödvändigtvis målen sättas på samma nivå som gynnsam bevarandestatus. Det måste vara möjligt att göra nationella och regionala avvägningar där andra hänsyn tas, även om handlingsfriheten i viss utsträckning kan begränsas för arter som inte har en gynnsam bevarandestatus. Utredningen kommer att återkomma till dessa frågor i sitt slutbetänkande.

Enligt jaktförordningen (1987:905) får skyddsjakt och licensjakt efter björn, varg, järv och lo endast tillåtas om det inte försvårar upprätthållandet av en gynnsam bevarandestatus. Bestämmelserna motsvarar art- och habitatdirektivets artikel 16 som anger i vilka fall undantag får göras från det generella skydd som medlemsländerna är ålagda att ge arterna. Bedömningen av hur stora populationer som krävs för att uppnå gynnsam bevarandestatus kan därmed ha konsekvenser för förvaltningen av rovdjuren och för den vars egendom skadas av rovdjuren. Det bör dock påpekas att jaktförordningens bestämmelser är tillämpliga oavsett om bevarandestatusen bedöms vara gynnsam eller inte. Så länge arterna är skyddskrävande enligt art- och habitatdirektivet kommer bestämmelserna att åberopas i beslut som rör jakt eller andra begränsningar för arterna.

Utredningens uppfattning är att bedömningarna av rovdjurens bevarandestatus i första hand är en del av rapporteringen enligt art- och habitatdirektivet. Syftet är att ur ett europeiskt perspektiv få en god uppfattning om statusen för de arter som listas i direktivets bilagor. Bedömningen är i allt väsentligt en biologiskt grundad bedömning. För bedömningar av målnivåer och förvaltningsbeslut öppnar direktivet för att även väga in socioekonomiska hänsyn.

1.4. Utredningens genomförande i de delar som redovisas i detta delbetänkande

Utredningen har sammanställt rapporter och annat underlag om rovdjurens status. En viktig informationskälla har varit de skandinaviska

forskningsprojekt som kontinuerligt sammanställer inventeringsdata och gör beräkningar av tillväxt och andra parametrar för de fyra rovdjursarterna. Utredningen har även tagit del av vetenskapliga artiklar av relevans för utredningens frågeställningar. En grupp av internationella forskare med bevarandebiologisk och främst genetisk inriktning har på utredningens uppdrag utvärderat och prövat de olika bedömningar som svenska forskare tidigare gjort av den svenska vargens status. Gruppen bestod av professor Michael Møller Hansen från Aarhus universitet i Danmark, dr Liselotte Wesley Andersen från Danmarks miljøundersøgelser, dr Jouni Aspi från Uleåborgs universitet i Finland och dr Richard Fredrickson från University of Montana, USA. Forskarna träffades i Stockholm den 11–13 januari 2009. Gruppens slutsatser och rekommendationer redovisas i bilaga 3.

Utredningen har under perioden oktober 2010 – mars 2011 haft tre möten med de experter och sakkunniga som regeringen utsett.

Utredaren och sekreterarna träffade i december 2010 företrädare för Norges statliga rovdjursförvaltning (Miljøverndepartementet och Direktoratet for naturforvaltning) och i februari 2011 företrädare för Finlands statliga rovdjursförvaltning (Jord- och skogsbruksministeriet).

Eftersom utredningens uppdrag enbart varit att lägga fram bedömningar av bevarandestatusen i detta delbetänkande och inte att förslå mål eller åtgärder redovisas inte några samhällsekonomiska konsekvensanalyser. Utredningen kommer att återkomma till denna fråga i slutbetänkandet.

2. Gynnsam bevarandestatus enligt art- och habitatdirektivet

Gynnsam bevarandestatus är ett begrepp som återfinns i art- och habitatdirektivet.1 Det definieras i artikel 1 i) på följande sätt:

En arts bevarandestatus: summan av de faktorer som påverkar den berörda arten och på lång sikt kan påverka den naturliga utbredningen och mängden hos dess populationer inom det territorium som anges i artikel 2.2Bevarandestatusen anses ”gynnsam” när

– uppgifter om den berörda artens populationsutveckling visar att arten på lång sikt kommer att förbli en livskraftig del av sin livsmiljö, och

– artens naturliga utbredningsområde varken minskar eller sannolikt kommer att minska inom en överskådlig framtid, och

– det finns, och sannolikt kommer att finnas, en tillräckligt stor livsmiljö för att artens populationer skall behållas på lång sikt.

Begreppet är infört i flera svenska författningar: jaktförordningen (1987:905), förordningen (1998:1252) om områdesskydd enligt miljöbalken m.m., förordningen (2007:667) om allvarliga miljöskador och artskyddsförordningen (2007:845).

Enligt direktivets artikel 17 ska medlemsstaterna vart sjätte år rapportera till EU-kommissionen om genomförandet av de åtgärder som vidtagits till följd av detta direktiv. Enligt samma artikel ska rapporten ha den utformning som fastställs av Habitatkommittén,3 i vilken alla medlemsländer är representerade. Kraven på rapporteringen har efterhand ökats och innefattar bl.a. bedömning av bevarandestatusen för samtliga arter förtecknade i bilagorna II, IV och V till direktivet. Björn, varg och lo är upptagna i bilaga

1 Rådets direktiv 92/43/EEG av den 21 maj 1992 om bevarande av livsmiljöer samt vilda växter och djur. 2 Enligt artikel 2 är det medlemsstaternas europeiska territorium som omfattas av fördraget. 3 Enligt artikel 20 ska kommissionen biträdas av en kommitté.

IV som förtecknar arter som kräver strikt skydd. Järv finns tillsammans med varg och lo upptagna i bilaga II som anger djur- och växtarter vilkas bevarande kräver att särskilda bevarandeområden, s.k. Natura 2000-områden, ska utses.

EU-kommissionen har inför nästa rapporteringstillfälle 2013 (för perioden 2007–2012) tagit fram ett utkast till mallar för hur medlemsländernas rapporter ska utformas.4 Dessa mallar ska fastställas av Habitatkommittén. En av mallarna är en generell utvärderingsmatris för gynnsam bevarandestatus som anger vilka parametrar som ska rapporteras, vilka klasser bevarandestatusen ska delas in i och grunderna för hur gränserna mellan klasserna ska dras. Utvärderingsmatrisen utgår från direktivets definitioner och sätter ramarna för bedömningen av gynnsam bevarandestatus. Som vägledning till medlemsländerna har riktlinjer tagits fram: dels för bedömning och rapportering enligt artikel 17, dels för förvaltning av stora rovdjur (med ett avsnitt om bedömning av gynnsam bevarandestatus).

2.1. Riktlinjer för bedömning och rapportering enligt artikel 17

Habitatkommitténs expertgrupp för rapportering har inför nästa rapporteringstillfälle tagit fram ett utkast till riktlinjer för bedömning och rapportering enligt art- och habitatdirektivets artikel 17, i fortsättningen kallade ”artikel 17-riktlinjerna”.5 Detta utkast är en revidering av de riktlinjer som fanns inför förra rapporteringsperioden (2001–2006).6 Det finns även en del information i ett annat dokument från Habitatkommittén, benämnt DocHab-04-03/03 rev. 3, som artikel 17-riktlinjerna i flera fall citerar.7

Enligt artikel 17-riktlinjerna är begreppet gynnsam bevarandestatus ett generellt mål som ska nås för alla typer av habitat och alla arter av intresse för den europeiska gemenskapen (i enlighet med

4 Assessment and reporting under Article 17 of the Habitats Directive. Reporting Formats for the period 2007–2012. Draft February 2011, European Commission. 5 Assessment and reporting under Article 17 of the Habitats Directive. Explanatory Notes & Guidelines for the period 2007-2012. Draft prepared by the Habitats Committee, February 2011. 6 Assessment, monitoring and reporting under Article 17 of the Habitats Directive: Explanatory Notes & Guidelines, Final Draft October 2006. 7 Note to the Habitats Committee: Assessment, monitoring and reporting of conservation status – Preparing the 2001–2007 report under Article 17 of the Habitats Directive (DocHab-04-03/03 rev. 3).

direktivets artikel 2). Det kan förenklat beskrivas som en situation där naturtyper och arter är välmående och har goda förutsättningar att fortsätta vara det. Det här betyder att bara för att en art inte bedöms vara hotad (dvs. inte vara utsatt för någon direkt risk för utdöende) behöver den inte ha uppnått gynnsam bevarandestatus. Målen för art- och habitatdirektivet är i artikel 2 angivna i positiva termer syftande till en gynnsam situation för naturtyper och arter. Denna gynnsamma situation behöver enligt artikel 17-riktlinjerna definieras, nås och vidmakthållas.

Bevarandestatus är ett begrepp som först utvecklades inom ramen för arbetet med rödlistor för hotade och sårbara arter. Eftersom både artikel 17-rapporteringen och rödlistorna syftar till att bedöma arters och naturtypers bevarandestatus och oftast utgår från samma data borde de två ansatserna ge ett liknande resultat. Genom att olika kriterier används är dock överensstämmelsen inte alltid fullständig, även om man enligt artikel 17-riktlinjerna kan förvänta sig att en art som bedöms som Akut hotad i rödlistan kommer att bedömas ha en ej gynnsam bevarandestatus i art- och habitatdirektivets mening.

Figur 2.1 Biogeografiska regioner inom Sverige inom vilka rapporteringen av arters och livsmiljöers bevarandestatus enligt art- och habitatdirektivets artikel 17 ska ske

Kommentar: Med grön färg markerat område ingår i den kontinentala regionen, med blå färg markerat område ingår i den boreala regionen och med lila färg markerat område ingår i den alpina regionen.

Rapporteringen enligt artikel 17 ska göras av varje medlemsland på biogeografisk nivå inom biogeografiska regioner (figur 2.1). Om en art till största delen förekommer i en biogeografisk region men i viss utsträckning också i en angränsande region inom samma land

ka

te i det senaste utkastet av riktlinjerna. Om det är ett för-

biseende eller ett aktivt ställningstagande är inte känt av utredningen.

debiologi. Expertomdömen kan

an

med andra

po

ducerats till ett område där den tidigare har

n en samlad rapportering för arten göras som inkluderar bägge regionerna.

Enligt riktlinjerna uppmanas medlemsländer (i EU) som delar gränsöverskridande populationer att göra gemensamma bedömningar. Varje medlemsland ska dock rapportera resultaten. Gemensamma bedömningar bör framför allt göras när det finns en viss grad av samarbete och gemensam förståelse av behovet av förvaltningsåtgärder. Som exempel anges de stora rovdjuren. I tidigare riktlinjer nämndes även att det kunde finnas behov av att ta hänsyn till populationer som delas med icke-medlemsländer, men detta nämns in

2.1.1. Referensvärden

Medlemsstaterna ska ange referensvärden för utbredningsområde och populationsstorlek för arterna i direktivets bilaga II, IV och V till direktivet. Dessa referensvärden får inte sättas lägre än utgångsläget när direktivet trädde i kraft. Det innebär för Sverige inträdet i EU den 1 januari 1995. Referensvärdena ska enbart baseras på vetenskapliga fakta och kan behöva justeras mellan rapporteringsperioderna ifall kunskapen om naturtyper och arter förändras. Som bakgrund till hur dessa värden ska tas fram hänvisas till allmän litteratur om bevaran

vändas om andra data saknas eller som ett komplement om befintliga data inte är tillräckliga.

Referensvärdet för utbredningsområdet är det område som krävs för att arten ska kunna uppnå gynnsam bevarandestatus. Ett sådant område ska rymma artens ekologiska variation inom en given biogeografisk region. Det ska vara tillräckligt stort för att tillåta långsiktig överlevnad av arten. Nuvarande utbredning, potentiell utbredning, historisk utbredning och yta som krävs för en livskraftig population (inkluderande överväganden om förbindelse

pulationer och in- och utvandring) kan vara användbar bakgrundsinformation vid framtagandet av referensvärdet.

