Rovdjurens bevarandestatus 
 Delbetänkande av Rovdjursutredningen 
 Stockholm 2011 
 SOU 2011:37 
 SOU och Ds kan köpas från Jackson kundtjänst. För remissutsändningar av SOU och Ds svarar Jackson Offentliga Publikationer på uppdrag av Regeringskansliets förvaltningsavdelning. 
 Beställningsadress: Fritzes kundtjänst 106 47 Stockholm 
 Orderfax:  
 08-598 
  191 91 Ordertel:  
 08-598 
  191 90  
 E-post: 
  order.fritzes@nj.se Internet: www.fritzes.se 
 Svara på remiss. Hur och varför. Statsrådsberedningen (SB PM 2003:2, reviderad  
 2009-05-02) 
  
 – En liten broschyr som underlättar arbetet för den som ska svara på remiss. Broschyren är gratis och kan laddas ner eller beställas på http://www.regeringen.se/remiss 
 Textbearbetning och layout har utförts av Regeringskansliet, FA/kommittéservice. 
 Tryckt av Hernandez. 
 Stockholm 2011 
 ISBN  
 978-91-38-23573-7 
  
 ISSN  
 0375-250X 
  
 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  
 Bennett. 
 Som sakkunniga förordnades fr.o.m. den 20 september 2010 kanslirådet Wilson och departementssekreteraren Robertson. 
 Som experter förordnades fr.o.m. den 20 september 2010 professorn Yu, biologen Howard, docenten Robinson, professorn Donaldson, generalsekreteraren Davis, biologen Green, jägmästaren Floyd, jaktvårdskonsulenten Rivera, landstingsrådet Frazier, seniorrådgivaren Dean, biologen Beltran, styrelseordföranden Murray, miljöåklagaren Henderson, professorn Evans, näringshandläggaren Sexton, ordföranden Chavez, styrelseledamoten Medina, fäbodbrukaren Anderson, forskaren Oliver, forskaren Andrews, experten Estes, miljövårdsdirektören  
 Nielsen 
  Smith, lammproducenten Wagner, forskaren Malone och jakt- och viltexperten Barrett. Näringshandläggaren Sexton entledigades från sitt uppdrag fr.o.m. den 17 januari 2011. Från och med samma dag förordnades förbundsjuristen Michael som expert. 
 Som huvudsekreterare förordnades fr.o.m. den 1 september 2010 Garrett och som sekreterare fr.o.m. samma dag Martinez. Som sekreterare förordnades fr.o.m. den 1 april 2011 Campbell. 
 Utredningen har antagit namnet Rovdjursutredningen. Utredningen överlämnar härmed delbetänkandet Rovdjurens 
 bevarandestatus (SOU 2011:37). 
 Stockholm i april 2011 
  
 Bennett 
 Dean 
 Martinez 
 Campbell 
 Innehåll 
  
 Sammanfattning .................................................................. 
  
 9 
  
 1 
  
 Inledning................................................................... 
  
 13 
  
 1.1 
  
 Uppdraget................................................................................. 
  
 13 
  
 1.2 
  
 Bakgrund .................................................................................. 
  
 13 
  
 1.3 
  
 Utredningens utgångspunkter för detta delbetänkande........ 
  
 15 
  
 1.4 
  
 Utredningens genomförande i de delar som redovisas i 
  
 detta delbetänkande ................................................................. 
  
 17 
  
 2 Gynnsam bevarandestatus enligt art- och 
  
 habitatdirektivet......................................................... 
  
 19 
  
 2.1 
  
 Riktlinjer för bedömning och rapportering enligt 
  
 artikel 17 ................................................................................... 
  
 20 
  
 2.1.1 
  
 Referensvärden ............................................................. 
  
 23 
  
 2.1.2 
  
 Bedömning av trender .................................................. 
  
 24 
  
 2.1.3 
  
 Påverkan och hot .......................................................... 
  
 25 
  
 2.1.4 Redovisning för varje art.............................................. 
  
 25 
  
 2.2 Särskilda riktlinjer förvaltning av stora rovdjur ..................... 
  
 26 
  
 2.2.1 
  
 Rovdjursriktlinjernas tolkning av 
  
 referenspopulation........................................................ 
  
 27 
  
 2.2.2 Rovdjursriktlinjernas tolkning av referensvärde 
  
 för utbredningsområde................................................. 
  
 29 
  
 2.2.3 Rovdjursriktlinjernas slutsatser om gynnsam 
  
 bevarandestatus för stora rovdjur................................ 
  
 29 
  
 2.3 Utredningens slutsatser........................................................... 
  
 30 
  
 5 
 Innehåll SOU 2011:37 
  
 3 
  
 Vargens bevarandestatus ............................................. 
  
 33 
  
 3.1 
  
 Utbredning och förekomst...................................................... 
  
 34 
  
 3.1.1 
  
 Biogeografisk region..................................................... 
  
 37 
  
 3.1.2 
  
 Referensvärde för utbredningsområdet....................... 
  
 37 
  
 3.2 
  
 Populationen............................................................................. 
  
