En kostnads-nyttoanalys av svenska hanteringsalternativ för tio invasiva främmande arter

(1)

svenska hanteringsalternativ för

tio invasiva främmande arter

HAVS- OCH VATTENMYNDIGHETEN OCH NATURVÅRDSVERKET

(2)

NATURVÅRDSVERKET

(3)

Naturvårdsverket

Tel: 010-698 10 00, fax: 010-698 16 00 E-post: registrator@naturvardsverket.se Postadress: Naturvårdsverket, SE-106 48 Stockholm

Internet: www.naturvardsverket.se ISBN 978-91-620-6809-7

ISSN 0282-7298 © Naturvårdsverket 2018 Tryck: Arkitektkopia AB, Bromma 2018

Omslagsfoto: Signalkräfta – www.Nobanis.com

Skunkkalla – David Knott

(4)

Förord

Invasiva främmande arter är ett av de största hoten mot biologisk mångfald och relaterade ekosystemtjänster, men även mot människors hälsa och eko nomi. Till följd av en ökad global handel och pågående klimatförändringar tilltar riskerna som dessa arter för med sig. Sverige har drygt 2000 främ mande arter i landet, varav drygt 380 bedöms som invasiva.

Insatser krävs för att förebygga, minimera och mildra effekterna av invasiva främmande arter bl.a. för att nå de av regeringen beslutade eko system relaterade miljökvalitetsmålen och internationella konventioner samt för att uppfylla krav i förordningar och direktiv inom EU.

EUförordningen (1143/2014) om förebyggande och hantering av introduktion av invasiva främmande arter trädde i kraft 1 januari 2015. Idag omfattas 49 invasiva främmande arter av unionsbetydelse, varav 12 av arterna finns i svensk natur. Arternas förekomst och risken för fortsatt spridning i landet varierar mellan arterna.

Förebyggande åtgärder är att föredra både från miljösynpunkt och kost nadseffektivitet, hellre än att sätta in åtgärder då en art väl är etablerad. Det kan dock vara kostnadseffektivt att begränsa introduktion och sprid ning, exempelvis genom att främja tidig upptäckt och snabb utrotning i nya områden eller hindra spridning. Vissa arter kan vara värda att utrota även om de finns etablerade och har stor spridning.

Denna kostnadsnyttoanalys är framtagen för att hjälpa ansvariga myndig heter i prioriteringen av hanteringsåtgärder, både för vissa av de arter som omfattas av unionsförteckningen samt ett litet urval av arter med stor natio nell påverkan.

Kostnadsnyttoanalysen har på Naturvårdsverkets och Havs och vatten myndighetens uppdrag utförts av Anthesis Enveco AB. Huvuddelen av texten är framtagen av Linus Hasselström och Åsa Soutukorva Swanberg på Anthesis Enveco.

Ett stort tack till de många experter som har bidragit med kunskap om arterna och värdefulla kommentarer.

Stockholm, september 2018 Avdelningschefen Claes Svedlindh Naturavdelningen

Göteborg, september 2018 Avdelningschefen Björn Sjöberg

(5)

(6)

Innehåll

FÖRORD 3 SAMMANFATTNING 7 SUMMARY 9 1 INLEDNING 11 1.1 Bakgrund 11

1.2 Syfte och omfattning 13

2 METOD 15

2.1 Kostnads-nyttoanalys 15

2.2 Hanteringskostnader 16

2.3 Undvikna skadekostnader som ett mått på nyttor 17

2.4 Utmaningar 19

3 TILLÄMPNING PÅ TIO ARTER 20

3.1 Mårdhund 20

3.1.1 Om arten 20

3.1.2 Påverkan 21

3.1.3 Svenska hanteringsalternativ: kostnader och nyttor 24

3.1.4 Rekommendationer 27

3.2 Bisam 28

3.2.1 Om arten 28

3.2.2 Påverkan 29

3.3 Ullhandskrabba 34

3.3.1 Om arten 34

3.3.2 Påverkan 35

3.4 Signalkräfta 41

3.4.1 Om arten 41

3.4.2 Påverkan 41

3.5 Gulbukig vattensköldpadda 47

3.5.1 Om arten 47

3.5.2 Påverkan 48

(7)

3.7 Gul skunkkalla 56

3.7.1 Om arten 56

3.7.2 Påverkan 57

3.8 Tromsöloka 62

3.8.1 Om arten 62

3.8.2 Påverkan 63

3.9 Parkslide 67

3.9.1 Om arten 67

3.9.2 Påverkan 68

3.10 Vresros 73

3.10.1 Om arten 73

3.10.2 Påverkan 74

3.10.3 Åtgärder: kostnader och nyttor 75

4 SLUTSATSER 78

5 DISKUSSION 80

(8)

Sammanfattning

I denna rapport analyseras kostnader och nyttor med olika hanterings alternativ för tio utvalda arter som förekommer i Sverige.

1) Mårdhund (Nyctereutes procyonoides) 2) Bisam (Ondatra zibethicus)

3) Ullhandskrabba (Eriocheir sinensis) 4) Signalkräfta (Pacifastacus leniusculus)

5) Gulbukig vattensköldpadda (Trachemys scripta) 6) Kabomba (Cabomba caroliniana)

7) Skunkkalla (Lysichiton americanus) 8) Tromsöloka (Heracleum persicum) 9) Parkslide (Reynoutria japonica) 10) Vresros (Rosa rugosa)

Utgångspunkten är en analys av tre olika hanteringsalternativ: utrotning (total eller lokal), populationsbegränsning och spridningsbegränsning (mot svarande ”inneslutning” som anges i EUförordningen, EU 1143/20141_{). För}

att värdera vilket alternativ som är samhällsekonomiskt lönsamt och görs genom att använda kostnadsnyttoanalys. På grund av begränsade data för vissa av arterna har inte en fullständig samhällsekonomisk lönsamhetsana lys kunnat göras för varje art. De monetära uppskattningarna av kostnader och nyttor kompletteras därför med kvalitativa och semikvantitativa bedöm ningar. Figur S1 illustrerar studiens mål, det vill säga att jämföra åtgärdernas samhällsekonomiska kostnader och nyttor. Nyttor beräknas i detta projekt i form av undvikna skadekostnader.

Kostnader Nyor av Kostnader åtgärderna som Kostnader undviks på grund av åtgärderna

Figur S1. Åtgärdernas samhällsekonomiska kostnader jämförs med de nyttor som åtgärderna leder till, i form av undvikna skadekostnader.

1 _{Europaparlamentets och rådets förordning (EU) nr 1143/2014 av den 22 oktober 2014 om} före-byggande och hantering av introduktion och spridning av invasiva främmande arter.

(9)

Uppgifter om kostnader och nyttor är i vissa fall begränsade och i andra fall mer tillgängliga. För att kunna bedöma skadekostnader av en art krävs ingående kunskap om vilken påverkan den har. Denna information är för vissa arter riklig och för andra mer begränsad. Således behandlas vissa arter mer utförligt och andra mer översiktligt. En fullständig vetenskaplig litteratur genomgång har inte kunnat göras i projektet och rapporten bygger därför i stor utsträckning på sammanfattat material om varje art.

För varje art och hanteringsalternativ görs en bedömning av förväntad rangordning mellan hanteringsalternativen vad gäller förhållandet mellan nyttor och kostnader (nyttokostnadsförhållandet, dvs. den förväntade kvoten mellan nyttor och kostnader). Det hanteringsalternativ som rangordnas högst anses vara det bästa alternativet ur ett samhällsekonomiskt perspektiv.

Figur S2 visar en sammanfattande matris över resultaten och de samhälls ekonomiskt rekommenderade hanteringsalternativen för samtliga tio arter. Yaxeln visar artens aktuella påverkan i Sverige. Xaxeln visar potentiell påverkan vid inaktivitet och baseras på en kvalitativ viktning av sannolik heten för påverkan och omfattningen av denna påverkan om inget av hante ringsalternativen sätts in. För de flesta arter är den aktuella påverkan lägre än den potentiella påverkan, vilket betyder att det krävs snabba åtgärder. Varje arts placering i matrisen baseras på en kvalitativ viktning av den information som presenteras om varje art i denna rapport.

Lå gH ög Låg Hög Nuvarande påverkan Potentiell påverkan Skunkkalla Signalkräfta (spridningsbegränsning/ ev. utrotning) Vresros (utrotning/spridnings-begränsning) (utrotning) Mårdhund Parkslide (utrotning/spridnings-begränsning (populations-begränsning) Bisam (utrotning/populations-begränsning) Ullhandskrabba (populationsbegränsning) Kabomba (ev. utrotning) Gulbukig vattensköldpadda (utrotning) Tromsöloka (utrotning/spridnings-begränsning)

Figur S2. Aktuell och potentiell påverkan av de tio arterna samt rekommenderade hanteringsstrate-gier. Röd färg indikerar arter som redan idag har en stor påverkan. Orange färg indikerar arter som har en lägre påverkansgrad idag men potentiellt hög i framtiden om inga åtgärder vidtas. Blå färg

indikerar arter där påverkansgraden är låg och det inte finns tydliga bevis för en potentiell framtida hög påverkansgrad.