När en art av egen kraft har spritt sig till ett nytt område eller när en art har återintro

fun

garantera populationens/artens livs-

ch hur vanlig arten varit (och skälen till

anden

-

Migrationsmönster och spridningsvägar

tion är enligt artikel 17-rikt-

linjerna per definition alltid lägre än den populationsstorlek som krävs för gynnsam bevarandestatus.

nits ska detta område anses vara en del av artens ”naturliga” utbredningsområde.8

Referenspopulation är den populationsstorlek som bedöms vara minimum för att på lång sikt kraftighet. Följande information anges vara användbar för att uppskatta referenspopulationen:

-

Historisk förekomst o förändring)

-

Potentiell utbredning

-

Biologiska och ekologiska förhåll

-

Genflöde och genetisk variation

Det krävs också att populationen är tillräckligt stor för att klara naturliga fluktuationer och ge en sund populationsstruktur. Referensvärdet ska baseras på artens ekologi och genetik. Populationsbiologiska sårbarhetsanalyser som beräknar minsta livskraftiga population (’minimum viable population’, MVP) anges vara användbara för att definiera en referenspopulation, men för de flesta arter konstaterar man att andra angreppssätt måste användas. Uppskattningar av minsta livskraftiga popula

2.1.2. Bedömning av trender

Information om trender är ett viktigt underlag för att bedöma bevarandestatusen. Det är särskilt viktigt för populationer som ligger under eller omkring referensvärdena. För dessa populationer kan en gynnsam bevarandestatus bara uppnås eller bestå om det finns en stabil eller ökande trend. Trender ska rapporteras för utbredning, populationsstorlek och livsmiljö och i första hand bedömas på ”kort sikt”, vilket enligt riktlinjerna är 12 år (två rapporteringsperioder). Om det inte finns data för exakt denna tidsperiod ska en tidsperiod så nära 12 år som möjligt väljas, alternativt ska förändringen över 12 år uppskattas. Det finns även möjlighet att ange trender på lång sikt, vilket enligt riktlinjerna är 24 år, men den

Guidance document on the strict protection of animal species of Community interest

under the Habitats Directive 92/43/EEC, final version, February 2007.

8

up

tervall. För förändringar i utbredningsområdet kan

de

endast riktningen rapporteras (0, + eller -). För

utbredningsområdet och populationsstorleken efterfrågas även trendens storlek angiven i procent över tidsperioden (dock inget

iga fenomen, t.ex. konkurrens med

andra arter. Även inavel och de effekter den kan ha på populationen kan utgöra ett hot. En lista med koder för alla påverkans- och

pgiften ska i 2013 års rapportering inte användas för att bedöma bevarandestatusen (förmodligen för att man räknar med att det i ganska få fall finns så långa observationsserier).

Det är viktigt att skilja mellan en trend över tiden, som är det som ska ingå i bedömningen, och fluktuationer. För att upptäcka fluktuationer krävs regelbunden övervakning av populationen, helst över långa tidsin

t vara svårt att skilja trender från fluktuationer även över längre tidsperioder. Enligt artikel 17-riktlinjerna är 12 år troligen en alltför kort tid.

För trender i livsmiljön, dvs. förändringar av livsmiljöns kvantitet och kvalitet, ska

krav, ’optional’).

2.1.3. Påverkan och hot

För rapportering enligt artikel 17 definieras påverkan som något som har en negativ effekt på populationen nu eller har haft en negativ effekt under den senaste rapporteringsperioden (sex år). Hot definieras som något som förväntas ge en negativ effekt på populationen i framtiden, vilket i detta sammanhang definieras som två rapporteringsperioder, dvs. de närmaste 12 åren. Som påverkan och hot räknas både mänskliga aktiviteter, t.ex. jakt och spridning av föroreningar, och naturl

hotfaktorer har tagits fram.9

2.1.4. Redovisning för varje art

För varje art ska sammanfattningsvis följande information bedömas och redovisas. Bedömning och redovisning ska i första hand göras

biogeografisk nivå. på

9 Listan med påverkans- och hotfaktorer finns tillgänglig på referensportalen för artikel 17-rapportering (under uppbyggnad): <http://biodiversity.eionet.europa.eu/article17/reference_portal>.

rar även trend och referensvärde för utbredningsområde.

  • Framtidsutsikter inkluderat påverkan (nu) och hot (i en nära

de i en

överskådlig framtid inte är så hög (betecknas med gul färg) och

a (utbredning, populationsstorlek,

livsmiljö eller framtidsutsikter) bedöms vara dåligt. Som kriterier

er

  • Artens utbredningsområde på nationell och biogeografisk nivå.

Inklude

  • Populationens storlek. Inkluderar även trend och referensvärde för populationsstorlek.
  • Artens livsmiljö, både ytan och kvaliteten. Inkluderar även trend.

framtid).

  • Samlad bedömning av bevarandestatusen baserat på ovanstående uppgifter.

Enligt riktlinjerna ska bedömningarna av bevarandestatus resultera i någon av följande tre klasser:

-

Gynnsam som innebär att arten har gynnsam bevarandestatus (betecknas med grön färg i sammanställningar och på kartor),

-

Ej gynnsam/otillfredsställande som innebär att förändringar krävs i förvaltning eller politik men att risken för utdöen

-

Ej gynnsam/dålig som innebär att risken för åtminstone ett regionalt utdöende (dvs. att landets population försvinner) är hög (betecknas med röd färg).

En art hamnar i den sämsta klassen (Ej gynnsam/dålig) om läget för minst någon av parametrarn

för dåligt anges bl.a. att det nuvarande utbredningsområde är mer än 10 % under referensvärdet eller att populationsstorleken är m än 25 % under referensvärdet.

2.2. Särskilda riktlinjer förvaltning av stora rovdjur

EU-kommissionen (miljödirektoratet) har, vid sidan av de generella riktlinjerna för rapportering enligt artikel 17, låtit ta fram riktlinjer för förvaltning av stora rovdjur på populationsnivå,10 i fortsättningen kallade ”rovdjursriktlinjerna”. Riktlinjerna har utarbetats av en arbetsgrupp inom ”Large Carnivore Initative for

10 Guidelines for Population Level Management Plans for Large Carnivores. 2008. A Large Carnivore Initiative for Europe report prepared for the European Commission. Compiled by J. Linnell, V. Salvatori and L. Boitani.

nniskor. För att förvalta

oc

av

lla naturvårdsunionens

(IUCN) procedurer för rödlistning av arter. Detta bland annat för att underlätta samarbete med länder som inte är medlemmar i EU

n-

ventionerna eller deltar i IUCN:s arbete). Europe” (LCIE). Som skäl till att det behövs särskilda riktlinjer anger kommissionen att det är svårt för enskilda medlemsländer att nå upp till de krav art- och habitatdirektivet ställer när det gäller arter med låga populationstätheter och gränsöverskridande populationer.11 Kommissionen framhåller också att när rovdjuren återvänder till platser där de inte funnits på mycket länge så är risken stor för konflikter mellan rovdjur och mä

h skydda de stora rovdjuren krävs gemensamma och samordnade åtgärder av alla berörda länder. Kommissionen menar därför att det är viktigt att medlemsländer som delar en rovdjurspopulation utvecklar samordnade förvaltningsplaner.

Rovdjursriktlinjerna handlar i första hand om hur de stora rovdjuren ska förvaltas, men innehåller även ett avsnitt om bedömning

gynnsam bevarandestatus med avseende på dessa djur. Enligt kommissionen är riktlinjerna inte juridiskt bindande men de utgör en referenspunkt för kommissionens övervakning av medlemsländernas åtgärder för att uppfylla art- och habitatdirektivets krav.

Riktlinjerna tar sin utgångspunkt i art- och habitatdirektivet och artikel 17-riktlinjerna som tidigare beskrivits i detta kapitel. Rovdjursriktlinjerna har också haft som mål att riktlinjerna ska ligga i linje med Bernkonventionen, Bonnkonventionen, konventionen om biologisk mångfald och Internatione

(men som förhoppningsvis åtminstone skrivit under någon av ko

2.2.1. Rovdjursriktlinjernas tolkning av referenspopulation

Rovdjursriktlinjerna försöker ytterligare konkretisera vad som menas med en referenspopulation, dvs. en population som har gynnsam bevarandestatus. Man tar fasta på den tolkning som återfinns i artikel 17-riktlinjerna att för att en populations bevarandestatus ska vara gynnsam krävs mer än ”minsta livskraftiga population” (MVP). Eftersom MVP därmed är en utgångspunkt, en lägsta nivå att referera till, är det viktigt att försöka definiera denna nivå. Detta anser man bör göras enligt IUCN:s rödlistningskriterium E, eftersom det utgör en vitt spridd internationell standard för utdöende-

11 Note to the Guidelines for Population Level Management Plans for Large Carnivores, European Commission, DG Environment, 01.07.2008.

att 10 % utdöenderisk är en alltför liberal

niv

ffekt skulle det i princip

int risk och angivelse av MVP. Enligt kriterium E betraktas en population som ej hotad om sannolikheten för utdöende är mindre än 10 % över en 100-årsperiod. Det betyder i rödlistningstermer att populationen inte befinner sig i någon av de tre hotkategorierna (Akut hotad, Starkt hotad eller Sårbar). Det betyder vidare att en population som sämst får hamna i kategorin Nära hotad för att komma över gränsen MVP. I riktlinjerna påpekas att många bevarandebiologer anser

å och att en acceptabel risknivå borde ligga på 5 % eller lägre över en 100-årsperiod. Riktlinjerna föreslår dock att gränsen ska sättas enligt IUCN:s riktlinjer för Nära hotad, dvs. mindre än 10 % utdöenderisk på 100 år.

De sårbarhetsanalyser som krävs för att beräkna MVP och kunna använda kriterium E kräver ofta mycket data. I många fall finns inte dessa data. Som alternativ föreslås i rovdjursriktlinjerna att IUCN:s rödlistningskriterium D används istället. Kriterium D bygger på en uppskattning av antalet individer i populationen (populationsstorleken). Om gränsen sätts på samma sätt som för kriterium E, dvs. mellan kategorierna Sårbar och Nära hotad innebär det att det krävs mer än 1 000 könsmogna individer för att en population ska klassas som Nära hotad. Det förs sedan ett resonemang om att IUCN:s kategorier egentligen är skapade för globala bedömningar och inte för regionala eller nationella. Om det handlar om en regional population som står i förbindelse med andra regionala populationer har det föreslagits (se referenser i riktlinjerna) att hotkategorin under vissa förutsättningar kan nedgraderas ett steg. Det skulle innebära att om det finns en så stor immigration till en population att det ger en demografisk e

e behöva finnas mer än 250 könsmogna individer i populationen (gränsen mellan kategorierna Starkt hotad och Sårbar enligt IUCN:s globala regler, som med nedgradering med ett steg blir gränsen mellan Sårbar och Nära hotad).

Enligt rovdjursriktlinjerna borde en populationsstorlek som ligger över gränsen för MVP vara tillräcklig för att garantera livskraftighet på kort till medellång sikt, under förutsättning att data är korrekta och förhållandena är konstanta. Ett problem är dock att många av de analyser som ligger till grund för MVP ofta saknar genetisk information och inte tar hänsyn till katastrofhändelser, t.ex. utbrott av sjukdomar. Analyserna tar ofta inte heller hänsyn till långsiktiga förändringar av miljön, t.ex. klimatförändringar och förändringar i markanvändning. Det talar för att MVP är den

gynnsam bevarandestatus, t.ex. populations-

storleken om all potentiell livsmiljö ockuperades, inte är lämpligt för de stora rovdjuren. Framförallt gäller det för arter som vargen

med

e

mt skydd) populationstäthet (ekologisk

a populationen)

för att förhindra inavel. För att uppnå signifikanta demografiska effekter krävs dock ett större utbyte. För att möjliggöra in- och

anges som

refer llet.

pnåtts:

absolut lägsta gränsen och att man inte får ha alltför stor tilltro till beräknade nivåer. Vid förvaltningen av stora rovdjur är det viktigt att kontinuerligt följa populationens status och att det finns möjlighet att förändra bedömningar och uppsatta mål, dvs. att man har en adaptiv förvaltning. Riktlinjerna rekommenderar att referensvärdet för populationsstorlek sätts betydligt högre än gränsen för MVP. Riktlinjerna framhåller dock att extremen i andra änden, att ange ett maximalt värde för

som kan leva i många olika typer av miljö, men som associeras

n mängd konflikter.