 38 
  
 3.2.1 
  
 Vetenskaplig utvärdering.............................................. 
  
 42 
  
 3.2.2 
  
 Referensvärde för populationen................................... 
  
 43 
  
 3.3 
  
 Livsmiljön ................................................................................. 
  
 45 
  
 3.4 
  
 Påverkan och hot...................................................................... 
  
 46 
  
 3.5 
  
 Bedömning av bevarandestatusen............................................ 
  
 47 
  
 4 
  
 Björnens bevarandestatus............................................ 
  
 49 
  
 4.1 
  
 Utbredning och förekomst...................................................... 
  
 49 
  
 4.1.1 
  
 Biogeografisk region..................................................... 
  
 51 
  
 4.1.2 
  
 Referensvärde för utbredningsområdet....................... 
  
 51 
  
 4.2 
  
 Populationen............................................................................. 
  
 52 
  
 4.2.1 
  
 Referensvärde för populationen................................... 
  
 53 
  
 4.3 
  
 Livsmiljön ................................................................................. 
  
 56 
  
 4.4 
  
 Påverkan och hot...................................................................... 
  
 58 
  
 4.5 
  
 Bedömning av bevarandestatusen............................................ 
  
 58 
  
 5 
  
 Järvens bevarandestatus.............................................. 
  
 61 
  
 5.1 
  
 Utbredning och förekomst...................................................... 
  
 61 
  
 5.1.1 
  
 Sverige............................................................................ 
  
 62 
  
 5.1.2 
  
 Norge............................................................................. 
  
 62 
  
 5.1.3 
  
 Biogeografisk region..................................................... 
  
 63 
  
 5.1.4 
  
 Referensvärde för utbredningsområdet....................... 
  
 63 
  
 5.2 
  
 Populationen............................................................................. 
  
 64 
  
 5.2.1 Säkra och sannolika föryngringar................................. 
  
 66 
  
 5.2.2 
  
 Delpopulationer ............................................................ 
  
 68 
  
 5.2.3 
  
 Skogsjärvarna i Mellansverige....................................... 
  
 70 
  
 5.2.4 
  
 Referensvärde för populationen................................... 
  
 70 
 6 
 SOU 2011:37 Innehåll 
  
 5.3 
  
 Livsmiljön................................................................................. 
  
 72 
  
 5.4 
  
 Påverkan och hot...................................................................... 
  
 72 
  
 5.5 
  
 Bedömning av bevarandestatusen ........................................... 
  
 72 
  
 6 
  
 Lodjurets bevarandestatus........................................... 
  
 75 
  
 6.1 
  
 Utbredning och förekomst ..................................................... 
  
 75 
  
 6.1.1 
  
 Referensvärde för utbredningsområdet....................... 
  
 76 
  
 6.2 
  
 Populationen ............................................................................ 
  
 78 
  
 6.2.1 
  
 Trend ............................................................................. 
  
 78 
  
 6.2.2 
  
 Referensvärde för populationen .................................. 
  
 80 
  
 6.2.3 
  
 Jakt................................................................................. 
  
 81 
  
 6.3 
  
 Livsmiljön................................................................................. 
  
 82 
  
 6.4 
  
 Påverkan och hot...................................................................... 
  
 82 
  
 6.5 
  
 Bedömning av bevarandestatusen ........................................... 
  
 82 
  
 7 
  
 Inventering och internationell samverkan ...................... 
  
 85 
  
 7.1 
  
 Inventering ............................................................................... 
  
 85 
  
 7.1.1 
  
 Inventering av lodjur .................................................... 
  
 86 
  
 7.1.2 
  
 Inventering av järv ........................................................ 
  
 86 
  
 7.1.3 
  
 Inventering av björn ..................................................... 
  
 86 
  
 7.1.4 
  
 Kvalitetssäkring av inventeringarna............................. 
  
 86 
  
 7.1.5 Stamträd för det skandinaviska vargbeståndet............ 
  
 87 
  
 7.2 
  
 Samverkan med andra länder................................................... 
  
 87 
  
 7.2.1 Samverkan om genetisk förstärkning av det 
  
 skandinaviska vargbeståndet ........................................ 
  
 88 
  
 Bilagor 
  
 Bilaga 1 
  
 Kommittédirektiv 2010:65............................................... 
  
 89 
  
 Bilaga 2 
  
 Tilläggsdirektiv 2011:5..................................................... 
  
 99 
  
 Bilaga 3 Evaluation of the conservation genetic basis of 
  
 management of grey wolves in Sweden ........................ 
  
 101 
 7 
 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 
 9 
  
 Sammanfattning 
  
 SOU 2011:37 
 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. 
 10 
  
 SOU 2011:37 
  
 Sammanfattning 
 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. 
 11 
 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 
  
 1 
  
 SOU 1999:146. 
  
 2 
  
 Prop. 2000/01:57. 
  
 13 
  
 Inledning 
  
 SOU 2011:37 
 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 rovdjursförvaltning 
  
 5  
  
 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. 
  
 4 
  
 SOU 2007:89. 
  
 5 
  
 Prop. 2008/09:210. 
  