(10)

Summary

In this report we analyse the costs and benefits associated with different management options for a selection of ten invasive alien species, all occurring in Sweden.

1) Raccoon dog (Nyctereutes procyonoides) 2) Muskrat (Ondatra zibethicus)

3) Chinese mittencrab (Eriocheir sinensis) 4) Signal crayfish (Pacifastacus leniusculus)

5) Redeared/yellowbellied slider (Trachemys scripta) 6) Cabomba (Cabomba caroliniana)

7) American skunk cabbage (Lysichiton americanus) 8) Persian hogweed (Heracleum persicum)

9) Japanese knotweed (Reynoutria japonica) 10) Japanese rose (Rosa rugosa)

The study is based on the analysis of three different management options: eradication (complete or partial), population control and containment (in the sense of the EU legislation EU 1143/20141). To assess which alternatives are preferable from a socioeconomic perspective, we have used costbenefit ana lysis. Because of limited data availability we have been unable to carry out exhaustive costbenefit analyses for some of the species. For that reason, the monetary estimates of costs and benefits are supplemented with qualitative and semiquantitative assessments. Figure S1 shows the aims of the study, i.e. to compare the socioeconomic costs and benefits of the different manage ment options. In this context, benefits are calculated as the avoided costs of damage.

The availability of data on costs and benefits is limited in some cases, while in others, data is more accessible. The assessment of damage costs for a given species requires extensive and indepth knowledge of the impact(s) of that species. For some species this information will be limited, while it is abundant for others. Consequently, some species have been treated in depth and others with somewhat less detail.

The report is to a large degree based on aggregated information for each of the species, since the project scope did not include a complete scientific lit erature search.

For each of the species the management options are ranked according to their estimated costbenefit ratio (i.e. the benefits divided by the costs). The management option with the highest score is considered the most favourable option from a socioeconomic perspective.

Figure S2 gives a summary matrix of the results and the recommended management options for all the ten species.

(11)

The Yaxis shows the current impact level for each species and the Xaxis shows the potential impact under a nonintervention scenario. This is based on a qualitative weighting of the probability of impact and severity of impact, given that none of the management options are implemented. For most species, current impact lies below potential impact, meaning that rapid intervention is essential.

Each species is placed in the matrix according to a qualitative weighting of the information given in this report.

(12)

1 Inledning

1.1 Bakgrund

• Drygt 380 främmande arter bedöms som invasiva i Sverige (NOBANIS). • Introduktionerna av arterna har främst varit avsiktliga.

• Invasiva främmande arter hotar den biologiska mångfalden och mänskliga aktiviteter. Nationellt pågår arbete med att utforma lagstiftning för att genomföra EU-förordningen (EU) nr 1143/2014 och vägledningar för denna.

• Prioriteringar av åtgärder krävs då det bl.a. kan saknas lämpliga metoder, om kostnaden relativt nyttan av åtgärden är oproportionerlig.

• Denna rapport syftar till att underlätta de nationella prioriteringarna genom att belysa kostnader och nyttor med olika hanteringsalternativ för tio utvalda arter som finns etablerade i landet.

Invasiva främmande arter definieras enligt Konventionen om biologisk mångfald (CBD 2002)2_som

1) främmande: ”har med människans hjälp – antingen direkt eller

indirekt – introducerats utanför sitt tidigare eller aktuella naturliga utbredningsområde”

2) invasiva: ”har negativ påverkan på den biologiska mångfalden,

socio-ekonomiska värden eller människors hälsa”

I Sverige finns enligt de senaste uppgifterna 2 191 främmande arter, varav 387 anses invasiva enligt ovanstående definition (statistik från www.nobanis. org, 22 juni 2016). Clavero och GarciaBerthou (2005) uppger att påver kan från invasiva främmande arter utgör en betydande orsak till utrotning av arter. Dessa uppgifter antyder att invasiva främmande arter direkt har orsakat utrotning av åtminstone 34 arter globalt och har bidragit till utrot ning av ytterligare åtminstone 58 arter. Sedan studien är gjord har den nega tiva påverkan ökat, vilket sannolikt betyder att allt fler arter nu har utrotats och påverkan på den biologiska mångfalden tilltar. Det är därför viktigt att de invasiva främmande arternas påverkan på växter och djur hanteras.

Invasiva främmande arter tas oftast in avsiktligt för att pryda träd gårdar eller för att odlas, jagas eller fiskas. Så är till exempel fallet med träd och grödor från andra kontinenter, prydnadsväxter, husdjur eller djur som används för exempelvis pälsproduktion. Vissa av arterna har avsikt ligt placerats ut i naturen och vissa har spridit sig till naturen från de

2 _{Andra definitioner finns för invasiva främmande arter, bl.a. i Europaparlamentets och rådets förordning} (EU) nr 1143/2014 av den 22 oktober 2014 om förebyggande och hantering av introduktion och sprid-ning av invasiva främmande arter.

(13)

kontrollerade miljöer där de från början var avsedda. Andra arter har oavsiktligt introducerats i till en ny miljö, till exempel genom barlastvatten i fartyg, i flygfrakt eller fraktcontainrar (Silva, 2014). Figur 1 illustrerar de kända spridningsvägarna för främmande arter i Sverige, däribland de invasiva, och visar tydligt att trädgårdsodling är den vanligaste spridnings vägen sett till antalet introducerade arter, följt av jordbruk, transport och barlastvatten och sediment.

0 250 500 750 1000 Okänt Inte invasiv Jordbru k Fiske Djurhållnin g AkvakulturAkvarier

Barlastvatten och sediment Biologisk kontroll

RymlingarFiskeriSkogsbru k Trädgårdsnäring Båtskro v Jakt Landskapsarkitektu r Medicina l Prydna d Återintroduktion Sekundär introduktio n Transporte r

Figur 1. Antal främmande arter per spridningsväg i Sverige (källa: www.nobanis.org).

Inom Sverige hanteras främmande arter med olika styrmedel. Ett nytt över gripande ramverk är EUförordningen om förebyggande och hantering av introduktion och spridning av invasiva främmande arter (EU 1143/2014), som anger att medlemsstaterna ska förhindra introduktion och spridning av de invasiva främmande arter som omfattas av förordningen. Den första förteckningen över prioriterade arter trädde i kraft 3 augusti 2016 (EU 2016/11413_{) och den första uppdaterade förteckningen trädde i kraft ett år}

efter (EU 2017/12634_{). Enligt förordningen ska unionsförteckningen upp}

dateras minst en gång vart sjätte år.

I denna rapport undersöks kostnader och nyttor med olika hanterings alternativ för tio utvalda arter. Arturvalet har gjorts av Naturvårdsverket

3 _{Kommissionens genomförandeförordning (EU) 2016/1141 av den 13 juli 2016 om antagande av en} förteckning över invasiva främmande arter av unionsbetydelse i enlighet med Europaparlamentets och rådets förordning (EU) nr 1143/2014.

4 _{Kommissionens genomförandeförordning (EU) 2017/1263 av den 12 juli 2017 om uppdatering av den} förteckning över invasiva främmande arter av unionsbetydelse som fastställs i genomförandeförordning (EU) 2016/1141 i enlighet med Europaparlamentets och rådets förordning (EU) nr 1143/2014.

(14)

och Havsoch vattenmyndigheten baserat på de diskussioner om arterna som förts under 2016. Samtliga arter förutom parkslide och vresros omfattas av EUförordningen:

• Mårdhund (Nyctereutes procyonoides) • Bisam (Ondatra zibethicus)

• Ullhandskrabba (Eriocheir sinensis) • Signalkräfta (Pacifastacus leniusculus)

• Gulbukig vattensköldpadda (Trachemys scripta) • Kabomba (Cabomba caroliniana)

• Gul skunkkalla (Lysichiton americanus) • Tromsöloka (Heracleum persicum) • Parkslide (Reynoutria japonica) • Vresros (Rosa rugosa)

Alla dessa arter är inte etablerade eller kan fortplanta sig i Sverige. Åtgärderna för arterna som finns på unionsförteckningen ska baseras på en kostnads nytto analys. Kunskapen om förekomst och arternas spridning för var och en av dessa tio arter varierar stort.