2.2.2. Rovdjursriktlinjernas tolkning av referensvärde för utbredningsområde

Riktlinjerna tar upp tre viktiga aspekter: livsmiljöns kvalitet (bytestillgång, tillgång på lyor sa

rförmåga och samhällelig bärförmåga; den samhälleliga bärförmågan är sannolikt lägre än den ekologiska) och förbindelse (konnektivitet) med andra populationer som möjliggör in- och utvandring och genflöde.

Den långsiktiga livskraftigheten hos en population förbättras om den står i förbindelse med andra populationer. Som en tumregel anger riktlinjerna att det krävs minst en genetiskt effektiv invandrare per generation (dvs. minst en invandrare per generation som lyckas etablera sig och reproducera sig i den ny

utvandring kan ett större utbredningsområde behöva

ensvärde än vad som annars skulle vara fa

2.2.3. Rovdjursriktlinjernas slutsatser om gynnsam bevarandestatus för stora rovdjur

populat En ion kan enligt rovdjursriktlinjerna anses ha uppnått gynnsam bevarandestatus om alla följande kriterier har up

1. Övervakningsdata visar att populationsstorleken är stabil eller ökande.

jurs-

utgöra gränsvärdet för en livskraftig

råde som

7. Det finns förbindelse inom och mellan populationer

ra länder. Det hänger sannolikt samman med

att riktlinjerna utarbetats för att även vara ett underlag för sam-

ellan länder som ratificerat

2. Utbredningsområdet för arten är stabilt eller ökande.

3. Livsmiljöns mängd och kvalitet är tillräcklig och kommer att fortsätta att vara så.

4. Populationens storlek och utbredningsområde är lika eller större än när art- och habitatdirektivet trädde i kraft (för Sverige innebär det inträdet i EU 1995).

5. Referenspopulationens storlek har nåtts. Enligt rovd riktlinjernas förslag ska detta referensvärde läggas på en högre nivå än vad som kan anses population enligt IUCN:s rödlistningskriterium E eller D.

6. Arten förekommer inom hela det utbredningsom angetts som referensvärde.

(åtminstone en genetiskt effektiv invandrare per år).

8. Det finns ett ”robust” övervakningsprogram.

Riktlinjerna förordar att bedömningen görs på populationsnivå oberoende av nationsgränser, dvs. att om en population finns i flera länder ska en samlad bedömning göras av populationen och om ett land har två separata populationer av en art så ska en separat bedömning göras för var och en av dem. En konsekvens av detta förhållningssätt kan vara att en population som finns i flera länder kan ha en gynnsam bevarandestatus även om delarna av populationen i respektive land inte har det var för sig. Rovdjursriktlinjerna nämner inte specifikt om detta synsätt bara ska gälla EU-medlemsländer eller också and

arbete i andra sammanhang, t.ex. m Bernkonventionen.

2.3. Utredningens slutsatser

Riktlinjerna har tagits fram av expertgrupper för att ge vägledning till medlemsländerna, och kanske framför allt för att harmonisera bedömningar och rapportering mellan länderna. Riktlinjerna är inte juridiska dokument och det kan därmed inte förväntas att de i alla detaljer ska vara helt överensstämmande med varandra.

I stora drag överensstämmer ändå artikel 17-riktlinjerna och rovdjursriktlinjerna med varandra. Rovdjursriktlinjerna har ett större

inte upp

onomiska faktorer inte ska tas med i bedöm-

nin

arhetsanalyser för de skandinaviska rov-

dju

bitiöst än rovdjursriktlinjernas.

Fö fokus på förvaltning, och därmed inte oväntat på gränsöverskridande populationer och de komplikationer i förvaltning och bedömningar av statusen som detta medför. Det finns skillnader i synsätt mellan dokumenten, bl.a. tas samhälleliga faktorer (konfliktrisker och samhällelig bärförmåga) in i rovdjursriktlinjerna, vilket inte berörs i artikel 17-riktlinjerna. Rovdjursriktlinjerna tar

verkan och hot mot arten i sina förslag till kriterier, vilket är en del av bedömningen av gynnsam bevarandestatus enligt artikel 17riktlinjerna och Habitatkommitténs rapporteringsmallar.

Utredningens uppfattning, som redogjorts för i kapitel 1, är att hänsyn till socioek

gen av bevarandestatus. Utredningen följer Habitatkommitténs rapporteringsmallar och redovisar i kapitel 3–6 påverkan och hot för respektive art.

Rovdjursriktlinjerna för in de s.k. D- och E-kriterierna från rödlistans begreppsvärld som en grund för bedömningen och anger högst 10 % utdöendesannolikhet över 100 år som kriterium, vilket inte artikel 17-riktlinjerna gör. Med E-kritieriet menas sårbarhetsanalyser som beräknar minsta livskraftiga population (MVP). Även artikel-17-riktlinjerna anger att MVP är en bra grund för att sätta referensvärdet för populationsstorlek, men utan att referera till någon bestämd utdöendesannolikhet. Utredningen redogör i kapitel 3–6 för tidigare publicerade sårb

ren. Dessa sårbarhetsanalyser inkluderar dock inte alla relevanta aspekter, vilket gör att resultaten av analyserna måste kombineras med annan information.

Både artikel 17- och rovdjursriktlinjerna tar upp genetiska faktorer som en del av bedömningen. Rovdjursriktlinjerna är mer specifika, bl.a. om behovet av förbindelser och genetiskt utbyte inom populationen och med andra populationer. Eftersom specifika analyser av populationernas genetiska status i allmänhet saknas har utredningen i sina bedömningar av bevarandestatusen använt genetiska tumregler, framfört allt den s.k. 50/500-tumregeln.12 Den bygger på begreppet effektiv populationsstorlek och innebär att det behövs en effektiv populationsstorlek på minst 50 för att undvika inavel och minst 500 för att på lång sikt bibehålla den genetiska variationen. Detta synsätt är mer am

r varg har genetiska analyser funnits tillgängliga för utredningen

12 Se t.ex. Frankham, R. m.fl. 2002: Introduction to Conservation Genetics. Cambridge University Press.

population har uppnått gynnsam

bev

ör biologiska

po

ingsområde, storlek, livsmiljö

och framtidsutsikter vägs samman i en samlad bedömning av respektive arts bevarandestatus i Sverige. Utredningen redovisar även för varje art hur utfallet blir i förhållande till de åtta kriterier som beskrivs i rovdjursriktlinjerna. och dessa ligger till grund för den i kapitel 3 redovisade bedömningen av vargens bevarandestatus.

Rovdjursriktlinjerna tar också upp övervakning av populationerna som ett kriterium. Utredningen anser inte att det kriteriet bör kunna fälla avgörandet om en

arandestatus eller inte. Utredningen delar dock uppfattningen att övervakning och inventering av rovdjuren behövs, både som ett underlag för att bedöma populationernas bevarandestatus och som en viktig grund för förvaltningen.

Rovdjursriktlinjerna utgår från ett samlat europeiskt perspektiv och identifierar populationer gemensamma för länder inom och utom unionen. Artikel 17-riktlinjerna uppmanar till gemensamma bedömningar av gränsöverskridande populationer, fast bara inom EU och i de fall det finns ett visst mått av samarbete och gemensamt synsätt på förvaltning. Som framgår av kapitel 1 är utredningens utgångspunkt att bedömningarna bör göras f

pulationer oberoende av nations- eller EU-gränser. Det innebär inte nödvändigtvis att bedömningen måste göras tillsammans utan det innebär snarare att Sverige i sin bedömning tar hänsyn till antal, utbredning etc. i grannländerna, i första hand Norge.

För att underlätta den rapportering som regeringen ska göra till EU-kommissionen har utredningen valt att följa strukturen i Habitatkommitténs rapporteringsmallar. Det innebär att bedömningar av populationernas utbredn

3. Vargens bevarandestatus

Utredningens bedömning: Vargens bevarandestatus är inte

gynnsam i Sverige, trots att antalet vargar stadigt ökat de senaste tre decennierna. Det avgörande problemet, som behöver åtgärdas i ett första steg, är den mycket höga inavelsgraden i det nästan helt isolerade skandinaviska beståndet. Läget bedöms vara allvarligt men möjligt att förbättra. Målsättningen bör vara att minska inavelsgraden från dagens cirka 30 % till under 10 %. Det skandinaviska vargbeståndets genetiska utbyte med östliga vargbestånd måste förbättras för att en gynnsam bevarandestatus ska kunna uppnås. I ett andra steg, när inavelsgraden har sänkts, bör det skandinaviska vargbeståndet öka i storlek. Det är nödvändigt för att sänkningen av inavelsgraden ska bli bestående och inte alltför mycket genetisk variation ska förloras. Som ett provisoriskt referensvärde för den svenska delen av det skandinaviska vargbeståndet föreslår utredningen 450 vargar.

Enligt riksdagens senaste beslut om rovdjurspolitiken är etappmålet för varg (Canis lupus) minst 20 föryngringar per år och högst 210 individer i Sverige.1 Etappmålet inkluderar även revir på gränsen mellan Sverige och Norge. Det angivna maximala antalet individer gäller enligt beslutet fram till dess att effekterna av vargbeståndets utveckling inom Sverige och bedömningen av artens bevarandestatus har utvärderats och redovisats. Enligt regeringen innebär det senast den 1 juli 2012 då utvärderingen ska överlämnas till regeringen.2 Rovdjursutredningen har tillsatts för att göra denna utvärdering, som delvis redovisas i detta delbetänkande. I det beslut som riksdagen fattade 2001, då etappmålet om minst 20 föryngringar fastställdes, ingick att förekomst av varg i renskötsel-

1 Bet. 2009/10:MJU8, rskr. 2009/10:7. 2Prop. 2008/09:210.

området i huvudsak ska begränsas till de områden utanför renskötselns åretruntmarker där den gör minst skada.3 I Norge har Stortinget satt upp målet att det ska vara minst 3 helnorska föryngringar per år inom den s.k. vargzonen i sydöstra Norge som består av delar av Oslo, Akershus, Østfold och Hedmark fylke.4 I övriga delar av Norge, dvs. större delen av landet, tillåts inte vargen att etablera sig stationärt. Målen om antal föryngringar per år har nåtts i både Sverige och Norge.

3.1. Utbredning och förekomst

Vargarna i Skandinavien utgör en del av en ursprungligen sammanhängande vargpopulation i Europa och norra Asien. Det finns fortfarande ett visst men mycket begränsat utbyte mellan vargarna i Skandinavien och de som finns i Finland och ryska Karelen, främst genom invandring av enstaka individer till Sverige från Finland. Sannolikt rör sig vargar då och då även mellan ryska Karelen och andra områden i Ryssland och de baltiska länderna där varg också förekommer. Studier av vargpopulationer i Finland, Ryssland och Östeuropa visar att genetisk isolering kan uppstå även om det inte finns några fysiska barriärer, s.k. ”isolation by distance”.56

Inom Skandinavien förekommer vargen stationärt och reproducerande i mellersta Sverige (främst i Värmlands, Dalarnas, Gävleborgs, Örebro, Västmanlands och Västra Götalands län) och i angränsande delar av Norge (figur 3.1). Tillfälliga förekomster finns registrerade i större delen av Sverige (figur 3.2). Mönstret är sannolikt detsamma i Norge.

3Prop. 2000/01:57, bet. 2000/01:MJU9, rskr. 2000/01:174. 4 <http://www.rovviltportalen.no/content/2598/Malsetting>. 5 Pilot, M. m.fl. 2006: Ecological factors influence population genetic structure of European grey wolves. Molecular Ecology 15:4533-4553. 6 Aspi, J. m.fl. 2009: Genetic structure of the northwestern Russian wolf populations and gene flow between Russia and Finland. Conservation Genetics 10: 815-826.