 14 
  
 SOU 2011:37 
  
 Inledning 
 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. 
 15 
  
 Inledning 
  
 SOU 2011:37 
 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 
 16 
  
 SOU 2011:37 
  
 Inledning 
 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 
 17 
  
 Inledning 
  
 SOU 2011:37 
 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 Atkins från Aarhus universitet i Danmark, Reyes från Danmarks miljøundersøgelser, Bennett från Uleåborgs universitet i Finland och Weaver 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. 
 18 
  
 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. 
  
 2 
  
 Bevarandestatusen  
 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. Medina, 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. 
  
 19 
  
 Gynnsam bevarandestatus enligt art- och habitatdirektivet 
  
 SOU 2011:37 
 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 & 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 nya populationen) för att förhindra inavel. För att uppnå signifikanta demografiska effekter krävs dock ett större utbyte. För att möjliggöra in- och utvandring kan ett större utbredningsområde behöva anges som referensvärde än vad som annars skulle vara fallet. 
  
 2.2.3 
  
 Rovdjursriktlinjernas slutsatser om gynnsam bevarandestatus för stora rovdjur 
  
 En population kan enligt rovdjursriktlinjerna anses ha uppnått gynnsam bevarandestatus om alla följande kriterier har uppnåtts: 
  
 1. 
  
 Övervakningsdata visar att populationsstorleken är stabil eller ökande. 
  
 29 
  
 Gynnsam bevarandestatus enligt art- och habitatdirektivet 
  
 SOU 2011:37 
  
 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 rovdjursriktlinjernas förslag ska detta referensvärde läggas på en högre nivå än vad som kan anses utgöra gränsvärdet för en livskraftig population enligt IUCN:s rödlistningskriterium E eller D. 
  
 6. 
  
 Arten förekommer inom hela det utbredningsområde som angetts som referensvärde. 
  
 7. 
  
 Det finns förbindelse inom och mellan populationer (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-medlems- 
  länder eller också andra länder. Det hänger sannolikt samman med att riktlinjerna utarbetats för att även vara ett underlag för samarbete i andra sammanhang, t.ex. mellan länder som ratificerat 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 
 30 
  
 SOU 2011:37 
  
 Gynnsam bevarandestatus enligt art- och habitatdirektivet 
 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 inte upp påverkan och hot mot arten i sina förslag till kriterier, vilket är en del av bedömningen av gynnsam bevarandestatus enligt artikel 17- riktlinjerna och Habitatkommitténs rapporteringsmallar. 
 Utredningens uppfattning, som redogjorts för i kapitel 1, är att hänsyn till socioekonomiska faktorer inte ska tas med i bedömningen 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 sårbarhetsanalyser för de skandinaviska rovdjuren. 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 ambitiöst än rovdjursriktlinjernas. För varg har genetiska analyser funnits tillgängliga för utredningen 
  
 12  
 Se t.ex. Smith, R. m.fl. 2002: Introduction to Conservation Genetics. Cambridge University Press. 
 31 
  
 Gynnsam bevarandestatus enligt art- och habitatdirektivet 
  
 SOU 2011:37 
 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 population har uppnått gynnsam bevarandestatus 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 för biologiska populationer 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 utbredningsområde, 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. 
 32 
 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. 
  
 2 
  
 Prop. 2008/09:210. 
  
 33 
  
 Vargens bevarandestatus 
  
 SOU 2011:37 
 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. 
  
 5 6 
  
 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. 
  
 3 
  
 Prop. 2000/01:57, bet. 2000/01:MJU9, rskr. 2000/01:174. 
  
 4 
  
 . 
  
 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. 
  
 34 
  
 SOU 2011:37 
  
 Vargens bevarandestatus 
 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 
 35 
  
 Vargens bevarandestatus 
  
 SOU 2011:37 
 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 
 36 
  
 SOU 2011:37 
  
 Vargens bevarandestatus 
  
 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. 
  
 37 
  
 Vargens bevarandestatus 
  
 SOU 2011:37 
  
 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. 
  
 38 
  
 SOU 2011:37 
  
 Vargens bevarandestatus 
 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 
 39 
  
 Vargens bevarandestatus 
  
 SOU 2011:37 
 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 
  
 Thomas, 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. 
  
 40 
  
 SOU 2011:37 
  
 Vargens bevarandestatus 
 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. 
 41 
  
 Vargens bevarandestatus 
  
 SOU 2011:37 
  
 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 Davis och Evans & se bilaga 3). 
 Figur 3.5 Förändring i inavelskoefficienten ( F) per generation (c.  
 4–5 
  år) vid olika maximala populationsstorlekar. Staplarna anger ±standardavvikelse 
  
 Källa:  
 Davis, 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  
 Hall, 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. 
  
 44 
  
 SOU 2011:37 
  
 Vargens bevarandestatus 
 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 
 45 
  
 Vargens bevarandestatus 
  
 SOU 2011:37 
 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 
  
 Thomas, 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. 
  