1.2 Syfte och omfattning

Syftet med denna rapport är att för var och en av de tio arterna tillhandahålla bedömningar av ekonomiska kostnader och nyttor för olika handlingsalter nativ. Bedömningarna är avsedda som underlag för myndig heternas priorite ringar, främst av fysiska åtgärder. Förebyggande åtgärder, såsom restriktioner i regelverk, eller kunskapsuppbyggande åtgärder såsom information, har inte belysts i lika stor utsträckning. Några kommentarer om bedömningarnas omfattning:

• Fokus är på åtgärder i Sverige, men vi är medvetna om att nyttor kan uppstå även på andra håll. En åtgärd i Sverige kan till exempel ge nyttor i andra länder och vice versa. I vissa fall behövs koordinerade åtgärder samtidigt i flera länder för att nå ett gott resultat.

• Vi inkluderar i allmänhet inte administrativa kostnader när vi bedömer åtgärdskostnader, då det ofta saknas underlag för att beräkna sådana kost nader. I analyserna antas dessa kostnader vara en fast summa för varje art, lika för alla arter, oberoende av typ eller mängden åtgärder. För vissa arter är det inte möjligt att separera de administrativa kostnaderna från kost naderna för de fysiska åtgärderna.

• Vissa arter orsakar inte enbart skadekostnader utan också nyttor. Signal kräftan är till exempel en nationellt viktig resurs såväl för yrkesfiske som för fiske på enskilt vatten. För andra arter finns andra nyttor som till exempel prydnads användning. I de flesta fall uppkommer dessa värden under kontrollerade förhållanden (t.ex. odling eller uppfödning) och är inget som nödvändigtvis uppstår för arter som lever vilda ute i naturen.

(15)

• Tid är en viktig faktor. Tidiga åtgärder är vanligtvis mer effektiva och mindre kostsamma än sena för att hindra att arterna etableras och sprids. För arter med snabb populationsökning är detta särskilt relevant. Hanterings alternativet med lägst kostnad är förebyggande åtgärder, det vill säga att förhindra arten från att introduceras och etableras. Samtliga tio arterna i rapporten förekommer dock redan i Sverige och flera av dem är invasiva. Analysen som ligger till grund för rekommendationerna i rapporten baseras inte på spridningsmodeller eller på teknisk genomför barhet. Det förs dock ett resonemang kring dessa faktorer.

• Uppgifter om kostnader och nyttor är i vissa fall begränsade och i andra fall mer utförliga. En förutsättning för att kunna göra nyttobedömningar är att man känner till skadekostnaderna, eftersom undvikna skadekost nader kan ses som den huvudsakliga nyttan med åtgärderna. För att kunna bedöma skadekostnader krävs ingående kunskap om artens påver kan. Denna information är utförlig för vissa arter men mer begränsad för andra. Således tas vissa arter upp mer utförligt och andra mer översikt ligt. En fullständig vetenskaplig litteraturgenomgång har inte kunnat göras i detta projekt. Vi har därför i stor omfattning förlitat oss på samman fattat material i olika faktablad, till exempel NOBANIS (Europeiska nät verket för invasiva främmande arter) och den globala databasen Global Invasive Species Database och GBNNS (Great Britain nonnative species secretariat). När det gäller åtgärdskostnader bedöms dessa i kronor där så är möjligt, baserat på uppgifter i litteratur och från kontaktade exper ter. I många fall är det dock inte möjligt att utan betydligt djupare studier dra några säkra slutsatser om åtgärdskostnader – i dessa fall presenteras åtgärdskostnader som ”små”, ”stora”, osv.

(16)

2 Metod

2.1 Kostnads-nyttoanalys

En kostnadsnyttoanalys (CBA) görs genom att man strukturerar och jämför vilka positiva och negativa effekter (nyttor och kostnader) som uppstår för människors välbefinnande av en policy, en åtgärd, ett projekt eller liknande. Analyser av kostnader och nyttor förknippade med hanteringsåtgärder för invasiva främmande arter kan användas i beslutsfattandet på olika sätt. Först och främst kan en beskrivning av effekterna ur ett samhällsekonomiskt (men inte nödvändigtvis monetärt) perspektiv bidra med underlag för prioritering med hänsyn till att resurser är begränsade. För det andra kan det underlätta förståelsen av och acceptansen för utgifter i samband med åtgärder. Analysen kan indikera skäliga kompromisser mellan

a. Att lägga resurser på hantering av invasiva främmande arter respektive andra policyområden, däribland annan miljöpolicy

b. Resursanvändning fördelat på bekämpande av olika arter (vissa arter behöver mer uppmärksamhet och resurser än andra) samt indikera: c. Vilka åtgärder som bör väljas för en viss art.

Ett viktigt syfte med en lönsamhetsanalys är att avgöra om en åtgärd eller ett åtgärdspaket är ekonomiskt lönsamt för samhället. Detta görs genom att kostnader och nyttor förknippade med en viss åtgärd jämförs med ett referens alternativ. I denna studie är referensalternativet ett ”nollalternativ”, det vill säga en situation där inga ytterligare styrmedel eller åtgärder införs. I de flesta fall innebär detta en fortsatt populationstillväxt för arten.

Trots att målet är att tolka så många nyttor och kostnader som möjligt i monetära termer finns det oftast vissa effekter som är svåra att mäta. Till exempel kan invasiva arter påverka tillhandahållandet av ekosystemtjänster som inte har något uttalat värde på en marknad, alternativt bara delvis har ett sådant. Exempel på sådana ekosystemtjänster kan vara rening av vatten eller luft, reglering av vattenflöden, tillhanda hållande av föda och andra resurser eller kulturella värden i form av exempelvis rekreation. Figur 2 illustrerar lön samhetsanalysens huvudprincip i denna bemärkelse.

Kostnadsnyttoanalys används som en metodisk grund för analysen, men på grund av begränsade data presenteras ingen fullständig CBA för de respektive arterna med beräkningar av nettonuvärde för olika hanterings alternativ eller en bedömning av fördelningseffekter och finansiella effekter i monetära termer. I stället görs en bedömning av hanteringsalternativens för väntade rangordning när det gäller förhållandet mellan nyttor och kostnader (nytto–kostnadsförhållande, dvs. kvoten mellan nyttor och kostnader). Det hanteringsalternativ som rankas högst anses vara det bästa alternativet ur ett samhällsekonomiskt perspektiv.

(17)

NATURVÅRDSVERKET RAPPORT 6809

En kostnads-nyttoanalys av svenska hanteringsalternativ för tio invasiva främmande arter

Jämförelse av posiva och negava ekonomiska effekter monetära

termer monetäratermer monetäratermer monetäratermer

Ekonomiska effekter

Jämförelse av posiva och negava ekonomiska effekter Posiva effekter (nyor)

Svåra a urycka i monetära termer Svåra a urycka i monetära termer Möjliga a urycka i monetära termer Möjliga a urycka i monetära termer

Negava effekter (kostnader)

Figur 2. Kostnads-nyttoanalysens principer. Även kostnader och nyttor som är svåra att uttrycka i monetära termer är viktiga att ta med.

En kostnadsnyttoanalys beaktar kostnader och nyttor över en given tids period. I denna rapport är tidsperioden ganska lång och omfattar även potentiella effekter flera decennier framåt i tiden. Det är dock svårt att göra bedömningar om huruvida en effekt kommer att bli verklighet inom 10, 20 eller 30 år och hur en population kommer att utvecklas över tid. Tids horisonten för analysen är därför inte helt specifik i denna rapport utan har snarare ett långsiktigt per spektiv som utgångspunkt för diskussioner.

2.2 Hanteringskostnader

Vanligtvis finns ett antal potentiella åtgärder för varje art. En generell indelning av åtgärder kan göras mellan åtgärder som syftar till

a) utrotning (utrotning av lokala populationer eller total utrotning) b) populationsbegränsning

c) spridningsbegränsning.

Till exempel (vilket kommer att diskuteras ytterligare för var och en av arterna i nästa kapitel) kan man begränsa spridningen av invasiva växtarter genom att förhindra att jord som innehåller frön eller stamutlöpare flyttas till andra ställen. För att kontrollera populationen av invasiva däggdjur kan steri lisering eller avlivning vara en möjlighet. För att utrota en lokal population av en växtart kan man ta bort växten och dess rötter på mekanisk väg. Det är dock ofta svårt att dela in åtgärderna i tydligt avskilda kategorier. Till exempel tenderar åtgärder för utrotning eller populationsbegränsning att även begränsa spridningen, och åtgärder för att begränsa spridningen är också ett sätt att begränsa populationen. Trots att termerna alltså inte är helt avskilda är det lämpligt att diskutera åtgärderna i dessa kategorier för att se vilka potentiella kompromisser som kan göras mellan olika typer av åtgärder.