Figur 3.1 Utbredningen av vargflockar (familjegrupper) och revirmarkerande par i Skandinavien under perioden oktober– februari vintern 2009/10

Källa: Forskningsprojektet Skandulv, statusrapport vintern 2009/10

Figur 3.2 Observationer av varg i Sverige registrerade i databasen Rovdjursforum av länsstyrelserna under sex säsonger (2005/06– 2011/12). Kartan visar registrerad förekomst. Samma varg kan representeras av flera prickar i kartbilden. Innanför den blå linjen har samtliga vargrevir med familjegrupper eller revirhävdande par registrerats under denna period. De gröna linjerna visar gränserna mellan de biogeografiska regionerna, se figur 2.1 för förklaring

Källa: Viltskadecenter

3.1.1. Biogeografisk region

De skandinaviska vargarnas kärnförekomst inom vilken föryngring sker finns i dag i stort sett enbart inom den boreala regionen (figur 3.2). Enstaka vargar på vandring kan röra sig över hela Skandinavien, inklusive i den alpina regionen i norr (fjällvärlden) och i den kontinentala regionen i söder.

3.1.2. Referensvärde för utbredningsområdet

Vargen har historiskt (före 1900) förekommit i stort sett i hela Skandinavien.7 Ursprungligen har det sannolikt funnits ett mer eller mindre sammanhängande utbredningsområde över stora delar av Europa och norra Asien. Det potentiella utbredningsområdet för vargpopulationen är därmed mycket stort. Vargens nutida potentiella utbredningsområde begränsas i viss utsträckning av tätorts- och stadsbebyggelse, infrastruktur och industrimark samt av öppen jordbruksmark.

Som referens för utbredningsområdet i Skandinavien föreslås hela den boreala regionen förutom Gotland. Det ger förutsättningar för ett vargbestånd med gynnsam bevarandestatus. Referensvärdet innebär dock inte att det behöver vara stationär förekomst inom hela detta område. Detta bör till stor del gälla renskötselområdet inom den boreala regionen.8 Det är dock utredningens bedömning att renskötselområdet måste räknas in i referensvärdet för att möjliggöra invandring av vargar österifrån. Tillfälligt men regelbundet förekommer även varg i den alpina regionen. Utredningens bedömning är dock att det inte finns ett naturligt underlag för etablering av varg i fjällen. Förutom tamren saknas större populationer av bytesdjur. Den alpina regionen räknas därför inte in i referensvärdet.

7 Lande m.fl. 2003: Potensielle leveområder for store rovdyr i Skandinavia: GIS-analyser på et økoregionalt nivå. NINA Fagrapport 64. 8 Renskötselområdets geografiska avgränsning är delvis omtvistad. Frågan behandlades av Gränsdragningskommissionen för renskötselområdet, SOU 2006:14.

3.2. Populationen

Vargen var nästintill utdöd i Skandinavien under perioden 1960– 1990. Den fridlystes 1966 i Sverige och 1972 i Norge. Det nuvarande beståndet bygger på tre invandrade vargar som etablerade sig i Sverige under 1980-talet. Den första etableringen kan dock ha skett tidigare på den norska sidan av gränsen.9 Beståndet har senare fyllts på med två östliga invandrare (och vintern 2011 eventuellt med ytterligare en, se s. 41). Under 1990-talet ökade vargbeståndet med i genomsnitt knappt 30 % per år. Vid millennieskiftet fanns det cirka 100 vargar.

Tabell 3.1 Antal vargar i Skandinavien vintern 2009/10 fördelat på land och familjegrupper, revirmarkerande par, andra stationära vargar och andra vargar. Översikten bygger på upplysningar från perioden 1 oktober 2009 – 28 februari 2010. Även de vargar som dött under vintern ingår i siffrorna, se vidare i texten

Social organisation Sverige Gränsen Sv/No Norge Skandinavien Familjegrupp 118–123 26–29 21–23 165–175 Revirmarkerande par 32–37 6–6 6–6 44–49 Andra stationära 8–12 1–2 0–0 9–14 Summa stationära 158–172 33–37 27–29 218–238 Andra vargar 28–43 0–0 6–10 34–53

Totalt 186–215 33 –37 33–39 252–291 Källa: Forskningsprojektet Skandulv, statusrapport för vintern 2009/10.

Baserat på inventeringar i fält uppskattades det skandinaviska vargbeståndet (i Sverige och Norge) vintern 2009/10 till mellan 252 och 291 individer (tabell 3.1). (Enligt forskningsprojektet Skandulv motsvarar det uppskattningsvis 100–120 könsmogna individer, det mått som artikel 17-riktlinjerna efterfrågar.) Den uppskattningen tar dock inte hänsyn till de vargar som rapporterats döda under vinterperioden, inklusive de som sköts under de norska och svenska licensjakterna. Om man räknar bort de 50 vargar som rapporterats döda under vintern (varav 28 sköts under den svenska licensjakten 2010) fanns det senvintern 2010, före födseln av 2010 års valpar, uppskattningsvis 202–241 individer. I verkligheten är troligen antalet något lägre eftersom det också dör vargar som aldrig upp-

9 Ekman, H. 2010: Vargen – den jagade jägaren. Norstedts. s. 24–25.

täcks (det kan t.ex. vara vargar som dör naturligt eller på grund av illegal jakt).

Figur 3.3 Kända döda vargar i Sverige under vinterperioden 2009/10 (oktober–april)

Källa: Inventeringsrapport från Viltskadecenter 2010-2

Dödligheten under året kompenseras helt eller delvis av att det föds nya valpar under våren, oftast i månadsskiftet april/maj. Hur många föryngringar som lyckas (dvs. vargpar som får valpar) går först att fastställa under den påföljande vintern. För år 2010 har totalt 29 föryngringar bekräftats i Skandinavien (varav 24 i Sverige, tre i Norge och två på gränsen mellan Norge och Sverige). Kullstorleken i det skandinaviska vargbeståndet varierar, men låg genomsnittligt för

perioden 1983–2009 på 3,6 valpar (när valparna räknas vid första spårsnön).10 Det innebär att det under 2010 kan ha tillförts 100 individer till beståndet genom födsel av valpar.

Under 2010/11 års licensjakt har beståndet minskats igen. I Sverige sköts 19 vargar, vilket var en mindre än den tilldelade kvoten på 20 djur. I Norge finns tillstånd för att skjuta 8 vargar vintern 2010/11. I både Sverige och Norge avlivas dessutom ett antal vargar per år efter beslut om skyddsjakt, och dessutom förekommer ett antal dödsfall av andra orsaker. Under perioden 1 oktober 2010–20 mars 2011 har det registrerats totalt 38 döda vargar. En rimlig bedömning är att den totala (kända) dödligheten vintern 2010/11 hamnar på samma nivå som 2009/10, dvs. ett femtiotal vargar.

Med myndigheternas uppdrag att reglera vargbeståndet så att det är minst 20 föryngringar och högst 210 individer i Sverige och minst 3 föryngringar inom och inga utanför den begränsade vargzonen i Norge så kommer sannolikt det skandinaviska vargbeståndet de närmaste åren att vara ungefär lika stort som nu. Det kan dock konstateras att förvaltningen har fått ett nästintill omöjligt uppdrag att hålla vargbeståndet inom de nivåer som beslutats om i Sverige. För att garanterat ha minst 20 föryngringar varje år är det mycket svårt att begränsa antalet individer till 210, särskilt om hänsyn ska tas till naturliga fluktuationer.

Den årliga tillväxten i det skandinaviska vargbeståndet har sedan 1999/2000 fram till den svenska licensjaktens införande vintern 2009/10 varit i genomsnitt 17 %.11 Beståndets utveckling i Sverige sedan 1998 framgår av figur 3.4.

10 Sand, H. m.fl. 2010: Den skandinaviska vargen. En sammanställning av kunskapsläget från det skandinaviska vargforskningsprojektet Skandulv 1998–2010. Rapport till Direktoratet for naturforvaltning i Norge. 11 Ibid.

Figur 3.4 Vargbeståndets tillväxt i Sverige från 1998/99 till 2009/10. Diagrammet visar antalet stationära individer, vilka utgör 80– 85 % av antalet individer i hela beståndet

Källa: Viltskadecenter.

Hur det skandinaviska vargbeståndet på lite längre sikt kommer att utvecklas är betydligt mer osäkert. Hänsyn måste då tas till att beståndet är baserat på ett fåtal individer. Beståndet är dessutom nästan helt isolerat från övriga delar av den större nordeuropeiska vargpopulationen. Det innebär att det skandinaviska vargbeståndet uppvisar hög grad av inavel och låg genetisk variation. Vintern 2010/2011 registrerades en invandrad varg från Finland/Ryssland först i Norrbotten och sedan i februari och mars i sydöstra Jämtland, där den var i kontakt med det reproducerande skandinaviska beståndet. Det ger ett visst hopp om att fortsatt naturlig invandring är möjlig. I mars 2011 sövdes och flyttades vargen från Jämtland till Örebro län.

3.2.1. Vetenskaplig utvärdering

Svenska forskare har de senaste åren gjort ett flertal analyser och bedömningar av det skandinaviska vargbeståndet livskraftighet. Det har dels gjorts sårbarhetsanalyser baserade på huvudsakligen demografiska data, dels analyser av inavelsgrad och betydelsen av invandring. Olika forskargrupper har kommit fram till delvis olika slutsatser. För att få en objektiv bedömning av vad som krävs för ett livskraftigt vargbestånd i Sverige och Skandinavien har utredningen låtit en internationell vetenskaplig panel gå igenom den vetenskapliga litteraturen på området och göra en oberoende bedömning.

Panelens viktigaste slutsatser är:

  • De skandinaviska vargarna är kraftigt inavlade. Åtgärder måste vidtas så snart som möjligt för att minska inavelsnivån.
  • Det faktum att populationen tillväxer kan inte tas som intäkt för att inaveln inte är något problem. Det är snarare de gynnsamma förutsättningarna med gott om byte som ger en hög tillväxt. Med ytterligare högre inavel kan situationen snabbt försämras.
  • Inaveln kan endast åtgärdas genom att föra in nytt genetiskt material, antingen genom naturlig invandring av vargar från Finland/Ryssland eller genom utplantering.
  • Ett kortsiktigt mål för att reducera inaveln bör vara att få ned inaveln från nuvarande ca 30 % till under 10 %. För att åstadkomma detta under en 20-årsperiod krävs 5–10 genetiskt effektiva invandrare (dvs. som reproducerar sig) per generation, vilket motsvarar 1–2 genetiskt effektiva invandrare per år. Om invandringstakten kan ökas ytterligare går det att reducera tiden, vilket skulle vara en fördel.
  • Även efter det att inavelsgraden sänkts till under 10 % krävs att invandringen ligger på en relativt hög nivå, 0,5–1 genetiskt effektiv invandrare per år,12 annars kommer inaveln att öka igen.
  • En livskraftig vargpopulation utgörs av åtminstone 3 000–5 000 individer i Skandinavien, Finland och ryska Karelen. Historiskt och genetiskt utgör bestånden i dessa geografiska områden en gemensam vargpopulation.

12 Enligt beräkningar av Pär Forslund och Linda Laikre & Nils Ryman redovisade till Naturvårdsverket som ett underlag till regeringsuppdrag om rutiner för införsel och utplantering av varg (M2010/1524/Na). Uppgiften fanns inte tillgänglig för forskarpanelen, men har lagts till här eftersom den stödjer panelens slutsatser.

Den vetenskapliga panelens fullständiga rapport återfinns i bilaga 3. I rapporten finns närmare beskrivet vilka slutsatser de olika forskargrupperna dragit samt referenser till vetenskapliga artiklar och andra publikationer.

3.2.2. Referensvärde för populationen

Utredningens bedömning är att för att uppnå gynnsam bevarandestatus krävs att inavelsgraden i det skandinaviska beståndet sänks betydligt. Målsättningen bör vara att minska inavelsgraden från dagens cirka 30 % till under 10 % genom att nya gener tillförs. Detta behöver åtgärdas i ett första steg. För att undvika återkommande problem med inavel och förlust av genetisk variation måste det skandinaviska vargbeståndets genetiska utbyte med östliga vargbestånd förbättras.

Hur stort det skandinaviska vargbeståndet behöver vara på längre sikt hänger samman med hur stort genetiskt utbyte som kan upprätthållas med vargbestånden i Finland och Ryssland. Det hänger också samman med hur stort genflödet är vidare österut och hur vargbestånden i Finland och Ryssland utvecklas.