 46 
  
 SOU 2011:37 
  
 Vargens bevarandestatus 
 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. 
 47 
  
 Vargens bevarandestatus 
  
 SOU 2011:37 
 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 Harris 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 
  
 ja 
  
 än när direktivet trädde i kraft 
  
 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. 
 48 
 4 Björnens bevarandestatus 
  
 Utredningens bedömning:  
 Miller 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 
  
 1 
  
 Prop. 2000/01:57, bet. 2000/01:MJU9, rskr. 2000/01:174. 
  
 2 
  
 . 
  
 49 
  
 Björnens bevarandestatus 
  
 SOU 2011:37 
 om Charles 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 
 50 
  
 SOU 2011:37 
  
 Björnens bevarandestatus 
 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 Charles finns ett relativt isolerat bestånd i Mendoza 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 Jones, Skandinaviska björnprojektet. 
 51 
  
 Björnens bevarandestatus 
  
 SOU 2011:37 
 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, 
  
 5  
  
 men 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 
  
 Henderson, J. 2010: Monitoring and management of the Swedish Garcia 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, Franklin. 
 52 
  
 SOU 2011:37 
  
 Björnens bevarandestatus 
 storleken bygger på en kombination av observationer och DNA- analyser 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. 
  
 6  
  
 Analysen 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 Garcia, Willis, populations: the effects of uncertain parameter Abbott. Reed  
 83:403-416. 
  
 53 
  
 Björnens bevarandestatus 
  
 SOU 2011:37 
 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. 
  
 10 11  
  
 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 Jones, Skandinaviska björnprojektet. 
  
 8 
  
 Tallmon, Jackson m.fl. 2004. Genetic monitoring of Scandinavian Garcia effective population size and immigration. Journal of Wildlife Management  
  
 68:960-965. 
  
 9 
  
 Laikre, L. m.fl. 1996: Inbreeding depression in Garcia. Biological Conservation 76:69- 
  
 10 
  
 Waits, L. m.fl. 2000: Nuclear DNA microsatellite analysis of genetic diversity and gene flow in the Scandinavian Garcia (Ursus arctos). Molecular Ecology  
  
 9:421-431. 
  
 11 
  
 Robinson, Ramirez, Taberlet, P. &height:539px"  id="img1"/DIVTABLE cellpadding=0 cellspacing=0 class="t8"TRTD class="tr11 td42"> 
 SOU 2011:37 
  
 Björnens bevarandestatus 
 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 
  
 Källa:  
 Rapport  
 2010-3 
  från det skandinaviska björnprojektet. 
 57 
  
 Björnens bevarandestatus 
  
 SOU 2011:37 
  
 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. 
 58 
  
 SOU 2011:37 
  
 Björnens bevarandestatus 
 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 
  
 ja 
  
 när direktivet trädde i kraft 
  
 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  
 Robinson, Ramirez m.fl. 2010: Bjørnens status og økologi i Skandinavia. Rapport  
 2010-3 
  från det Skandinaviska björnprojektet. 
 59 
 5 Järvens bevarandestatus 
  
 Utredningens bedömning:  
 Hernandez 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 
  
 1 
  
 Prop. 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. 
  
 3 
  
 SOU 2007:89. 
  
 4 
  
 Muntlig uppgift, Johnson, Finlands  
  
 Jord-och 
  Skogsbruksministerium. 
 61 
  
 Järvens bevarandestatus 
  
 SOU 2011:37 
 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 
  
 Hawkins, Suarez, Willis, Mercado"  id="img1"/DIVTABLE cellpadding=0 cellspacing=0 class="t6"TRTD class="tr11 td19"> 
 Järvens bevarandestatus 
  
 SOU 2011:37 
 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 
 64 
  
 SOU 2011:37 
  
 Järvens bevarandestatus 
 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 
  
 Saunders, Carney, Richard, 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 Smith och  
  
 DNA-data 
  från norska övervakningssystemet. 
  
 12 
  
 Flagstad, Ø., m.fl. 2009.  
  
 DNA-basert 
  overvåking av den skandinaviske jervbestanden vinteren 2009. NINA Rapport 600. 
 65 
  
 Järvens bevarandestatus 
  
 SOU 2011:37 
 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:  
 Hawkins, Suarez, Willis, Lee id="id_1"TABLE cellpadding=0 cellspacing=0 class="t6"TRTD class="tr11 td19"> 
 Järvens bevarandestatus 
  
 SOU 2011:37 
 Figur 5.4 Järvindivider i Skandinavien baserat på DNA insamlat under 2007. Delpopulationerna i olika färger och spridningsbarriärerna markerade 
  
 Källa:  
 Anderson 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 
 68 
  
 SOU 2011:37 
  
 Järvens bevarandestatus 
 rapport från norska NINA 
  
 14  
  
 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, Charles 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 (Charles 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 Charles 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. 
  
 16 17 
  
 14 
  
 Flagstad, Ø., m.fl. 2009.  
  
 DNA-basert 
  overvåking av den skandinaviske jervbestanden vinteren 2009 
 .  
 NINA Rapport 600. 
  
 15 
  
 Ibid. 
  
 16 
  
 Ibid. 
  
 17 
  
 Mendoza, muntlig uppgift. 
  