Den totala kostnaden för att hantera invasiva främmande arter kan ses som summan av kostnader för fysisk hantering av arterna och för de (åter stående) skadekostnader som arterna orsakar. Om man vill studera

(18)

kompromisser mellan hanteringsalternativen är den här summeringen dock inte särskilt användbar, utan det är kostnaden och nyttan av den förändring som en åtgärd medför som är relevant i en beslutssituation. Denna rapport presenterar alltså inte summeringar av dessa olika kategorier av ”kostnader” (där undvikna kostnader ses som nyttorna med åtgärderna). I andra studier med andra syften kan däremot denna typ av summering vara användbar för att förstå storleken av de totala kostnader som före komsten av invasiva främ mande arter (inklusive hanteringen av dem i dag eller i fram tiden, samt deras påverkan) medför, se till exempel Gren (2007) eller Kettunen m.fl. (2008). Figur 3 illustrerar de två olika metoderna, varav den till höger är den som är relevant för denna rapport.

Slutligen bör även påpekas att vissa åtgärder i sig leder till samhälls ekono miska kostnader utöver de ekonomiska resurser som krävs för att genomföra själva åtgärden, till exempel genom en effekt på miljön. Använd ning av bekämpningsmedel kan till exempel orsaka skada på ickemålarter eller det lokala ekosystemet. Även om dessa kostnader ofta är svåra att kvantifiera bör de inkluderas i en bedömning av åtgärdskostnader.

Kostnader för åtgärder Kostnader av återstående effekter trots åtgärder

Studie av totala kostnader

Total kostnad på grund av arten Kostnader Kostnader för åtgärder Jämförelse Nyor Undvikna skadekostnader genom åtgärder

Studie av kostnader och nyor av åtgärder

Figur 3. Beroende av studiens syfte är olika metoder möjliga. För denna studie jämförs åtgärdskost-nader med de nyttor som åtgärderna leder till i form av undvikna skadekoståtgärdskost-nader enligt den högra figuren.

2.3 Undvikna skadekostnader som ett mått

på nyttor

Utan tillräckliga åtgärder kommer de invasiva främmande arterna att ge upphov till skadekostnader. Som angetts ovan definieras åtgärdernas nyttor som undvikna skadekostnader. För att uppskatta dessa nyttor måste effekterna av åtgärderna klargöras så mycket som möjligt. Till exempel är information om en viss åtgärds förmåga att reducera populationen eller spridningen av en art till nya områden avgörande. På grund av otillräcklig kunskap om dessa effekter så måste de ofta skattas utifrån olika antaganden.

För att bedöma skadekostnader är begreppet ekosystemtjänster ett användbart verktyg. Ekosystemtjänster kan grovt delas in i stödjande, reglerande, försörjande och kulturella tjänster och kan definieras som

(19)

”eko systemens direkta och indirekta bidrag till människors välbefinnande” (TEEB, 2010). Det som är viktigt med denna definition är att den inte bara omfattar synliga tjänster såsom råmaterial eller livsmedel, utan också mer indirekta tjänster som genom en kedja av processer gynnar oss människor. Även om det ofta inte är möjligt att göra kvantitativa uppskattningar av en invasiv främmande arts påverkan på biologisk mångfald och hur detta påverkar produktionen av ekosystemtjänster, och hur det i sin tur påverkar människors välbefinnande, så kan man ange när fall sådana kopplingar existerar. I denna rapport antas en negativ effekt på den biologiska mång falden ha samhällsekonomiska konsekvenser, antingen i form av förlorat användarvärde eller förlorat ickeanvändarvärde5_{, eller både och.}

För vart och ett av handlingsalternativen kan minskningen i skade kostnader beskrivas utifrån den potentiella effekt de ger, vilket inkluderar både effekter som direkt påverkar människors välbefinnande och effekter som mer indirekt påverkar människors välbefinnande. Följande lista av potentiella effekter används för varje handlingsalternativ i denna rapport:

• Effekter på ekosystemtjänster – Stödjande tjänster

– Reglerande tjänster – Försörjande tjänster – Kulturella tjänster

• Effekter på biologisk mångfald • Effekter på människors hälsa • Övriga effekter

Det är viktigt att komma ihåg att dessa kategorier inte är inte utesluter varandra. Till exempel kan en art som har en effekt på livsmiljöer (stöd jande tjänster) också ha en effekt på den biologiska mångfalden och hälso aspekter (reglerande och kulturella tjänster). Detta måste särskilt beaktas när man för söker uppskatta de monetära effekterna eftersom det kan leda till dubbel räkningar. Som en grov identifiering av konsekvenserna är listan dock användbar för att fastställa en arts viktigaste effekter enligt generella kategorier.

Värderingen av effekter kan uttryckas kvalitativt (i ord), semikvantitativt (i någon form av skala som indikerar om effekten är stor eller liten), kvan titativt (i fysiska enheter som hektar påverkat habitat eller liknande) eller monetärt (i kronor, euro osv.). Naturvårdsverket (2015) har tagit fram en vägledning för värdering av ekosystemtjänster där dessa begrepp vidare för klaras och exemplifieras.

5 _{Med användarvärde menas det värde som är förknippat med användning av en resurs. För biologisk} mångfald kan ett exempel vara rekreationsvärden i en artrik miljö. Med icke-användarvärden menas att individer av olika skäl värdesätter biologisk mångfald som sådan, oavsett om de använder resursen (t.ex. vistas i området) eller inte. Dessa två värdebegrepp är två av huvudkategorierna i det som brukar kallas Totalt Ekonomiskt Värde (TEV), se Naturvårdsverket (2015).

(20)

2.4 Utmaningar

Att bedöma kostnader och nyttor med olika hanteringsalternativ för invasiva främmande arter är förknippat med ett antal utmaningar, till exempel

följande:

• Allmän kunskap om skador som orsakas av en specifik art är brist fällig. Detta gäller för samtliga arter som analyserats. För många arter ökar kunskapen över tid allteftersom man får större erfarenhet av arten. Trots detta är det på grund av ekosystemens komplexitet troligt att det fort farande finns positiva eller negativa konsekvenser som inte upptäckts. • Att kvantifiera skadekostnader är generellt sett svårt eftersom det är för

knippat med stor osäkerhet och eftersom konsekvenserna utvecklas i en kedja av processer där varje process innehåller osäkerheter. När det till exempel finns osäkerhet om den befintliga populationen av ett invasivt främmande rovdjur är även dess effekter på populationer av bytesdjur ännu mer osäkra (och denna populations effekter på nivån under i näringsväven blir ännu mer osäkra osv.).

• Att kvantifiera åtgärdskostnader är också förknippat med utmaningar eftersom åtgärdernas effekt på populationen kan vara svår att bedöma i förhand. Vidare kan åtgärderna också leda till andra samhällsekonomiska konsekvenser, till exempel till följd av miljöpåverkan, som är svåra att förutspå och/eller värdera.

• Den marginella effekten av olika typer av åtgärder är svår att bedöma och kräver kontinuerlig forskning och erfarenhet. Hur effektivt är det t. ex. att låta en växtart betas eller skäras bort för att förhindra dess spridning, och i vilken omfattning undviker man skadekostnader på grund av dessa effekter? Hur effektiv är en informationskampanj för att förändra människors faktiska beteende? Hur stora ansträngningar krävs för att förhindra att populationen växer eller sprids, och hur stora ansträngningar krävs för att utrota den helt? På grund av att det för många åtgärder är svårt att svara på den här typen av frågor måste analysen i många fall baseras på mer kvalitativa bedömningar.

• Riskperspektivet är särskilt relevant för hanteringen av invasiva främ mande arter eftersom vissa av dem kan orsaka mycket stora effekter om de hanteras på fel sätt. Risk beskrivs vanligtvis av två komponen ter – sanno likheten för att en särskild händelse inträffar och konse kvenserna om den inträffar. Vilka är nyttorna med att rikta in sig på en potentiellt stor men mycket osannolik konsekvens jämfört med nyttorna av att undvika en liten men mycket sannolik konsekvens? Under vilka omständigheter bör vi prioritera annorlunda i dessa två situationer?

(21)

(Nyctereutes procyonoides)

• Förekomst: etablerad i Sverige (uppskattningsvis under 100 individer).

• Påverkan: inkluderar predation, konkurrens med andra arter, spridning

av sjukdomar och parasiter.

• Hanteringsåtgärder: bland annat övervakning och infångning för

sterilisering eller avlivning.

• Rekommendation: populationsbegränsning och spridnings begränsning

rekommenderas ur ett ekonomiskt perspektiv.