Det kan ändå fastslås att det skandinaviska vargbeståndet behöver vara större än i dag för att inavelsgraden inte ska öka alltför snabbt vid isolering. Beståndet är för närvarande relativt isolerat och det kan inte uteslutas att det i framtiden, åtminstone tillfälligt, kan bli isolerat igen även om insatser görs för att öka invandringen. Ett dubblerat bestånd (500 individer) skulle ge en mer långvarig effekt av den sänkning av inavelsgraden som utredningen rekommenderar i ett första steg.13 Det gäller särskilt om invandringsnivåerna inte kan upprätthållas på längre sikt och inaveln börjar öka igen. I ett dubblerat bestånd skulle denna ökning av inavelsgraden halveras (figur 3.5). Men ett så stort bestånd ökar också möjligheterna att behålla tillräckligt mycket genetisk variation på lång sikt.14 En verklig populationsstorlek på 500 individer motsvarar en effektiv populationsstorlek på 100–200 individer

13 Enligt beräkningar av Pär Forslund redovisade till Naturvårdsverket som ett underlag till regeringsuppdrag om rutiner för införsel och utplantering av varg (M2010/1524/Na). 14 Enligt beräkningar gjorda av Linda Laikre och Nils Ryman, redovisade till Naturvårdsverket 2009 som ett underlag till regeringsuppdrag om förstärkning av vargstammens genetiska situation.

(kvoten mellan effektiv och verklig populationsstorlek har uppskattats ligga mellan 0,2 och 0,4 för varg; se bilaga 3).

Figur 3.5 Förändring i inavelskoefficienten ( ΔF) per generation (c. 4–5 år)

vid olika maximala populationsstorlekar. Staplarna anger ±standardavvikelse

Källa: Pär Forslund, SLU.

I en sårbarhetsanalys av det skandinaviska vargbeståndet från 2003 gjordes beräkningar av minsta livskraftiga populationsstorlek under tre olika scenarier.15 I analysen togs hänsyn till inavelseffekter, demografi och sällsynta katastrofer, men däremot inte till genetisk variation. Slutsatsen var att i det scenario som bedömdes vara mest troligt (byggt på empiriska data) krävdes en population bestående av minst 400 individer för långsiktig överlevnad (högst 5 % utdöenderisk på 100 år). I ett scenario med lägre tillväxt krävdes minst 1 300 individer och i ett scenario med större känslighet för inavelseffekter krävdes minst 3 000 individer.

15 Nilsson, T 2003: Integrating effects of hunting policy, catastrophic events, and inbreeding depression, in PVA simulation: the Scandinavian wolf population as an example. Biological Conservation 115:227-239.

Utredningens bedömning är att det utifrån dagens kunskap inte går att ange en nivå som säkert kan gälla över en längre tidsperiod. Det finns dock stöd för att beståndets storlek behöver öka och att en fördubblad beståndsstorlek ger betydligt bättre förutsättningar för det skandinaviska vargbeståndet. Därför föreslår utredningen att 500 vargar bör vara ambitionen för det skandinaviska beståndet och att 450 bör anges som ett provisoriskt referensvärde för Sverige. Med erfarenheter av de åtgärder som nu planeras för att öka genflödet och med ökad kunskap finns det anledning att göra en ny bedömning inför nästa rapporteringstillfälle 2019.

För en kontroversiell art som varg är det utredningens uppfattning att det bör ställas extra höga krav på de beräkningar och vetenskapliga underlag som används för att ange referensvärdet. Samtidigt får ett sådant förhållningssätt inte leda till avsteg från utgångspunkten att bedömningen ska göras ur ett naturvetenskapligt perspektiv med målet att populationen ska klara sig på lång sikt.

Utredningen vill framhålla att det skandinaviska vargbeståndet aldrig kan bli livskraftigt om inte inavelsgraden minskar. En sådan minskning kan enbart åstadkommas genom ett ökat genutbyte med vargbestånd i Finland och Ryssland. Enbart en ökning av antalet vargar i Skandinavien leder inte till ett livskraftigt bestånd.

3.3. Livsmiljön

Vargen är en generalist som kan leva i många olika miljöer. Den skandinaviska vargen förekommer dock huvudsakligen i skogslandskapet. Den viktigaste förutsättningen för etablering är sannolikt att det finns tillräckligt med föda, dvs. bytesdjur.

I Skandinavien utgör naturliga bytesdjur basen (mer än 99 %) för vargens föda. Älg är det primära bytesdjuret. Analyser av spillning från svenska och norska vargrevir visar att mer än 95 % av allt kött som vargen äter utgörs av älg. Trots det är vargens påverkan på älgpopulationen begränsad i ett nationellt perspektiv. Lokalt kan påverkan vara större. En beräkning av Skandulv visar att 2005, då antalet vargar i Sverige var mindre än i dag (drygt 100 individer), utgjorde vargens uttag i älgstammen cirka 3 % av det totala uttaget

från jakt, trafik och varg tillsammans.16 Inom ett vargrevir kan enligt modellberäkningar vargens påverkan på älgpopulationen vara betydligt större. Vid låg täthet av älg och hög täthet av varg (små revir) kan vargen ta hela den årliga tillväxten av älg. För de skandinaviska vargarna är rådjur näst viktigast som föda. I vissa revir kan rådjur till och med vara det främsta bytesdjuret. Totalt sett utgör knappast bytestillgången någon begränsande faktor för det skandinaviska vargbeståndet, inte ens vid en betydligt större populationsstorlek.

Situationen kan dock vara annorlunda i områden där inte bara varg, utan även andra rovdjursarter förekommer. Där kan högt nyttjande av födoresursen och konkurrens mellan arterna leda till att åtminstone någon av arterna begränsas.

Om vargen skulle etablera sig längre söderut i Sverige skulle troligen andra djur komma att ingå i vargens födoval, främst kronhjort, dovhjort och eventuellt vildsvin. En ökad förekomst av varg i norra Sverige där renskötsel bedrivs innebär ofrånkomligen att ren i ökad utsträckning blir ett bytesdjur för vargen.

Tillgänglig livsmiljö sätter en absolut maxgräns för hur många vargar som skulle kunna finnas i Skandinavien. Forskningsprojektet Skandulv har bedömt att 80 % av Sveriges yta utanför renskötselområdet har en hög sannolikhet för att varg skulle kunna etablera sig. Projektet bedömer att det på denna yta skulle finnas plats för cirka 200 vargrevir motsvarande 800–1 000 stationära vargar.

3.4. Påverkan och hot

Legal och illegal jakt är sammantaget den viktigaste dödsorsaken bland svenska vargar. Illegal jakt sker i det fördolda, och det är därmed svårt att kvantifiera dess omfattning. Det säkraste materialet utgörs av radiomärkta vargar, även om sändaren i de flesta fall förstörs av förövaren. Forskningsprojektet Skandulv har utarbetat noggranna kriterier för när en förlorad radiokontakt med varg sannolikt är illegal jakt eller när det kan finnas andra orsaker (t.ex. utvandring). Av 51 döda radiomärkta vargar under perioden 1999– 2010 bedömdes 44 % ha dödats genom illegal jakt.17

16 Sand, H. m.fl. 2010: Den skandinaviska vargen. En sammanställning av kunskapsläget från det skandinaviska vargforskningsprojektet Skandulv 1998–2010. Rapport till Direktoratet for naturforvaltning i Norge. 17 Ibid.

Förutom jakt är trafiken en betydande dödsorsak. Mellan 10 och 20 % av vargens dödlighet i Sverige under perioden 1999–2010 orsakades av trafiken.

Ett annat och högst påtagligt hot för det skandinaviska vargbeståndet är effekter och skador av den mycket höga inavelsgraden.

3.5. Bedömning av bevarandestatusen

Det skandinaviska vargbeståndet har inte uppnått gynnsam bevarandestatus. Utredningens bedömning är att situationen är allvarlig men att det finns förutsättningar att förbättra den. Det stora problemet är den höga graden av inavel i det skandinaviska beståndet, som vida överstiger 10 %. Risken för ytterligare defekter orsakade av inaveln är stor. Ett inflöde av nya gener är helt avgörande för vargbeståndets framtid. I ett första steg bör åtgärder vidtas för att skapa ett större genflöde.

Den svenska delen av det skandinaviska vargbeståndet består av betydligt färre vargar än det föreslagna provisoriska referensvärdet för populationsstorlek (ca 50 % lägre). Det är enligt utredningens uppfattning viktigt att sträva mot ett större vargbestånd, men det förtjänar att upprepas att den primära åtgärden måste vara att minska inavelsgraden genom invandring, utplantering eller på annat sätt.

Den höga inavelsgraden beror på att beståndet grundats av ett fåtal individer och att det genetiska utbytet mellan det skandinaviska vargbeståndet och vargbestånd i Finland och Ryssland inte är tillräckligt. Rovdjursriktlinjernas kriterium om förbindelse inom och mellan populationer (minst en genetiskt effektiv invandrare per år) är inte uppnått.

Trenden för populationstillväxt är positiv om man ser tillbaka över en tolvårsperiod. Genom licens- och skyddsjakt och taket på 210 individer i Sverige har dock tillväxten begränsats de senaste åren.

Det nuvarande utbredningsområdet i den boreala regionen i Skandinavien bedöms vara tillräckligt och motsvarar i huvudsak referensvärdet, även om området för stationär förekomst är mer begränsat. Ett problem är dock att det inte finns en fri passage genom norra Skandinavien och Finland, vilket skapar en barriär mellan de skandinaviska vargarna och vargbestånd i Finland och Ryssland.

Livsmiljön inklusive tillgången på föda bedöms vara stabil och tillräcklig inom utbredningsområdet. Livsmiljöns kvalitet bedöms vara lämplig för vargen.

Vargen är enligt rödlistan för Sverige klassificerad som Starkt hotad. I Norge är bedömningen Akut hotad. Dessa bedömningar stärker utredningens bedömning att bevarandestatusen inte är gynnsam.

Bedömningen har gjorts med utgångspunkten att vargen i huvudsak förekommer i den boreala regionen.

Tabell 3.2 Bedömning av vargens bevarandestatus enligt rovdjursriktlinjernas åtta kriterier. Enligt riktlinjerna måste alla kriterier vara uppnådda för att statusen ska vara gynnsam

1. Stabil eller ökande populationsstorlek

ja

2. Stabilt eller ökande utbredningsområde ja

3. Tillräcklig livsmiljö

ja

4. Populationsstorlek och utbredningsområde större än när direktivet trädde i kraft

ja

5. Referensvärdet för populationsstorlek har nåtts

nej

6. Referensvärdet för utbredningsområde har nåtts

ja*

7. Det finns förbindelse inom och mellan populationer inom: ja, mellan: nej**

8. Övervakningsprogram

ja

* Området för stationär förekomst är mer begränsat. ** Betydligt mindre än 1 genetiskt effektiv invandrare per år.

4. Björnens bevarandestatus

Utredningens bedömning: Björnens bevarandestatus i Sverige

är gynnsam. Tillväxttakten var 4,5 % per år under perioden 1998–2007, men ligger troligen lägre nu på grund av ett större jaktuttag. Enligt de senaste beräkningarna finns det cirka 3 300 björnar i Sverige. Referensvärdet för den svenska delen av den skandinaviska björnpopulationen bör anges till 1 800 björnar.

Riksdagens beslutade miniminivå för Sverige är 100 årliga föryngringar vilket ungefär motsvarar 1 000 individer.1 Det angavs i beslutet att målet för björnbeståndets utbredning bör vara att det fyller ut områdena mellan de nuvarande reproduktionsområdena och att spridningen söderut tillåts fortsätta. Stortingets beslutade beståndsmål för Norge är 15 årliga föryngringar.2

4.1. Utbredning och förekomst

Brunbjörn (Ursus arctos) förekommer allmänt i Sverige från Dalarna och Gävleborgs län och norrut (figur 4.1). Den förekommer också på motsvarade breddgrader på norska sidan av gränsen och likaså i Finland.

Utbredningen i Skandinavien har varit koncentrerad till fyra kärnområden där honorna i huvudsak funnits: ett sydligt område i Härjedalen (södra Jämtlands län), Dalarna och Gävleborgs län, ett mellersta område i norra Jämtland, Västernorrlands och Västerbottens län och två nordliga i Norrbottens län. Mönstret kan fortfarande iakttas på utbredningskartan, men med en ökande populationsstorlek har enligt forskarna i det skandinaviska björnprojektet kärnområdena alltmer smält samman. Utbredningen i Norge söder

1Prop. 2000/01:57, bet. 2000/01:MJU9, rskr. 2000/01:174. 2 <http://www.rovviltportalen.no/content/2598/Malsetting>.

om Finnmark ansluter till den svenska utbredningen, även om antalet honor i Norge är relativt litet.