 69 
  
 Järvens bevarandestatus 
  
 SOU 2011:37 
  
 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. 
  
 18  
  
 Sedan 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. &height:605px"  id="img1"/DIVTABLE cellpadding=0 cellspacing=0 class="t8"TRTD class="tr11 td54"> 
 SOU 2011:37 
  
 Lodjurets bevarandestatus 
 Figur 6.1 Karta över lodjursfamiljegrupper (kryss) i Sverige och Norge under perioden  
 2008-2010. 
  Gult visar låg täthet och rött hög täthet, baserat på buffertzoner om 20 km runt varje lodjursfamiljegrupp 
  
 Källa 
 : Rovdata, Norsk institutt for naturforskning, NINA. 
 77 
  
 Lodjurets bevarandestatus 
  
 SOU 2011:37 
  
 6.2 
  
 Populationen 
  
 För lodjur anges populationsstorleken vanligtvis i antal familjegrupper, dvs. hona åtföljd av sina årsungar. Antal individer i populationen kan uppskattas genom att multiplicera antalet lodjursfamiljegrupper med en omräkningsfaktor på ungefär 6. 
  
 4  
  
 Detta är dock ett ganska grovt mått på populationsstorleken, eftersom denna omräkningsfaktor varierar mellan år och mellan områden. Ett ungefärligt riktvärde för antalet könsmogna individer i populationen (det som rapporteras enligt art- och habitatdirektivet) är 4 gånger antalet familjegrupper. 
  
 5  
  
 Några nuvarande och historiska svenska lodjursbestånd redovisas i tabell 6.1. 
  
 6 7 
  
 Trots den internationellt sett höga kvalitén på lodjursinventeringen i Sverige så har inventeringarna några felkällor som delvis varierar mellan åren. Under år med dåligt snötäcke kan endast en begränsad del av utbredningsområdet inventeras, medan år med god snötillgång kan innebära heltäckande inventering. När bara delar av området inventerats baseras beståndssiffrorna på beräkningar, vilket ger ökad osäkerhet. Under senare år har det även visat sig att själva inventeringsmetodiken (den så kallade avståndsregeln) i vissa fall tillämpats felaktigt. Vilken betydelse detta har för skattningsfelet för antal familjegrupper beror huvudsakligen på tätheten i det inventerade lodjursbeståndet. I täta bestånd underskattas den verkliga populationsstorleken och i glesa bestånd överskattas den. Det är i dagsläget ovisst i vilken grad dessa effekter tar ut varandra. Generellt sett är bedömningen av populationsstorlek på individnivå mer pålitlig sett över flera år. 
  
 6.2.1 
  
 Trend 
  
 Utanför renskötselområdet registrerades under vintern 1995/1996 totalt 159 föryngringar av lodjur. Inventeringarna utfördes i Svenska Jägareförbundets regi och omfattade delar av det dåvarande utbred- 
  
 4 
  
 Ross, Adams, m fl. 2002. Estimating total lynx  
  
 Lynx lynx  
 population size from censuses of family groups. - Wildl. Biol. 8:  
 299–306. 
  
 5 
  
 Ross, Adams och Miller, O. 2009. Inventering av lodjur – felkällor och naturlig variation. – Fakta Vilt och Fisk Nr 5, 2009. 
  
 6 
  
 Miller, Morton, Ross, H. (2006): Lodjursstammen i Sverige  
  
 1994–2004. 
  En utvärdering av inventeringsresultat och metoder. Rapport Viltskadecenter/Grimsö forskningsstation, SLU. 
  
 7 
  
 Ross, Adams, m fl. 2010. Den svenska lodjurspopulationen  
  
 2009-2010 
  samt prognos för  
 2011–2012. 
  – Inventeringsrapport från Viltskadecenter  
 2010–4, 
  Grimsö forskningsstation, SLU. 
 78 
  
 SOU 2011:37 
  
 Lodjurets bevarandestatus 
 ningsområdet. Utanför renskötselområdet bör därmed funnits minst  
 700–900 
  individer år 1995. För renskötselområdet finns endast grova uppskattningar eftersom täckande inventeringsuppgifter i stort sett saknas, med undantag för Norrbottens län. Enligt bedömningar av Naturvårdsverket och samebyarna omfattade stammen år 1995 omkring  
 350–400 
  individer, varav ungefär hälften i Jämtlands län. Baserat på ovanstående kan den svenska lodjursstammen totalt ha omfattat omkring 1  
 050–1 
  300 individer år 1995. Artdatabankens officiella siffra för år 1995 var 700 lodjur i hela Sverige. Därefter har populationen tillväxt till en högsta siffra om cirka 1 900 djur vintern 2000, varefter lodjurspopulationen minskade, framförallt i renskötselområdet, där minskningen börjat redan tidigare. Efter vintern 2002 kan dock ingen statistiskt säkerställd förändring av antal lodjursfamiljegrupper ses varken i Sverige eller Skandinavien fram till i dag (figur 6.2). 
 Sett över en tjugoårsperiod har lodjurspopulationen tillväxt med i genomsnitt 6 % per år. 
  