3 Tillämpning på tio arter

3.1 Mårdhund

3.1.1 Om arten

Mårdhunden (Nyctereutes procyonoides) är cirka 30–50 cm i mankhöjd och har en kroppslängd på 50–70 cm, vilket gör den ungefär lika stor som en räv men med kortare ben och svans. Den väger ungefär 4–6 kg på sommaren och 6–13 kg under senhösten. Dess färg varierar från gul till grå eller rödaktig, med mörkbrun päls på ben, bröst och hals. Det naturliga beståndet täcker stora delar av Kina, nordöstra Indokina, Korea, östra Sibirien, Mongoliet och Japan (Ward och WursterHill 1990, Kauhala och Saeki 2004). Under perioden mellan 1920 och 1950 introducerades den som pälsvilt i den euro peiska delen av forna Sovjetunionen, varefter den sedan spred sig till många europeiska länder. Mårdhunden är en opportunistisk allätare. Födoutbudet är brett och består bland annat av kadaver, amfibier, växtmaterial, fågelägg, små däggdjur och ryggradslösa djur, beroende på tillgången på födoresurser (Sutor m.fl. 2010).

Enligt Kowalczyk (2014) kom arten först till Finland år 1935. Därefter följde Sverige 1947 och sedan Rumänien 1952, Polen 1955, Slovakien 1959, Tyskland och Ungern 1961–62, Österrike 1962, Frankrike 1979, Norge 1983 och Schweiz 1997. Den är allmänt utbredd och vanlig i Finland, Polen, Vitryssland, Lettland, Litauen, Estland, Ukraina, västra Ryssland och Tyskland. Arten är sällsynt i Sverige och Danmark. Den förekommer även i Tjeckien, Slovakien, Ungern, Bulgarien, Serbien, Moldavien och Rumänien och har setts sporadiskt i Österrike, Bosnien, Frankrike, Nederländerna, Norge, Slovenien, Schweiz, Spanien och Italien.

Figur 4. Mårdhund (Nyctereutes procyonoides) © User:Karlakas / Wikimedia Commons / CC-BY-SA-3.0.

(22)

Svenska Jägareförbundets senaste upp skattning var att populationens storlek i Sverige låg på ungefär 130 individer i de norra delarna av landet, nära den finska gränsen (se figur 5). Sedan dess har popu lationen minskat och bedöms idag ligga under hundra djur (Fredrik Dahl och Per Arne Åhlén, personlig kommunikation, 2016). Förutsatt att åtgärder för att kon trollera populationen fortsätter uppskattar Jägareförbundet att populationen kan hållas på en mycket låg nivå, princip bara invand rade djur som relativt enkelt kan hanteras. Om inga åtgärder vidtas kan populatio nen däremot förväntas öka till omkring 650 mårdhundar under en femårsperiod, 2 500 på tio år och 10 000 på femton år (MIRDINEC slutrapport, 2013).

3.1.2 Påverkan

ALLMÄN PÅVERKAN

Mårdhunden har två huvudsakliga negativa effekter på ekosystemet: påverkan på bytes djur på grund av predation och konkurrens med andra arter med samma typ av föda. Mulder (2012) konstaterar i en översikt av mårdhundens ekologi att det inte finns några bevis på negativ effekt på dess bytespopula

tioner. Risken för negativa effekter på vattenfåglar, särskilt markhäckande arter och amfibier, i synnerhet grodor, beskrivs däremot i många andra litteratur källor, inklusive den riskanalys som gjorts inför att föra upp arten på EU:s förteckning över invasiva främmande arter. Mårdhunden är en pre dator på ägg och fågelungar från markhäckande fåglar. Predationens effekt på fågelpopulationen (t.ex. ejder) är omdiskuterad. Kauhala och Auniola (2001) konstaterar att effekten av mårdhundens predation i den finska skär gården varierar från område till område, beroende av tillgängligheten på föda och den lokala faunans sammansättning. Sutor m.fl. (2010) konstaterar för Tyskland att predationstrycket på allmänt utbredda fågelarter är lågt men att negativa effekter på små och isolerade fågelpopulationer inte kan uteslutas. I Sverige drar Dahl och Åhlén i en ny opublicerad studie från ett fältexperi ment slutsatsen att predationen på artificiellt konstruerade bon i skär gården är hög. Det är ännu oklart i vilken utsträckning detta gäller även för natur liga bon. Dahl och Åhlén finner dock att mårdhunden (som är en god sim mare) har förmågan att flytta från ö till ö för att livnära sig på fågelbon.

Figur 5. Bekräftade förekomster av

Nyctereutes procyonoides i Sverige

mellan 2010 och 2015 i Europeiska Miljöbyråns referensrutnät. Av dessa observerade individer har cirka 95 procent infångats och/eller avlivats. Källa: mårdhundsprojektet.

(23)

Fåglar som saknar en naturlig predator kan vara särskilt utsatta för mård hundens predation. Det finns alltså tecken på stora predationsrisker, vilka kan bli ett större problem om populationen av mårdhund ökar i framtiden.

När det gäller grodor konstaterar Mulder (2012) att grodpopulationer på i synnerhet små öar kan hotas av mårdhundens närvaro. Detta konstaterande baseras på en finsk studie av Kauhala (1996) som tyder på att grodpopulatio ner har försvunnit från vissa öar i Finland efter mårdhundens ankomst, samti digt som populationerna inte har minskat på de yttre öarna där mårdhunden inte förekommer. Flera amfibiearter i Sverige är hotade (ArtDatabanken, 2015) och mårdhundens närvaro skulle kunna utgöra ett betydande ytter ligare hot mot dessa populationer.

När det gäller konkurrens med andra arter har Sidorovic m.fl. (2000) gjort en studie i norra Vitryssland om den födomässiga överlappningen mellan mårdhunden och brunbjörnen, lodjuret, mården, grävlingen, rödräven och illern och drar slutsatsen att resurskonkurrensen under april till oktober är liten. Senare under vintern är mårdhunden inte särskilt aktiv – den sover mest i sitt ide. Under senhöst och tidig vinter livnär sig mårdhunden däremot på kadaver, vilket gör att denna källa förbrukas för andra arter. Sidorovic m.fl. (2000) konstaterar att den främsta konkurrensen är med illern, men att det också finns viss negativ korrelation mellan mård hund populationerna och rödräv, mård, grävling och brunbjörn. Som Mulder samman fattar (2012) antyder dock ett antal studier i Centraleuropa istället att förekomsten av mårdhunden inte leder till en minskning av antalet grävlingar. Jedrzejewska och Jedrzejewski (1998) drar slutsatsen att dessa två arter kan samexistera och utnyttja tillgängliga resurser med minimal konkurrens. Samma mönster ses i litteraturen om mårdhund och rödräv, där vissa källor anger att det finns en viss konkurrens medan andra menar att det finns goda möjligheter till samexistens (Mulder, 2012).

En annan faktor i den potentiella konkurrensen mellan arterna kan, för utom tillgången på föda, vara konkurrensen om gryt. Enligt Mulders översikt (2012) finns det dock ett antal studier som antyder att rävar, grävlingar och mårdhundar ofta delar samma gryt.

Arten kan bidra till spridning av sjukdomar och parasiter, varav vissa kan ha konsekvenser för människors hälsa och reglerande ekosystemtjäns ter när det gäller ekosystemens möjlighet till biologisk kontroll. Oerlemans och Koene (2008) samt Sutor m.fl. (2014) anger ett antal parasiter och sjuk domar som mårdhunden är potentiell bärare av: rävens dvärgbandmask, rabies, skabb och trikiner. Kauhala och Kowalczyk (2011) nämner också studier som antyder att andra virus som SARS och fågelinfluensa H5N1 har hittats hos mårdhundar i Kina, och valpsjuka (CDV) hos mårdhundar i Japan. Mårdhundens roll som bärare av dessa virus har dock inte studerats till räckligt.

När det gäller rabies har rödräven varit den huvudsakliga landlevande bäraren i Europa sedan andra världskriget, men mårdhundens betydelse som bärare har nyligen ökat kraftigt (t.ex. WHO, 2009). Vaccinering av vilda

(24)

djur kan minska spridningen av rabies, men studier antyder att de befintliga strategierna inte är tillräckliga för att förhindra spridningen av rabies i en population med två viktiga vektorarter (Kauhala och Kowalczyk, 2011). En etablering av en svensk mårdhundpopulation liknande den finska skulle öka den sammanlagda tätheten av vuxna rävar och mårdhundar i Sverige över gränsvärdet för vad som krävs för spridning av den epizootiska sjukdomen rabies i centrala och norra Sverige (Holmala och Kauhala, 2006).

Rävens dvärgbandmask (Echinococcus multilocularis) kan vara mycket skadlig för människor. Historiskt har rödräven varit den huvudsakliga bära ren av rävens dvärgbandmask, men även mårdhundar bär på den här para siten och ökade populationer kan innebära en risk (Laurimaa m.fl., 2016). I polska områden där rävens dvärgbandmask är allmänt förekommande hit tades dess DNA i 23 procent av prover innehållande vilda bär och svampar (Lass m.fl., 2015), vilket tydligt belyser risken med att plocka och äta vilda bär från dessa områden. Rävens dvärgbandmask hittades även i flera fall i köksträdgårdar i dessa stadsområden. Även trikiner, en grupp rundmaskar som lever som parasiter, bärs av mårdhunden (och även av rödräv, grävling, vildsvin och björn).