Figur 4.1 Brunbjörnens utbredning i Skandinavien och Finland. Den ljusare färgnyansen visar utbredningsområdet. Den mörkare färgnyansen visar områden med koncentration av honor

Källa: Rapport 2010-3 från det skandinaviska björnprojektet.

Genomförda analyser av mitokondrie-DNA, som visar släktskap på mödernet, visar att det går en skiljelinje genom Skandinavien mellan en västlig genetisk linje och en östlig linje. Björnarna i det

sydliga området är av västligt ursprung medan björnarna i de mellersta och nordliga områdena är av östligt ursprung. Hanarna rör sig över större ytor och därmed i viss utsträckning mellan de olika områdena. Vid enstaka tillfällen vandrar det också in hanar från Finland.3 Att invandringen inte är större beror framförallt på att det förekommer ganska lite björn i norra Finland i gränstrakterna till Sverige. I norska Finnmark finns ett relativt isolerat bestånd i Øvre Anarjohka nationalpark på gränsen mot Finland. Även längst i öster i Finnmark i Pasviksdalen, på gränsen till Ryssland, förekommer björnar. Dessa ingår i en större nordosteuropeisk björnpopulation vars utbredningsområde täcker Finland, Ryssland och de baltiska länderna. Analyser av kärn-DNA visar att det finns en genetisk skillnad mellan björnarna i Finnmark och dem som förekommer i det mellersta och det norra kärnområdet i Skandinavien, även om alla har samma östliga ursprung.

Trenden i Skandinavien är att utbredningsområdet växer mot den svenska ostkusten och söderut i Sverige samt in i Norge. Bestånden minskar däremot i delar av de svenska fjällområdena.

4.1.1. Biogeografisk region

Björnen förekommer i Skandinavien framförallt i områden med skog, dvs. i den boreala regionen. Björnen förekommer även i fjällområden, dvs. i alpin region, men förekomsten där begränsas av ett relativt högt jakttryck.

4.1.2. Referensvärde för utbredningsområdet

Björnen har i dag ett utbredningsområde i Skandinavien som i stora delar motsvarar utbredningen av lämplig livsmiljö (figur 4.2). Det finns dock ingen etablering av björn i södra Sverige, även om analyser visar att det inte saknas lämpliga livsmiljöer där. Historiskt har den förekommit även i södra Sverige. Skälet till att björnen inte etablerat sig i södra Sverige kan vara att uppodlade områden i Mellansverige utgör en barriär för spridning söderut. Honorna rör sig normalt inte över några längre avstånd, vilket gör att spridningen går långsamt. Historiskt har björnen förekommit i södra Sverige. Referensvärdet bör sättas utifrån hur stort utbrednings-

3 Muntlig uppgift från Jon Swenson, Skandinaviska björnprojektet.

område som krävs för att populationen ska uppnå gynnsam bevarandestatus. Som framgår av följande avsnitt är förutsättningarna för björnen i Skandinavien goda, vilket gör att det nuvarande utbredningsområdet i mellersta och norra Skandinavien kan anses tillräckligt och därmed utgöra referensvärde för utbredningsområdet. För Sverige innebär det delar av Värmlands, Dalarnas och Gävleborgs län samt alla län norr därom.

4.2. Populationen

Fram till och med 1600-talet fanns björnen spridd över hela Skandinavien, också på de större öarna förutom Gotland. Under 1700-talet inleddes en nedgång och björnen försvann från södra Sverige. I mitten av 1800-talet fanns det uppskattningsvis 4 700– 4 800 björnar, varav cirka 3 100 i Norge och 1 650 i Sverige. Därefter skedde en kraftig minskning fram till början av 1900-talet. Björnen fridlystes 1912 på kronomark och 1927 i hela Sverige. Runt 1930 fanns det bara cirka 130 björnar kvar i Sverige. Därefter tilläts antalet sakta växa i Sverige, medan nedgången fortsatte i Norge fram till 1980-talet då det sannolikt inte längre fanns någon fast etablering av björn alls på norsk mark.

De senaste beräkningarna av antalet björnar i Sverige är från 2008 och då fanns det cirka 3 300 individer (2 968–3 667).4 Därtill finns något hundratal björnar i Norge. (Enligt en norsk studie fanns det 2009 minst 132 björnar i Norge söder om Finnmark,5men en del av dem finns på gränsen mellan länderna och kan även vara inräknade i de svenska siffrorna.) Den sammanlagda skandinaviska populationen är därmed cirka 3 400 individer.

Det är inte helt enkelt att fastställa björnpopulationens storlek. Till skillnad från de andra stora rovdjuren i Skandinavien går det inte att inventera på vintern med hjälp av spår i snön eftersom björnen då ligger i ide. Observationer av jägare i samband med älgjakten är ett underlag som används för att skatta trender. I tillägg till dessa observationer har på senare år insamlad björnspillning som DNA-analyseras använts för att få en säkrare skattning av populationens storlek. De senaste beräkningarna av populations-

4 Kindberg, J. 2010: Monitoring and management of the Swedish brown bear population. Filosofie doktorsavhandling, Acta Universitatis agriculturae Sueciae nr 2010:58. 5 Wartiainen, I. m.fl. 2010: Populasjonsovervåkning av brunbjørn 2009–2012. DNA analyse av prøver samlet i Norge i 2009. Bioforsk rapport vol. 5, nr 72. Bioforsk Jord og miljø, Svanhovd.

storleken bygger på en kombination av observationer och DNAanalyser av spillning. I Norge har enbart DNA-analyser använts.

Enligt det skandinaviska björnprojektet utgör cirka 39 % av populationen könsmogna individer. Det bygger på observerad åldersfördelning och det faktum att björnen blir könsmogen vid 4 års ålder i Skandinavien. Med en total populationsstorlek på 3 400 individer bör det därmed finnas cirka 1 300 könsmogna individer. Antalet föryngringar uppskattas till cirka 300 per år med denna populationsstorlek.

Licensjakt på björn tillåts i både Sverige och Norge. För 2010 var kvoten i Sverige som helhet 288 björnar, varav 281 fälldes, medan den i Norge var 9 björnar, varav 3 fälldes. Populationens tillväxt var 1998–2007 i genomsnitt 4,5 % per år (baserat på svenska data). Eftersom jaktuttaget de senaste tre åren har varit större än tidigare är tillväxten sannolikt mindre nu än vad den var före 2008. Det finns dock inga beräkningar gjorda av detta.

Den beslutade miniminivån på 100 föryngringar per år motsvarande 1 000 individer i Sverige har med stor sannolikhet och sedan en längre tid nåtts. Antalet föryngringar i Norge har de senaste åren (2008 och 2009) beräknats till i genomsnitt cirka 5 per år, vilket är betydligt lägre än målet om 15 föryngringar per år. Det faktum att målen satts som antal föryngringar utgör ett praktiskt problem genom att det inte finns någon övervakning av antalet föryngringar vare sig i Sverige eller Norge. De nya inventeringsmetoderna med insamling av spillning och DNA-analys ger inte denna information. Det går alltså inte att följa upp målen exakt.

4.2.1. Referensvärde för populationen

En sårbarhetsanalys genomförd av det skandinaviska björnprojektet 1998 visade att det inte krävdes mer än 8 honor som var ett år eller äldre i det nordliga studieområdet i Norrbottens län och inte mer än 6 honor i det sydliga studieområdet i Dalarna för att bestånden skulle ha 90 % sannolikhet att överleva i 100 år.6Analysen baserades på förhållandena från mitten av 1980-talet och fram till mitten av 1990-talet, vilka var relativt hög reproduktion och låg jaktdödlighet. Den årliga tillväxten var cirka 15 %, vilket är den högsta tillväxttakt som påvisats för en brunbjörnspopulation i

6 Sæther, B.-E. m.fl. 1998: Assessing the viability of Scandinavian brown bear, Ursus arctos, populations: the effects of uncertain parameter estimates. Oikos 83:403-416.

hela världen. I sårbarhetsanalysen ingick också simuleringar med högre dödlighet och lägre tillväxt. Resultatet av dessa simuleringar var att det behövs betydligt fler honor, minst 25 anges i artikeln, för långsiktig livskraft när tillväxten minskar i beståndet. Omräknat till populationsstorlek blir det cirka 60 individer.7 Detta är dock med all sannolikhet en underskattning eftersom inte alla faktorer som kan påverka populationen ingick i studien. Det togs t.ex. inte hänsyn till genetisk variation. Analysen tog heller inte hänsyn till att populationen med så få individer riskerar att splittras upp i delpopulationer.

Om man använder tumregeln att den effektiva populationsstorleken måste vara minst 50 för att undvika inavel krävs en verklig populationsstorlek som omfattar minst 300–700 björnar. Beräkningen bygger på antagandet att kvoten mellan den effektiva och den verkliga populationsstorleken i den skandinaviska björnpopulationen är 0,07–0,17.8 Det bör tilläggas att det inte har konstaterats några effekter av inavel hos vilda björnar i Skandinavien, men däremot finns uppgifter om att björnar i djurparker är känsliga för inavel.9

Trots att beståndet har gått igenom en så kallad flaskhals är den genetiska variationen relativt hög och inte långt under beräknade värden för större populationer av brunbjörn i Ryssland och Nordamerika.1011 För att säkerställa att en population kan behålla tillräcklig genetisk variation på lång sikt används ofta tumregeln att den effektiva populationsstorleken ska vara minst 500. Baserat på denna tumregel och med samma antagande om kvoten mellan effektiv populationsstorlek och verklig populationsstorlek som angetts ovan skulle det krävas minst 3 000–7 000 björnar för en långsiktigt livskraftig population. Eftersom det enligt uppgift förekommer att hanbjörnar invandrar till Skandinavien österifrån är den skandinaviska populationen i genetisk mening kanske inte en helt avgränsad population. Det finns dock inga vetenskapliga beräkningar av invandringens omfattning och betydelse. Forskarna i det skandinaviska björnprojektet har uttryckt en viss tveksamhet till att

7 Muntlig uppgift från Jon Swenson, Skandinaviska björnprojektet. 8 Tallmon, D. A. m.fl. 2004. Genetic monitoring of Scandinavian brown bear effective population size and immigration. Journal of Wildlife Management 68:960-965. 9 Laikre, L. m.fl. 1996: Inbreeding depression in brown bear. Biological Conservation 76:69-72. 10 Waits, L. m.fl. 2000: Nuclear DNA microsatellite analysis of genetic diversity and gene flow in the Scandinavian brown bear (Ursus arctos). Molecular Ecology 9:421-431. 11 Swenson, J. E., Taberlet, P. & Bellemain, E. 2011. Genetics and conservation of European brown bears (Ursus arctos). Mammal Review 41:87-98.

tillämpa tumregeln om en effektiv populationsstorlek på minst 500 på björn.

Rovdjursriktlinjerna anger ett alternativt sätt att ta fram referensvärdet för populationsstorlek. Enligt detta s.k. kriterium D (i enlighet med rödlistans begreppsapparat) krävs det mer än 1 000 könsmogna individer om förbindelse med andra populationer saknas. Det blir 2 560 björnar, baserat på uppgiften att 39 % av individerna i björnpopulationen är könsmogna. Om det finns en in- och utvandring (minst 1 genetiskt effektiv in-/utvandrare per år) behöver det enligt kriterium D ”i princip” inte vara mer än 250 könsmogna individer, vilket motsvarar 640 björnar.

Mot bakgrund av de ovan redovisade analyserna och tumreglerna gör utredningen bedömningen att den skandinaviska björnpopulationen bör bestå av minst 2 000 björnar för att på lång sikt vara livskraftig. Värdet ligger betryggande över nivåerna för demografisk livskraftighet och undvikande av inavel. En population på mer än 2 000 björnar ger rimliga förutsättningar att bibehålla en stor del av den genetiska variationen. Tumregeln för genetisk variation på lång sikt skulle dock innebära en ännu större population. Med bättre kunskap om hur stor population som krävs för att bevara den genetiska variationen och om genflödet mellan björnpopulationerna i Nordeuropa kan bedömningen behöva justeras till nästa rapportering 2019.