 8 
  
 Tabell 6.1 
  
 Familjegrupper i Sverige 
  
 Område \ 
  
 År 
  
 1995 
  
 2003 
  
 2010 
  
 Renskötselområdet 
  
 65 ? 
  
 100 
  
 102 
  
 Övriga Sverige 
  
 159 
  
 165 
  
 149  
 (122–162)* 
  
 Hela landet 
  
 175–216 
  ?* 
  
 265 
  
 251  
 (224–264)* 
  
 Antal individer Sverige, ca 
  
 1 200 ? 
  
 1 590 
  
 1 506 
  
 *Beräknade värden ? = Osäkra värden 
 Lodjuren i Sverige är en del av en gemensam skandinavisk population som omfattar cirka 2 000 lodjur totalt. År 2010 inventerades i Norge  
 75-80 
  familjegrupper av lodjur vilket motsvarar cirka 441- 470 individer. 
  
 9 
  
 Om man till detta lägger det finska beståndet som uppges vara 2  
 200–2 
  300 djur 
  
 10  
  
 (det har påvisats ett visst inflöde av gener från 
  
 8 
  
 Baserat på siffror redovisade i Miller, Morton, Ross, H. 2006. Lodjursstammen i Sverige  
  
 1994–2004. 
  En utvärdering av inventeringsresultat och metoder. Rapport Viltskadecenter/Grimsö forskningsstation, SLU. 
  
 9 
  
 Willis, Adams, Gonzalez, M. & 
 Grey wolf is listed in Tran (species of community interests in need for strict protection) and in Rogers (species of community interest whose conservation requires the designation of special areas of conservation) to the directive. The member Silva, according to Article 17, every six years report on the implementation of the measures taken under the Habitats Directive. 
 To assist member states, guidelines have been developed. The guidelines for reporting under Article 17, prepared by the EC, describes FCS as the overall objective to be Foster all habitat types and species of community interest. It is stressed that the fact that a habitat or species is not threatened, i.e. not faced by any direct extinction risk, does not mean that it is in FCS. 
 Favourable reference range and favourable reference population are two important concepts in the evaluation of conservation status. The favourable reference range is the historic or potential range, or the area required for population viability including consideration of connectivity and migration issues. The favourable reference range must be at least the range when the Directive came into force, which is 1995 for Sweden. The favourable reference population is the population considered the minimum necessary to ensure the  
 long-term 
  viability of the population/species. The guidelines document mentions that the minimum viable population (MVP) concept may be useful when setting the reference population value, but that MVP can only provide a proxy for the 
 105 
  
 Bilaga 3 
  
 SOU 2011:37 
 lowest tolerable population size. This means that in practice MVP will be lower than the population level considered at FCS. The favourable reference population must be at least the size of the population when the Habitats Directive came into force. 
 Another important guidance document is the Guidelines for Population Level Management Plans for Large Carnivores, developed by the Large Carnivore Initiative for Europe for the EC. In a note to the guidelines the EC gives support to them, stating that they are not legally binding but do constitute a reference point against which DG Environment will monitor actions taken by the Member States in fulfilment of their obligations under the Habitats Directive. 
 In the matter of assessing conservation status, the large carnivore guidelines are to a large extent in line with the guidelines for reporting under article 17. However, the large carnivore guidelines put more emphasis on MVP and the use of PVA. They suggest using red list criterion E, which is defined as less than 10 % extinction risk over 100 years based on a PVA . An alternative, in the absence of enough data to conduct a robust PVA, is according to the guidelines to use red list criterion D (predefined thresholds for the red list threat categories). 
 The large carnivore guidelines also emphasize the importance of maintaining or restoring connectivity. They conclude that the assessment of conservation status should be conducted at the population level, even when the population is transboundary. One consequence of this can be that countries that share a population Mitchell be able to achieve FCS at the population level Bush not be feasible considering their national segments (subpopulations) in isolation. 
 According to this, the panel concluded that population size at FCS should be Higgins. The population should have the size and the structure (subpopulations, connectivity) so that problems of small populations are avoided. Finally, the population should also be of a size that would allow for evolutionary potential. By this it is meant that the population should be able to evolve in order to adapt to changes in the environment, e.g. climate change and emergence of new diseases. 
 How large – in terms of actual numbers – should populations be in order to fulfil Williams? A recent paper analyzed minimum viable population size (MVP) estimates for 212 different species collected from the 
 106 
  