Det kan även finnas vissa positiva effekter av mårdhundpopulationerna. I Finland jagas till exempel mårdhunden fortfarande för sin päls (Kowalczyk, 2014). I denna bemärkelse kan mårdhundpopulationerna bidra till försör jande ekosystemtjänster.

AKTUELL OCH POTENTIELL PÅVERKAN I SVERIGE

På grund av den förhållandevis lilla populationen i Sverige kan den aktuella påverkan förväntas vara lokal. Om populationen tillåts växa blir dock alla potentiella effekter ovan relevanta. En högre sammanlagd täthet av vuxna rävar och mårdhundar i Sverige ökar avsevärt risken för vidare spridning och utbrott av både rabies och rävens dvärgbandmask. Mårdhunden har en betyd ligt högre populationstäthet än rödräv, upp till 2–300 per 1000 ha, jämfört med rävens 7–8 per 1000 ha. En bred spridning av rävens dvärgbandmask får sannolikt betydande effekter på plockandet och användandet av vilda bär och svampar. Sjukdomen, som är dödlig för människor om den inte behand las, kan överföras genom oavsiktlig förtäring av ägg, vilka bland annat kan spridas via husdjurs päls eller i avföring som har kommit i kontakt med bär eller svampar. Trots att parasiten dör om bären kokas är det högst sannolikt att risken för infektion får en negativ påverkan på detta traditionella och socioekonomiskt viktiga självförsörjningssätt. Även om bärplockning i viss utsträckning har överlevt i Centraleuropa där rävens dvärgbandmask är vanlig kommer sannolikt andelen människor som plockar bär i de nordiska länderna att minska, och därmed även det realiserade värdet av försörjande ekosystem tjänster i Sverige.

I dag är klimatet tillräckligt varmt för att en population ska kunna etablera sig och fortplanta sig i norra Sverige där den har kontakt med den finska populationen. Ett varmare klimat skulle sannolikt förkorta den period under vilken mårdhunden är inaktiv. Konsekvenserna av detta, till exempel

(25)

för dess bytesdjur och för potentiellt konkurrerande arter såsom rödräven och grävlingen, är svåra att förutse eftersom även växtsäsongen troligen också förlängs.

Om ingen åtgärd vidtas är fortsatt spridning och snabba populations ökningar att vänta. Ett varmare klimat kan dessutom öka fortplantningen i de norra delarna av Sverige och även leda till ett större populationstryck i norra Finland, vilket kan medföra ökad immigration till Sverige från den finska mårdhundpopulationen.

Tabell 1. Mårdhund: Sammanfattning av effekter.

Typ av effekt Allmänt för arten

Aktuell effekt i Sverige Potentiell effekt i Sverige Ekosystemtjänster

Stödjande Möjliga effekter på grund av predation och

potentiell konkurrens med andra arter. – – –

Reglerande Möjliga effekter genom spridning av sjukdomar

och parasiter. 0 – –

Försörjande Möjliga effekter genom parasitsmitta på vilda

bär och svampar. 0 – –

Kulturella Möjliga effekter genom förändrade traditioner

i samband med bär- och svampplockning. 0 –

Biologisk mångfald Möjliga effekter på grund av predation och konkurrens med andra arter och spridning av

sjukdomar och parasiter. – – –

Människors hälsa Möjliga effekter på grund av spridning av

sjukdomar och parasiter. – – –

Övriga effekter Inga. 0 0

Anmärkning: Den semikvantitativa skalan för aktuell och potentiell påverkan i Sverige baseras på tolkning av källorna som anges i texten. Potentiell påverkan baseras på ett antagande om populationstillväxt till följd av inaktivitet.

– – Stor negativ effekt – Liten negativ effekt

0 Ingen eller mycket liten effekt + Liten positiv effekt

+ + Stor positiv effekt

3.1.3 Svenska hanteringsalternativ: kostnader och nyttor

UTROTNING

En fullständig utrotning från Sverige skulle vara svår (och troligtvis kostsam) att göra eftersom a) det finns en betydande risk för fortsatta nya introduk tioner från grannländer (särskilt Finland) b) spårningskostnaden per individ kan förväntas öka med färre individer c) populationen har också haft en förhållandevis stor geografisk spridning i norra Sverige. Utrotning kan dock vara möjligt att utföra lokalt och under en specifik tidsperiod. Att fortsätta att hålla populationen på noll individer på en angiven plats skulle kräva kontinuerlig övervakning och beredskap. Om inte immigration av nya mård hundar från grannländer förhindras kommer vi sannolikt att se en fortsatt rekrytering av nya mårdhundar, vilket betyder att ett mål om utrotning är beroende av internationellt samarbete för att vara långsiktigt framgångsrikt.

(26)

Å andra sidan skulle nyttorna med utrotning vara stora eftersom man, som beskrivs i föregående kapitel, helt skulle undvika risken för negativa effekter. Baserat på de tillgängliga uppgifterna är det svårt att dra några slutsatser om nyttokostnadsförhållandet. Det som är säkert är att kostnaderna för utrot ning är mycket höga, och så är sannolikt även nyttorna.

POPULATIONSBEGRÄNSNING

Det svenska Mårdhundsprojektet är ett pågående initiativ som finansierats av LIFE+ (2010–2013) och Naturvårdsverket (2008–2019) och som syftar till att åtgärder vidtas för att kontrollera populationen i Sverige. Projektet består av följande aktiviteter:

• Information och utbildning (jägare och allmänheten) • Övervakning (även med hjälp från allmänheten)

• Infångning och sterilisering eller avlivning (med hjälp av hundar, fällor, kameror och sändardjur – läs mer nedan)

Ett antal informations och utbildningsaktiviteter har genomförts. En projekt webb plats (www.mardhund.se) har upprättats, och korta kurser för jägare och andra naturorganisationer har hållits. Vidare har korta kurser även hållits på alla utbildningsnivåer, från förskola till universitet, och man har också startat en Facebookgrupp som hanteras aktivt. Syftet med kurserna har varit att skapa större medvetenhet om arten, vilket i sin tur leder till att fler obser vationer lämnas in och att de är av bättre kvalitet. Under LIFE+delen av pro jektet lades enligt MIRDINEC (2013) ungefär totalt 50 000 euro på kurser och andra informationsaktiviteter i Sverige, Danmark och Finland.

Övervakning innebär två typer av aktiviteter – ett system med med borgar forskning och ett system för tidig varning med hjälp av kameror med doftande lockbeten. Systemet med medborgarforskning går ut på att allmänheten kan rapportera in alla observationer av mårdhund via Facebook, epost eller till en telefonlinje som är öppen dygnet runt. Dessa observationer följs upp med infraröda rörelsekänsliga kameror som är riktade mot doftande lock beten och genom spårning av personal som bekräftar eller avskriver observationen. Kameror med doftande lockbeten används även som ett system för tidig varning där de placeras ut strategiskt för att upptäcka nya mårdhundar vid möjliga spridningsvägar, liksom i system för populationsövervakning.

Efter en bekräftad observation fångas djuret in med hjälp av fälla eller hundar. Infångade djur kan steriliseras och utrustas med GPSsändare och sedan släppas ut igen som sändardjur som söker upp en ny mårdhund att leva med. När de slutar förflytta sig är det en indikation på att de kan ha hittat en partner, och då kan personalen fånga den. I Sverige är målet att hela tiden ha ungefär 15–25 sändar djur, ett antal som kan hanteras effektivt utifrån befint liga resurser. Om detta kritiska antal sändardjur uppnås är strategin för nya omärkta mårdhundar i stället avlivning.

(27)

De årliga kostnaderna för Mårdhundsprojektet i Sverige uppgår till ungefär 8 miljoner kronor, inklusive projektadministration. Projektet har nio heltids anställda. Baserat på denna finansiering har projektet lyckats med att kon trollera populationens storlek med hjälp av de åtgärder som beskrivs ovan. Nyttorna av hanteringen är svåra att utvärdera i monetära termer men inklu derar en minskad långsiktig risk för både ekologiska effekter och effekter på människors hälsa.

Precis som för utrotningsalternativet är det svårt att dra några slutsatser om nyttokostnadsförhållandet för populationsbegränsning. Förutsatt att åtgärderna för populationsbegränsning är tillräckliga för att hålla populatio nen på befintlig nivå och att den befintliga populationens påverkan är liten, så som beskrivs i föregående kapitel, är nyttokostnadsförhållandet dock sanno likt bättre för populationsbegränsning än för utrotning.