Referensvärdet för den svenska delen av populationen bör anges till 1 800. Det är knappt hälften av den senaste beräkningen av antalet björnar i Sverige (3 300).

I det vetenskapliga underlaget till beslutet om den nu gällande miniminivån på 1 000 björnar bedömdes den kritiska gränsen ligga någonstans mellan 500 och 5 000 individer.12 Att det blev just 1 000 individer beror nog snarast på att populationen några år tidigare hade beräknats vara så stor, vilket sannolikt var en underskattning. I en rapport till Naturvårdsverket 2010 har det Skandinaviska björnprojektet beräknat, utifrån dagens kunskap, att det 1995, när Sverige blev medlem i EU, fanns mellan 950 och 1 200 björnar i Sverige och att det hösten år 2000 fanns mellan 2 000 och 2 500 björnar i Sverige.13

12 Bilagor till Sammanhållen rovdjurspolitik. Slutbetänkande av Rovdjursutredningen. SOU 1999:146. 13 Kindberg, J. & Swenson, J. E. 2010: Skattning av björnstammens storlek i Sverige åren 1994 och 2000. Rapport 2010-5 från det Skandinaviska björnprojektet.

4.3. Livsmiljön

Björnens föda består framför allt av bär, myror, älg och ren, samt i Norge får. Älg uppskattas utgöra mellan 15 och 30 % av energiintaget i det sydliga björnbeståndet i Sverige. Björnen tar framförallt älgkalvar, medan den är dålig på att jaga vuxna djur. Den äter dock gärna älgar som dött under vintern, liksom slaktavfall från höstens älgjakt. Björnen kan även utnyttja rester av byten som andra rovdjursarter fällt. I renskötselområdet tar björnen också renkalvar och även vuxna renar, men det är inte känt i vilken omfattning. Forskning pågår inom det skandinaviska björnprojektet för att dokumentera omfattningen.

Baserat på en modell som tar hänsyn till björnens val av livsmiljö är de delar av Skandinavien som är skogbeklädda i allmänhet en lämplig livsmiljö för björnen (figur 4.2). Områden med högfjäll (alpin miljö), mänsklig bebyggelse och slättområden är mindre lämpliga. Skälet till att björnen i mindre grad förekommer i fjällen är dock enligt forskarna inte så mycket björnens val utan det höga jakttrycket. Björnen undviker i allmänhet bebyggelse, men kan lockas dit om det finns föda att tillgå.

Livsmiljön bedöms vara tillräcklig i omfattning och ha tillräcklig kvalitet, både för en population motsvarande referensvärdet (1 800 björnar i Sverige) och dagens population (3 300 björnar i Sverige).

lla: Rapport 2010-3 från det skandinaviska björnprojektet.

Figur 4.2 Fördelningen av olämplig (markerad med rött), mindre lämplig (markerad med ljusgrönt) och lämplig (markerad med mörkgrönt) livsmiljö för björn i Skandinavien, baserat på en modell som tar hänsyn till björnens val av skog och undvikande av bebyggelse och högfjäll. Prickarna visar var björnar har skjutits

4.4. Påverkan och hot

Mänskliga aktiviteter utgör den största påverkan på den skandinaviska björnpopulationen. Enligt uppskattningar gjorda av det skandinaviska björnprojektet orsakades 78 % av den kända dödligheten hos märkta björnar under perioden 1984–2010 av människan. Inom björnprojektet har man under 26 års forskning inte träffat på en enda björn som kan sägas ha dött av ålderdom. Vid sidan av människan utgör andra björnar en dödsorsak, framförallt för unga björnar.

Av de björnar som dödas av mänskliga aktiviteter är den legala jakten den främsta dödsorsaken. Det förekommer också illegal jakt. Enligt det skandinaviska björnprojektet utgörs mer än 35 % av dödligheten i björnprojektets norra studieområde av illegal jakt eller misstänkt illegal jakt (statistik för perioden 2004–2010).

Med en ökad populationsstorlek kommer björnen allt oftare in i områden med mänsklig bebyggelse, vilket kan skapa problem och behov av att i större utsträckning använda skyddsjakt.

4.5. Bedömning av bevarandestatusen

Den sammanvägda bedömningen är att den skandinaviska björnpopulationen har gynnsam bevarandestatus. Det nuvarande utbredningsområdet är tillräckligt och motsvarar ungefär referensvärdet. Utbredningsområdet bedöms vara stabilt eller något ökande.

Trenden för populationens tillväxt över den senaste tolvårsperioden bedöms vara positiv. Tillväxttakten var 4,5 % per år under perioden 1998–2007, men är troligen lägre nu på grund av ett större jaktuttag de senaste tre åren. Antalsmässigt ligger populationen väl över referensvärdet, som satts till 1 800 individer i Sverige (2 000 i Skandinavien). Det finns uppgifter om invandrande hanar till den skandinaviska populationen österifrån, men det är inte känt i vilken omfattning detta sker och om det har någon effekt. Med en skandinavisk björnpopulation som sammanlagt omfattar cirka 3 400 individer gör utredningen bedömningen att förbindelsen med andra populationer är av mindre betydelse.

Livsmiljön bedöms vara stabil och tillräcklig inom utbredningsområdet, och vara av lämplig kvalitet för björnen.

Framtidsutsikterna är goda under förutsättning att jakten, särskilt den illegala, kan begränsas så att populationens storlek inte avsevärt eller okontrollerat minskar.

Bedömningen att statusen är gynnsam stöds av det skandinaviska björnprojektet som i den senaste statusrapporten anger att dagens skandinaviska björnpopulation är demografiskt och genetiskt livskraftig.14 Bedömningen stöds också av det faktum att björnen inte är rödlistad i Sverige. På grund av att en så liten andel av populationen finns i Norge är björnen däremot klassificerad som Starkt hotad i den norska rödlistan.

Bedömningen har gjorts med utgångspunkten att björnen i huvudsak förekommer i boreal region. Även om björnen i viss utsträckning förekommer i fjällen går det inte att särskilja en särskild alpin population. Om det finns någon uppdelning är det snarare mellan sydliga och nordliga förekomster än mellan skogsland och fjäll.

Tabell 4.1 Bedömning av björnens bevarandestatus enligt rovdjursriktlinjernas åtta kriterier. Enligt riktlinjerna måste alla kriterier vara uppnådda för att statusen ska vara gynnsam

1. Stabil eller ökande populationsstorlek

ja

2. Stabilt eller ökande utbredningsområde ja

3. Tillräcklig livsmiljö

ja

4. Populationsstorlek och utbredningsområde större än när direktivet trädde i kraft

ja

5. Referensvärdet för populationsstorlek har nåtts

ja

6. Referensvärdet för utbredningsområde har nåtts ja 7. Det finns förbindelse inom och mellan populationer inom: ja, mellan: ?

8. Övervakningsprogram

ja

14 Swenson, J. E. m.fl. 2010: Bjørnens status og økologi i Skandinavia. Rapport 2010-3 från det Skandinaviska björnprojektet.

5. Järvens bevarandestatus

Utredningens bedömning: Järvens bevarandestatus i Sverige är

för närvarande inte gynnsam. Beståndet visar dock på god tillväxt över flera år och utbredningen ökar. Det har de senaste åren registrerats i genomsnitt 104 föryngringar per år, vilket motsvarar cirka 650 individer. Referensvärdet för den svenska delen av den skandinaviska järvpopulationen bör anges till 850 individer.

Riksdagen antog 2001 etappmålet 90 föryngringar per år för järv, motsvarande 400 individer.1 För Norge gäller beståndsmålet 39 föryngringar.2

5.1. Utbredning och förekomst

Järv (Gulo gulo) förekommer i barrskogsbältet och på tundran i Europa, Asien och Nordamerika. Den återfinns i Eurasien över i stort sett samma områden som renen. Fasta bestånd i Europa finns i dag bara i Sverige, Norge, Finland och Ryssland.3 I Finland lever järven i långt större utsträckning i skogslandet jämfört med de båda andra nordiska länderna, främst på grund av människans ingripande.4 De tätaste stammarna finns i renskötselområdet i Lappland och Kainuu samt i norra Karelen. I Skandinavien har järven sin

1Prop. 2000/01:57, bet. 2000/01:MJU9, rskr. 2000/01:174. Det kan nämnas att siffran 400 beräknats utifrån ett äldre omräkningstal; en omräkning med aktuella tal skulle ge ca 550 individer som delmål. 2 Stortingsmelding nr 15, 2003–2004. 3SOU 2007:89. 4 Muntlig uppgift, Christian Krogell, Finlands Jord-och Skogsbruksministerium.

huvudsakliga utbredning längs den skandinaviska fjällkedjan, i fjällområden och fjällnära skogar (figur 5.1).5

5.1.1. Sverige

Den svenska delen av järvpopulationen har sin utbredning i huvudsak inom renskötselområdet längs fjällkedjan från Treriksröset ner till fjällen i nordvästra Dalarna (figur 5.1). Generellt blir populationen glesare från norr till söder även om tätheten varierar lokalt inom de olika länen. Baserat på registrerade föryngringar de senaste tre åren (2008-2010) finns kärnområden med högst täthet av föryngringar i Norrbottens västra delar ner till södra Västerbotten. Noterbart är den relativt sett lägre tätheten av föryngringar i centrala och norra Jämtland, samt Nord-Trøndelag i Norge, som skapar ett visst glapp mellan en nordlig och en sydlig del av järvens utbredning i Sverige. Lyorna i Dalarna har alla varit lokaliserade i fjällområden i nordvästra hörnet av länet. Utanför renskötselområdet har det registrerats järvföryngringar i skogslandet kring gränsen mellan Gävleborgs och Västernorrlands län. I detta område har man registrerat 8 föryngringar sedan 1999. Genetiska data tyder på att ytterligare föryngringar som inte dokumenterats i fält förekommit i dessa områden.6 Dessutom tyder ett ökande antal observationer på att järvstammen expanderar i skogslandet åt öster och söder både inom och utanför renskötselområdet.7

5.1.2. Norge

Stora delar av järvens utbredning i Norge hänger samman med den svenska populationens, dvs. fjällkedjan från Finnmark i norr till Nord-Trøndelag i söder, med kärnområden i Troms och Nordland fylken (figur 5.1). Dessutom finns järv i de centrala och östra delarna av södra Norge. Utbredningen av järv i dessa delar hänger delvis ihop med järvstammen i Jämtland och Dalarnas län. Även om en karta med utbredning av föryngringar tyder på en sammanhängande population visar genetiska analyser att den skandinaviska

5 Persson, J., Brøseth, H. & Svensson, L. 2011. Den skandinaviska järvpopulationen – status och utbredning. Gemensam rapport från Järvprojektet, Viltskadecenter och Rovdata 2011-1, Grimsö forskningsstation, SLU. 6 Flagstad m fl. 2007. DNA-basert overvåking av de små skogsjervbestandene i Gävleborgs och Västernorrlands län. NINA Rapport 265. 7 Se fotnot 5 ovan.

järvpopulationen på genetisk nivå är uppdelad i tre bestånd (se avsnittet om delpopulationer).

5.1.3. Biogeografisk region

Järven förekommer idag huvudsakligen inom alpin region, även om historisk utbredning åtminstone i Sverige sträckt sig ända ner till Värmland och Dalarna, med enstaka fångade järvar i Småland. I det historiska materialet är det dock svårbedömt i vilken utsträckning järven permanent förekommit i skogslandet. Det finns i dag inga starka skäl att redovisa skogslevande järvar som en separat population, varken ekologiskt eller genetiskt.8

5.1.4. Referensvärde för utbredningsområdet

Nuvarande utbredningsområde (den alpina zonen längs det mesta av den skandinaviska fjällkedjan och fjällnära skogsterräng) kan anses vara tillräckligt för att uppnå gynnsam bevarandestatus och därmed utgör det referensvärdet för utbredning. Det är betydligt större än det var 1995 och samtidigt finns utrymme för ytterligare expansion, både i skogsterräng men även i fjällområdet kring Hardangervidda i Norge. Utredningen bedömer dock att referensvärdet inte bör läggas på det maximala möjliga, utan på en nivå som är tillräcklig för långsiktig överlevnad.9

8 Persson, J., Brøseth, H. & Svensson, L. 2011. Den skandinaviska järvpopulationen – status och utbredning. Gemensam rapport från Järvprojektet, Viltskadecenter och Rovdata 2011-1, Grimsö forskningsstation, SLU. 9 Lande m fl. 2003. Potensielle leveområder for store rovdyr i Skandinavia: GIS-analyser på økoregionalt nivå. NINA Fagrapport 64.