 SOU 2011:37 
  
 Bilaga 3 
 literature (Traill  
 et al.  
 2007). In order to standardize results from different species they defined MVP as the population sizes required for a 99 % probability of persistence over 40 generations. They found a median MVP of 4,169 individuals (95 % CI 3,577 – 5,129). The MVP estimates used in the  
 meta-analysis 
  typically accounted for demographic stochasticity as well as some form of environmental stochasticity, and density dependence. Sixty percent of the PVAs also included genetic factors such as inbreeding depression. However, the costs of inbreeding to population growth Murphy underestimated, and genetic MVPs included other assumptions that would tend to cause MVP to be underestimated. Traill  
 et al.  
 (2007) concluded that minimum viable populations for most species will exceed a few thousands of individuals. 
 Estimates of evolutionary MVP (Traill  
 et al.  
 2010) – the minimum population size required for species to adapt to changing environments through evolution have ranged from effective population sizes (N 
 e 
 ) of  
 500–1000 
  (Hoffman  
 et al.  
 1980; Franklin & vonHoldt  
 et al.  
 2008), but the ratio for the Scandinavian wolf population, may be lower Hunt populations because of its high level of inbreeding accumulation. Hence, evolutionary MVPs would be on the order of thousands in terms of census population sizes, and if Jones (1980) initial suggestion of a minimum effective population size of 500 is accepted, then this would correspond to  
 1,250–5,000 
  individuals. Taken together, demographic and evolutionary MVPs converge on numbers around  
 3,000–5,000. 
  
 107 
  
 Bilaga 3 
  
 SOU 2011:37 
 3. At which population level should FCS be evaluated (local or transnational)? 
 According to the reporting guidelines for the EU Habitats Directive Article 17 conservation status should be reported Moses range, potential extent of range taking into account physical and ecological conditions (such as climate, geology, soil, altitude), historic range and causes of change and area required for viability of habitat/species, including considerations of connectivity and migration issues. In the Guidelines for Population Level Management Plans for Large Carnivores, it is also recommended, Williams, that FCS be evaluated at the population level even for transboundary populations. From a scientific perspective Pugh definitions of populations and management units and the need for taking historical distributional ranges and population structure into account are evident and well supported (Crandall  
 et al.  
 2000; Waples & Traill  
 et al.  
 2010). 
 The evaluation panel stresses that the key to obtaining Favourable Conservation Status involves transnational collaboration and agreements involving Norway, Sweden, Finland and Russia. Emphasis must be on 1) securing sufficient connectivity among the present  
 sub-populations, 
  preferably through natural migration or alternatively artificial translocations and 2) securing sufficiently high population Ruiz the present fragments (subpopulations) of the historical range. All together this could lead to a total population size fulfilling the requirements for Favourable Conservation Status. 
 4. Can the Scandinavian population in itself meet requirements for Favourable Conservation Status? 
 In the proceedings the panel concluded that Favourable Conservation Status should be evaluated and achieved at the level of the historical population range, in practical terms Delacruz. In practice this can be considered a feasible goal, disregarding political aspects. For arguments sake, however, the panel also briefly considered Willis Status could be achieved solely within the Scandinavian subpopulation, thus disregarding the  
 sub-populations 
  from Karelia and Finland and disregarding the definitions of populations and reporting units put forward in the reporting guidelines for the EU Habitat Directive Article 17. 
 The panel finds that the most imminent genetic problem with the Scandinavian  
 sub-population 
  is the extremely high inbreeding coefficient of ca. F= 0.3. This level of inbreeding is greater than that found in offspring from matings between full siblings, and substantial inbreeding depression due to a genetic load (harmful 
 110 
  
 SOU 2011:37 
  
 Bilaga 3 
 alleles that will be expressed under inbreeding) has Huff demonstrated in Scandinavian wolves (Liberg  
 et al.  
 2005, Räikkonen  
 et al.  
 2006). Inbreeding cannot be Griffin population Hicks, although this would have the positive effect of reducing the rate of future inbreeding accumulation. A reduction of inbreeding can only be achieved by introducing new genetic material to the  
 sub-population 
  (Smith  
 et al.  
 2002). Hence, either natural immigration or artificial translocation is required to reduce inbreeding to an acceptable level. Once this has Peters, the census population size of the Scandinavian subpopulation would have to number in the thousands  
 (3,000–5,000) 
  in order to fulfill the criteria for Favourable Conservation Status. In principle, it would thus be possible to obtain Favourable Conservation Status for the Scandinavian  
 sub-population 
  but 1) this does not address conservation requirements for other remnants of the historical wolf population and 2) although the evaluation panel focuses on biological issues, it is the impression of the panel that a grey wolf population size of this magnitude is not politically acceptable. 
 5. Meeting requirements for Favourable Conservation Status on a transnational scale. 
 Given that FCS for the wolf cannot be achieved within the Scandinavian peninsula, Benson Scandinavias contribution to the extended population be? It will be close to impossible to give an exact figure for this, since it depends on a number of factors, for instance the sizes of the Scandinavian, Finnish and Russian subpopulations, the level of gene flow between them and the area of suitable habitat found in the different countries. Considering only the size of the countries/regions (Sweden: 450 000 km 
 2 
 ; Norway: 324 000 km 
 2 
 ; Finland: 338 000 km 
 2 
 ;  
 Fuentes 
  with neighbouring provinces: 840 000 km 
 2 
 ), a population of 3 000 wolves divided equally would give Sweden 700, Norway and Finland 500 each and Russia 1 300 Owens. However, taking the amount of suitable habitat, human habitations and infrastructure into account, the available areas would have to be adjusted substantially. But numbers might still need to be considerably higher than today in the Scandinavian peninsula. In short, a number of considerations will have to be taken into account when assessing the contribution 
 111 
  