SPRIDNINGSBEGRÄNSNING

Mårdhundar kan gå långa sträckor och eftersom mårdhunden i Sverige finns över förhållandevis stora geografiska områden skulle det vara svårt att kon trollera spridningen. Att skapa inhägnader är i teorin möjligt, men det är inte alltid hundra procent effektivt och det går dessutom inte att skapa inhägnader när den geografiska utbredningen redan är stor. Kostnaderna skulle vara stora och inhägnaderna skulle innebära negativa konsekvenser för andra arter.

Nyttorna med en spridningsbegränsning skulle, om åtgärden lyckas, bland annat innebära mindre risk för spridning till grannländer (vilket även gäller för populationsbegränsning och utrotningsåtgärder). Med hänsyn till åtgärdernas ineffektivitet kan nyttorna dock förväntas bli små, vilket alltså talar för ett lågt nyttokostnadsförhållande.

SAMMANFATTNING AV KOSTNADER OCH NYTTOR MED DE SVENSKA HANTERINGSALTERNATIVEN

I ett scenario av inaktivitet är kostnaderna i form av negativa effekter på biologisk mångfald, ekosystemtjänster och människors hälsa potentiellt mycket höga. Som noteras ovan har populationen möjlighet att växa snabbt. Utrotning är teoretiskt möjligt men skulle kräva betydande ansträngningar och internationellt samarbete för att förhindra nya introduktioner från grann länder. Å andra sidan kan även nyttorna förväntas bli stora genom att man undviker risken för negativa effekter, bland annat effekter i exempelvis Norge från mårdhundar som migrerar från Sverige. Populationsbegränsning är den aktuella hanteringsstrategin och uppskattas kosta 8 miljoner kronor per år. Nyttorna med populationsbegränsning jämfört med ett scenario av inaktivi tet är att risken för negativa effekter minskar avsevärt. Med den nuvarande populationen kan de negativa effekterna på biologisk mångfald, ekosystem tjänster och människors hälsa förväntas vara små. Nyttokostnadsförhållandet är således sannolikt högre för populationsbegränsning än för utrotning.

(28)

Beträffande spridningsbegränsning skulle en sådan strategi sannolikt vara mycket kostsam och eventuellt ineffektiv. Vidare medför en sådan åtgärd kostnader genom att den skapar hinder för andra arters rörlighet. Nytto kostnadsförhållandet kan förväntas vara lågt.

Tabell 2. Mårdhund. Monetär eller semikvantitativ bedömning av kostnader, nyttor och nytto-kostnadsförhållanden för svenska hanteringsalternativ.

Kostnad för

inaktivitet Åtgärd Kostnader Nyttor

Förväntad rangordning av nytto-kostnads-förhållanden

Mycket stor Utrotning Mycket stora Mycket stora 3

Populationsbegränsning 8 miljoner/år Stora 1

Spridningsbegränsning Stora Små 2

Anmärkning: Skalan för semikvantitativa bedömningar omfattar kategorierna Mycket små, Små, Stora och Mycket stora. Utifrån befintliga data är det inte möjligt att göra om dessa bedömningar till monetära bedömningar. Rangordningen av de förväntade nytto-kostnadsförhållandena samt de semikvantitativa bedömningarna av kostnader och nyttor baseras på författarnas tolkning och måste beaktas med försiktighet. Vidare är det inte säkert att strategierna är ömsesidigt uteslutande: popu-lationsbegränsning och spridningsbegränsning samverkar starkt.

3.1.4 Rekommendationer

Att fortsätta att kontrollera populationen med de nuvarande strategierna är det rekommenderade alternativet ur ett ekonomiskt perspektiv eftersom total utrotning sannolikt skulle vara mycket svårt att genomföra, inte minst på grund av trycket från den stora populationen i Finland och för att en spridnings begränsning sannolikt skulle vara ineffektiv och även riskera att påverka andra rörliga arter. Förutsatt att populationen kan hållas på aktuell nivå eller lägre kan artens negativa påverkan förväntas vara liten. Detta kommer sannolikt att kräva oavbrutna insatser. Om trycket från nya intro duktioner från Finland minskar i framtiden är det motiverat att göra en ny bedömning av nyttor och kostnader för utrotning jämfört med populations begränsning.

(29)

3.2 Bisam

(Ondatra zibethicus)

• Förekomst: etablerad i Sverige (kunskapen om populationens

storlek är dock bristfällig).

• Påverkan: främst habitatförändringar och i viss mån predation.

• Hanteringsåtgärder: nuvarande hantering baseras på allmän jakt.

• Rekommendation: populationsbegränsning och lokal utrotning

rekommenderas ur ett ekonomiskt perspektiv.

3.2.1 Om arten

Bisam (Ondatra zibethicus) har en maxvikt på 1,5–2 kg och kan uppnå en huvud och kroppslängd på 40 cm med en svanslängd på upp till 25 cm. Arten är anpassad till att leva i vattenmiljöer och har en naken till plattad svans samt nos och öron som kan stängas. Arten är nära besläktad med arter som sorkar och lämlar (Birnbaum, 2013).

Bisam livnär sig huvudsakligen på vattenlevande växter, särskilt blad vass. Ett djur kan äta 1,5 m2_{vegetation per dygn (enligt sammanfattning}

och referens av Birnbaum (2013)). Bisamråttan gräver också efter rötter. Den äter även kräft djur, insekter och musslor, inklusive den hotade söt vatten levande flod pärl musslan (klassad som starkt hotad i Sverige 2015 – dock finns det ingen dokumentation om sådan predation förekommit i Sverige).

Skyriene och Paulauskas (2012) ger en översikt över bisams globala utbredning. Bisam har sitt ursprung i Nordamerika och Kanada där det finns 16 kända underarter. Arten introducerades i Europa och Asien för päls produktion under tidigt 1900tal och finns i dag över stora delar av Asien (utom de sydligaste och nordligaste delarna) och Europa. Birnbaum (2013) klassificerar arten som ”mycket vanlig” i Belgien, ”vanlig” i Öster rike, Vitryssland, Ryssland, Finland, Tyskland, Nederländerna och Polen och ”lokalt förekommande” (på sina ställen rikligt förekommande med många bisamråttor i vissa delar av landet) i Tjeckien, Danmark, Lett land, Litauen och Sverige och ”sällsynt” i Estland och Norge.

(30)

Arten etablerade sig troligtvis i Sverige genom migration från Finland på 1950 talet. Arten är etablerad huvudsakligen i de norra delarna av landet, särskilt i kustområdena men även nära vattenföre komster i inlandet (se figur 7 för rappor terade förekomster sedan 2000). Svenska Jägareförbundet (2012) rapporterar att det finns ungefär 50 000 bisamråttor i Sverige. Denna siffra är en grov uppskatt ning och inte vetenskapligt bekräftad. Rapporter från jägare under senare år tyder på att populationen i norra Sverige har minskat drastiskt (opublicerad upp gift, Jägareförbundet 2017). I allmän het är populationen cyklisk med stora variationer från år till år. Erb m.fl. (2000) har undersökt de förklarande faktorerna bakom dessa cykler och konstaterar att tillgången på föda, populationer av predatorer (särskilt mink; Brezinski m.fl., 2010) och sjukdomar är tre av de viktigaste faktorerna. Även parasiter är en faktor som kan reducera populatio nerna i stor utsträckning (Skyriene och Paulauskas, 2012).

3.2.2 Påverkan

ALLMÄN PÅVERKAN

Den mest uppenbara påverkan av bisamråttor globalt är fysisk skada på flod bankar. Sådana skador kan försvaga flodbankarna så att de kollapsar, vilket leder till allvarlig erosion. Vidare kan fördämningar för vägar eller järn vägar runt floder och sjöar skadas av bisamråttans grävande och bobyggande, vilket kan hota infrastrukturen och eventuellt även trafiksäkerheten (Skyriene och Paulauskas, 2012). Förstörda flodbankar kan också orsaka översvämnings skador (Becker, 1972). I Sverige ser de geologiska förutsättningarna kring vatten drag till största delen annorlunda ut och risken för fysisk påverkan från bisam är lägre än i Centraleuropa.

Bete på vass och andra vattenlevande växtarter kan leda till förändringar av livsmiljöer för andra organismer på grund av minskad vattenvegetation och uppkomst av gyttjiga strandremsor som påverkar stödjande ekosystem tjänster. Bisam föredrar särskilt bladvass och en enda bisamråtta kan äta 1,5 m2_{vass per dygn. Stora populationer av bisam kan påverka bestånden}

Figur 7. Förekomster av Ondatra

zibethi-cus i Sverige inom Europeiska

miljöby-råns referensruta på 10 x 10 km mellan 2000–2016 (data från Artportalen). Observera att vissa förekomster är icke- bekräftade rapporteringar från lekmän.