Figur 5.1 Utbredningen av föryngringar i Skandinavien de tre senaste åren. Färgmarkering illustrerar en buffertzon på 20 km runt registrerade föryngringar. Röd färg indikerar hög täthet och gul färg låg täthet av föryngringar under dessa år

5.2. Populationen

I både Sverige och Norge inventeras järvstammen huvudsakligen genom registrering av föryngringar. Föryngringar fastställs genom lokalisering av järvlyor och/eller observationer av honor med ungar

eller deras spår.10 Antalet föryngringar kan omvandlas till ungefärligt antal individer genom att multiplicera med en faktor på 6,4 (± 1). Totalt registrerades i Skandinavien under 2008–2010 i genomsnitt 161 föryngringar per år. Dessa fördelade sig på i genomsnitt 104 föryngringar årligen i Sverige och 57 föryngringar i Norge. Detta motsvarar cirka 1 000 individer totalt i Skandinavien varav 650 i Sverige och 350 i Norge.11 För år 2010 registrerades i Sverige 117 föryngringar och för Norge var siffran 66. Till den norska populationen kan även räknas ett (okänt) antal järvar i norra Finland.12 Det bör dock påpekas att populationen i Norge kontinuerligt begränsas genom förvaltande jakt i relation till det nationella beståndsmålet om 39 föryngringar.

Det totala antalet järvföryngringar i Sverige har ökat med i genomsnitt 3,8 % per år från de första inventeringarna 1996 fram till 2010. Ökningen är tydligast de senaste 10 åren (2001–2010; figur 5.2). På länsnivå så är det främst i Norrbotten och Jämtland som antalet föryngringar har ökat.

Även i Norge har det under de sista 15 åren skett en ökning i antal föryngringar med i genomsnitt 5,3 % per år. Från 1996-1998 fram till 2008-2010 ökade antalet registrerade föryngringar i Norge från 34 till 57 per år. I Norge är det framförallt i centrala och sydliga delar av utbredningsområdet som ökningen varit störst, från ett genomsnitt på 7 föryngringar 1996–1998 till 27 föryngringar 2008–2010.

Om vi delar upp de svenska järvarna på förvaltningsområden så innehar det nordliga förvaltningsområdet (Norrbotten, Västerbotten, Jämtland och Västernorrland) 99 % av föryngringarna och det mellersta förvaltningsområdet 1 % av föryngringarna. Det bör nämnas att det är svårt att tolka kortsiktiga populationstrender utifrån inventering av lyor eftersom förändringar mellan enstaka år snarare avspeglar variation i reproduktionsframgång och inventeringseffektivitet, än verkliga förändringar i populationsstorlek. Däremot fångas långsiktiga förändringar troligen upp genom denna

10 Brøseth H, Tovmo M, Andersen R., 2010. Yngleregistreringer av jerv i Norge i 2010. NINA Rapport 614. 11 Omräkning av antal föryngringar till antal individer baseras på genomsnittligt antal föryngringar de senaste tre åren. Data som använts vid dessa beräkningar är: andel reproducerande honor = 62,1%; andel vuxna honor i populationen = 56,8 %; Andel honor som reproducerar sig första gången vid 2, 3, 4 respektive 5 års ålder är 5, 60, 29 och 6 %. Beräkningarna baseras på data från märkta järvar i Sarek och DNA-data från norska övervakningssystemet. 12 Flagstad, Ø., m.fl. 2009. DNA-basert overvåking av den skandinaviske jervbestanden vinteren 2009. NINA Rapport 600.

typ av inventeringar. En ökad inventeringsinsats och ökad kunskap hos inventeringspersonalen skulle bidra till att man med tiden finner fler föryngringar, vilket därmed kan påverka den observerade populationstrenden.

Figur 5.2 Antal registrerade järvföryngringar (säkra och sannolika) i Skandinavien, Sverige och Norge från 1996 (Sverige) och 2001 (Norge och Skandinavien). Streckade linjen kring föryngringarna i Skandinavien är ett löpande medelvärde på 3 år

Källa: Persson, J., Brøseth, H. & Svensson, L. 2011. Den skandinaviska järvpopulationen status och utbredning. – Gemensam rapport från Järvprojektet, Viltskadecenter och Rovdata 2011-1, Grimsö forskningsstation, SLU.

5.2.1. Säkra och sannolika föryngringar

Sedan 2003 i Sverige och 2001 i Norge skiljer man på säkra och sannolika föryngringar. En föryngring bedöms som säker om det har gjorts spår- eller synobservation av ungar vid en lya eller i dess närhet, eller om en järvunge har påträffats död vid lyplats. En föryngring bedöms som sannolik om man inte observerat ungar eller spår av ungar, men ett antal definierade kriterier har uppfyllts.13Dessa kriterier har dessutom förändrats flera gånger sedan 1996 i Sverige, men inte i Norge. Följaktligen ger antalet säkra föryngringar mer tillförlitlig information om minsta antalet föryng-

13 Brøseth, H. & Andersen, R. 2009. Vurderinger knyttet til overvåking av ynglelokaliteter hos jerv i Sverige og Norge. NINA Rapport 437.

ringar i populationen och skulle kunna ses som en säkrare indikation på att en observerad trend motsvarar en förändring i populationen (antal föryngringar) snarare än förändringar i kriterierna för hur en föryngring bedöms som sannolik. Antalet säkra föryngringar i Sverige och Norge följer samma utveckling som totala antalet, med sannolika föryngringar inkluderade. Framförallt gäller detta i Sverige där antalet säkra föryngringar 2008 och 2010 var högre än det totala antalet föryngringar något av åren 1996–2007 (figur 5.3). Detta kan ses som en försäkran om att den observerade ökningen av antalet föryngringar är verklig.

Figur 5.3 Totalt antal registrerade järvföryngringar (säkra och sannolika) i Sverige (streckad blå linje), samt antal registrerade säkra föryngringar i Sverige (heldragen blå linje) för åren 2003-2010

Källa: Persson, J., Brøseth, H. & Svensson, L. 2011. Den skandinaviska järvpopulationen – status och utbredning. Gemensam rapport från Järvprojektet, Viltskadecenter och Rovdata 2011-1, Grimsö forskningsstation, SLU.

Figur 5.4 Järvindivider i Skandinavien baserat på DNA insamlat under 2007. Delpopulationerna i olika färger och spridningsbarriärerna markerade

Källa: Øystein Flagstad, Norsk institutt for naturforskning (NINA).

5.2.2. Delpopulationer

Traditionellt har man delat upp den skandinaviska järvpopulationen mellan Sverige och Norge, mellan län och fylken eller mellan förvaltningsområden i respektive land. Numera finns emellertid genetiska data som stöder en mer biologiskt relevant uppdelning av delpopulationer, som dock inte är helt isolerade från varandra. I en

rapport från norska NINA14 redovisar man en uppdelning i tre delpopulationer: (1) järvar i sydvästra Norge väster om Østerdalen, (2) järvarna i östra Norge upp till Nordland och hela den svenska populationen, samt (3) järvar i Troms, Finnmark och norra Finland (figur 5.4).

I norr skiljs populationerna åt av en dalgång som sträcker sig österut från Ofotfjorden och långt in i Sverige. Området är cirka 10 km brett, låglänt och dominerat av sjöar och våtmarker. Delpopulationen i sydvästra Norge skiljs från övriga av Østerdalen, som med sin koncentration av infrastruktur tycks fungera som en spridningsbarriär (figur 5.4). Denna sydvästra delpopulation har begränsat genutbyte med huvudpopulationen och har visat sig vara genetiskt skild från den. Det är den minsta och troligen mest sårbara av de tre delpopulationerna. Genom analys av DNA-material har forskare vid NINA dokumenterat 55 individer och beräknat att denna delpopulation bestod av knappt 70 individer år 2009. Detta är en minskning på 32 % från 2008,15 men mellanårsvariationen i reproduktionsframgång är så stor att det inte kan dras några tydliga slutsatser. Om man ser på utbredningen av föryngringar i södra Norge över tid är det dock troligt att den sydnorska delpopulationen på sikt kommer att växa samman med huvudpopulationen.

Delpopulationen i Nordnorge (Finnmark och delar av Troms) är också genetiskt skild från huvudpopulationen söder därom, även om det har dokumenterats viss invandring från söder. Dessutom har analyser visat att den genetiska variationen hos järvar i Troms och Finnmark är cirka 20 % lägre än hos järvar i Norrbotten och Västerbotten, vilket kan tyda på att populationen i Nordnorge varit relativt liten under lång tid och haft begränsat utbyte med de andra delpopulationerna. Särskilt i perifera delar av utbredningen (fjordarmar) har man sett en betydande grad av inavel, vilket kan förväntas i en koloniserande population med gles utbredning. Järvarna i norra Finland hör genetiskt sett till samma nordnorska population och det finns även spår av genetiskt utbyte med övriga finska och ryska järvpopulationer.1617

14 Flagstad, Ø., m.fl. 2009. DNA-basert overvåking av den skandinaviske jervbestanden vinteren 2009. NINA Rapport 600. 15 Ibid. 16 Ibid. 17 Øystein Flagstad, muntlig uppgift.

5.2.3. Skogsjärvarna i Mellansverige

Genetiska analyser som gjordes på DNA-material insamlat till och med 2005 visade att de flesta järvarna i Västernorrlands och Gävleborgs skogsland var nära besläktade och hade rekryterats från föryngringar inom beståndet, härstammande från 2–4 individer.18Sedan dess har det inte gjorts någon detaljerad analys av den genetiska situationen i denna delpopulation. Men de senaste åren har antalet järvföryngringar i Jämtland ökat framförallt i östra delarna av länet. Det innebär att avståndet mellan huvudpopulationen och skogsbeståndet minskat. Det kan rentav vara så att det är en kontinuerlig utbredning av järv från Jämtlandsfjällen ner till skogslandet i Västernorrlands och Gävleborgs län.19

5.2.4. Referensvärde för populationen

Enligt en sårbarhetsanalys med demografiska data från Svenska järvprojektet krävs minst 22 reproducerande honor (≥ 3 år), motsvarande en population om 90 djur, för att det ska vara mindre än 10 % risk att populationen ska dö ut inom 100 år.20 Denna analys byggde dock delvis på optimistiska antaganden (bland annat att alla 3-åringar reproducerar sig och att ungöverlevnaden är högre än den observerade). Dagens järvpopulation bestående av cirka 174 honor i Sverige och cirka 94 i Norge är betydligt större än minimisiffran från sårbarhetsanalysen, vilket är betryggande. Om delpopulationerna vore helt avgränsade från varandra och man tillämpade analysens slutsatser på var och en av dem skulle läget vara mindre betryggande, men i realiteten kan de knappast anses vara helt isolerade från varandra (figur 5.4).21

Enligt mycket preliminära resultat från en ny sårbarhetsanalys av den svenska järvstammen med nya data från Grimsö forskningsstation är möjligheten att göra trovärdiga beräkningar för järvens populationsutveckling 100 år framåt mycket begränsad om man tar

18 Hedmark, E. & Ellegren, H. 2007. DNA-based monitoring of two newly founded Scandinavian wolverine populations. Conservation Genetics 8: 843-852. 19 Persson, J., Brøseth, H., & Svensson, L. 2011. Den skandinaviska järvpopulationen – status och utbredning. Gemensam rapport från Järvprojektet, Viltskadecenter och Rovdata 2011-1, Grimsö forskningsstation, SLU. 20 Sæther, B.-E. m fl. 2005. Management strategies for the Scandinavian wolverine: practical application of stochastic models in Population Viability Analysis. J. Wild. Managem. 69: 1001-1014. 21 Jens Persson, muntlig uppgift.