(31)

av bladvass och andra växtarter kraftigt. Å andra sidan kan bildandet av öppningar i tät vegetation ibland vara positivt ur andra aspekter, exempelvis för vadande fåglar (Kadlec m.fl., 2007). I denna bemärkelse bidrar arten i vissa fall positivt till stödjande tjänster genom att skapa livsmiljöer för andra typer av arter.

Arten äter också djur och kan då påverka sina bytesarter. Populationer av fiskar, blötdjur, skaldjur och musslor kan påverkas negativt (Becker, 1972; Genovesi och Scalera, 2008). Särskilt musselpopulationer verkar påverkas av predationen (Skyriene och Paulauskas, 2012).

Bisam kan också påverka de reglerande tjänsterna i form av biologisk kontroll. Enligt bland andra Hoffmann (1958) och Jilek (1977) kan bisam hysa ett stort antal parasiter, inklusive hundens och kattens bandmask och dvärgbandmask, vilka även kan infektera människor. Vidare kan Crypto-sporidium överföras från bisam till människor eller sällskapsdjur genom intag av förorenat vatten (Fayer m.fl., 2000), vilket orsakar potentiellt allvarlig diarré.

AKTUELL OCH POTENTIELL PÅVERKAN I SVERIGE

Precis som för mårdhunden kan den aktuella påverkan förväntas vara liten på grund av den förhållandevis begränsade populationen. Om populationen ökar eller breder ut sig över större områden kan påverkan däremot bli mer betydande. Henrikson och von Proschwitz (2006) konstaterar att flodmusslor kan påverkas om arten sprider sig längre söderut i Sverige (eller norrut från Danmark). Ecke m.fl. (2014) drar slutsatsen att höga populationstätheter av bisam kan ha en omfattande påverkan på växtsamhällenas struktur i sjöar. En ökad bisampopulation kan även påverka ekosystemet i övrigt genom kaskad effekter och indirekt konkurrens (Dahl och Åhlén, personlig kom munikation 2017).

Birnbaum (2013) belyser särskilt i NOBANISfaktabladet att arten är viktig i Sverige för att den skapar bättre livsmiljöer för sjöfåglar och insekter eftersom den skapar öppningar i platser med tät vegetation och förhindrar att sjöar växer igen av vegetation, enligt rapport från Danell (1996).

I dag är klimatet tillräckligt varmt för att en population ska kunna etablera sig och fortplanta sig även i norra Sverige. Det är oklart i vilken utsträckning ett varmare klimat skulle påverka populationen.

Populationstrenden är osäker och har cykliska egenskaper med poten tiellt stora variationer från år till år. På grund av de potentiella negativa konsekvenserna för ekosystemet (t.ex. att den livnär sig på hotade arter), för människors hälsa (t.ex. att den sprider parasiter) och eventuellt för fysiska strukturer som kan resultera i höga kostnader för översvämning, erosion och/eller infrastrukturskador, samt risken för fortsatt spridning, bör populationens spridning begränsas.

(32)

Tabell 3. Bisam: Sammanfattning av effekter.

Typ av effekt Allmänt för arten

Aktuell effekt

i Sverige Potentiell effekt i Sverige

Ekosystemtjänster

Stödjande Möjliga effekter på grund av predation och bete på vegetation. Möjliga positiva effekter på grund

av skapandet av öppningar i tät vegetation. 0 – * Reglerande Möjliga effekter genom spridning av sjukdomar

och parasiter. 0 –

Försörjande Inga större effekter. 0 0

Kulturella Inga större effekter. 0 0

Biologisk mångfald Möjliga effekter på grund av predation och liv-närande på vegetation, samt spridning av

sjuk-domar och parasiter. 0 –

Människors hälsa Möjliga effekter på grund av spridning av

sjukdomar och parasiter. 0 –

Övriga effekter Möjliga effekter på grund av infrastrukturskador. 0 – Anmärkning: Den semikvantitativa skalan för aktuell och

potentiell påverkan i Sverige baseras på författarnas tolk-ning av källor som anges i texten. Potentiell påverkan baseras på ett antagande om populationstillväxt till följd av inaktivitet.

* Arten har både positiva och negativa effekter på för-sörjande tjänster. Man bedömer att de potentiella negativa effekterna väger tyngre än de potentiella positiva effekterna i Sverige.

– – Stor negativ effekt – Liten negativ effekt

0 Ingen eller mycket liten effekt + Liten positiv effekt

+ + Stor positiv effekt

3.2.3 Svenska hanteringsalternativ: kostnader och nyttor

UTROTNING

Total utrotning av bisam är enligt Triplet (2015) möjlig på isolerade öar där det inte finns någon naturlig migration (ett exempel är Storbritannien där populationen utrotades på 1930talet; Skyriene och Paulauskas, 2012). Försök att utrota bisam i Sverige skulle enligt dessa källor då vara kostsamt, kräva kontinuerlig övervakning och eventuellt inte resultera i en total utrotning på lång sikt eftersom arten förekommer i angränsande länder. Det finns inga tillgängliga uppskattningar av kostnaden i monetära termer. Nya uppgifter (Åhlén och Dahl, personlig kommunikation 2017) tyder dock på att den faktor (troligen ett virus) som decimerat bisampopulationen i Sverige även påverkat angränsande länders populationer, vilket gör åtmintone lokal utrotning till en möjlig åtgärd.

Med en framgångsrik utrotning skulle man undvika risken för negativa effekter på ekosystemet och kostnader för potentiella skador på grund av artens bidrag till erosion, och detta utgör potentiellt stora nyttor. På grund av de potentiella positiva effekterna på lokala habitat är dock nettonyttan svår att bedöma. När det gäller nyttokostnadsförhållandet kan man konstatera att kostnaderna är stora och att nyttorna är potentiellt stora men mycket osäkra.

(33)

POPULATIONSBEGRÄNSNING

Metoder för populationsbegränsning innebär bland annat infångning, avskjutning, giftbete och fysiska hinder för etablering (genom insättning av plastduk i flod eller fördämningsbanker). I Sverige har hanteringsstrategin länge varit jakt genom avskjutning. Enligt uppgifter från 2012 från Svenska Jägareförbundet (2012) dödades då årligen ca 500–2 000 bisamråttor. I dags läget är avskjutningen nära noll (Åhlén och Dahl, personlig kommunikation 2017).

Kostnaden för aktuell hantering är liten eftersom det inte finns något aktivt nätverk för övervakning och eftersom populationsbegränsningen främst görs av fritidsjägare. För att etablera en effektiv populationsbegräns ning krävs dock ett nätverk av övervakning, vilket kan vara kostsamt, och avskjutningen av bisamråttor kan behöva organiseras bättre än vad som är möjligt genom fritidsjakt. Nyttorna med sådana åtgärder när det gäller undvikande av framtida risk för negativa konsekvenser för ekosystemet, människors hälsa och infrastrukturskador är potentiellt ganska stora. I Tysk land uppskattas den ökade kostnaden för underhåll längs med vattendrag på grund förekomsten av bisam till motsvarande ca 24 miljoner kronor per år (Reinhardt m.fl., 2003). Detta beräknades genom en uppskattning av de totala kostnaderna för underhåll längs med vattendrag i Tyskland och ett antagande att 1 procent av de kostnaderna kan relateras till skador från bisam. I Sverige är de potentiella kostnaderna troligen mycket lägre och den aktuella populationen är också mindre. Med beaktande av en ökad (eller mer allvarliga följder av) nederbörd på grund av klimatförändringen kan kostnaden för skador dock fortfarande vara stor om den svenska popula tionen av bisam ökar.

Baserat på litteraturens indikationer av den nuvarande populationens begränsade påverkan är nyttokostnadsförhållandet sannolikt högre för populationsbegränsning än för utrotning. Men när risken för nya introduk tioner i Sverige från närliggande länder nu minskat pga sjunkande popula tioner kan lokal utrotning i spridningszonen i södra Norrland vara ett möjligt alternativ.

SPRIDNINGSBEGRÄNSNING

Litteraturen visar inga tecken på möjligheter att begränsa spridningen utom genom generell populationsbegränsning och övervakning.

SAMMANFATTNING AV KOSTNADER OCH NYTTOR MED DE SVENSKA HANTERINGS ALTERNATIVEN

I ett scenario av inaktivitet kan kostnaden bli stor, även om den är beroende av populationsstorleken, vilken uppvisar en oförutsägbar utveckling. Poten tiella effekter som medför kostnader är infrastrukturskador, påverkan på växt och flodmusselarter samt eventuell spridning av sjukdomar eller para siter. Å andra sidan medför arten även nyttor genom att den skapar öppningar i tät vegeta tion. Populationsbegränsning skulle minska risken för negativa effekter men