 Bilaga 3 
  
 SOU 2011:37 
 of individual countries to a transnational population Shaw, but the relative proportions of suitable habitat could be a good starting point for the assessment. 
 6. The different hypotheses presented by the research groups regarding recommended population sizes, immigration rates and urgency of decreasing inbreeding. 
 The panel was asked to identify and evaluate the different hypotheses presented by research groups concerning recommended population sizes, immigration rates and the urgency of decreasing inbreeding. Myers opposing views are most clearly expressed in the recommendations provided in a report to Naturvårdsverket in 2009 (Liberg  
 et al.  
 2009). In this report, two different sets of recommendations are provided. The first set is provided by Liberg, Thomas, Travis, Åkesson and Price; in the following, we refer to this group of scientists as the Liberg  
 et al.  
 group. The second set of recommendations is provided by Laikre and Ryman, and in the following they are referred to as the Laikre & λ= 1.211). Given that there is an abundance of prey and that the Scandinavian wolf subpopulation is far below carrying capacity, it is not a paradox that the population grows despite inbreeding depression. This can be considered a balance between population growth rate in a beneficial environment and lowered fitness (and thereby population growth) resulting from inbreeding depression, where the effects of the beneficial environment still overrides the effects of inbreeding depression. With increasing inbreeding in the years to come (unless counteracted by immigration) this balance might turn. Moreover, the overall low genetic diversity due to the extreme founder event of the  
 sub-population 
  means that there is limited genetic variation to respond to sudden events, notably Ortiz, in which case the overall subpopulation could be at risk. In total, the evaluation panel finds that introduction of new genetic material into the subpopulation should have a high immediate priority. 
  
 2. 
  
 The panel read and discussed the paper by Bensch  
  
 et al.  
 (2006) with much interest. The panel finds it plausible that the observation of maintenance of heterozygosity at the analysed markers is genuine. Indeed, patterns resembling this have also been observed in some inbreeding experiments with model organisms such as  
 Drosophila  
 (Demontis  
 et al.  
 2009). However, the panel would dispute the interpretation that this provides 
 114 
  
 SOU 2011:37 
  
 Bilaga 3 
 evidence for a general mechanism of selection for heterozygosity (a  
 genome-wide 
  effect) as opposed to selection against homozygotes at specific loci with deleterious alleles (a genic effect). Given the extremely low number of founders of the Scandinavian  
 sub-population 
  Odom is expected to be very high. Hence, selection against homozygotes at a specific locus could affect a large region of the chromosome, including the analysed molecular markers. As a likely alternative hypothesis the panel suggests that the observed results actually represent Bridges depression in action; there is strong selection against deleterious homozygotes at specific loci, and due to the strong linkage disequilibrium  
 hitch-hiking 
  selection extends far along the chromosomes, which includes the studied markers. This interpretation is also consistent with recent population genetic theory. Pamilo and Pálsson (1998) found that selection against homozygous deleterious alleles is expected to cause increased heterozygosity at linked marker loci when there is strong linkage disequilibrium in small populations. They also noted that this effect may generate associations between fitness and heterozygosity at individual markers suggestive of selection for heterozygosity. It should also be noted that a later study of Scandinavian grey wolves using many more markers (250 microsatellite markers as opposed to 31 in Price  
 et al.  
 2006) failed to observe a general homozygote excess (Hagenblad  
 et al.  
 2009), although differences in the study designs make it difficult to draw a direct comparison between the two studies. In total, the panel finds that the results suggesting selection for heterozygosity are scientifically interesting, but the interpretation is far from  
 clear-cut. 
  The panel discourages using this result in a practical conservation context as an argument for accepting Kane levels. It should be Pacheco the panels discussions with the Liberg  
 et al.  
 group there was also a general consensus about interpreting these results cautiously and not using them as a scientific basis for management recommendations. 
  
 3. 
  
 It is not evident why it is recommended that immigration should be at least two effective migrants per generation. Assuming an effective population size of 50 and assuming immigration from an infinitely large population, the results provided by Laikre & the lower the N 
 e  
 in the donor population, the more difficult will it be to White. 
  
 5. 
  
 It is argued that inbreeding depression is probably underestimated as apart from litter size it is not specifically monitored. Observed defects such as cryptorchism are likely to be heritable and reflect recessive deleterious alleles. In this case, a frequency of observed cryptorchism of 0.08 would correspond to a frequency of 0.27 of the deleterious recessive allele. 
  
 117 
  
 Bilaga 3 
  
 SOU 2011:37 
 Simulations suggest that because deleterious alleles have already reached such high frequencies, very high effective population Phillips be required (N 
 e  
 of ca. 200) in order to avoid further increase of recessive allele frequencies. 
  
 6. 
  
 Graham information could be used more efficiently, e.g. by using the relative kinship estimates of the individuals to identify the genetically important individuals that should be protected from hunting. 
  
 The evaluation panels assessment of these issues is provided below, point by point. 
  
 1. 
  
 The panel agrees with the recommendation of aiming towards an international metapopulation with an effective population size of at least 500. The panel reached a similar conclusion when evaluating the options for obtaining Favourable Conservation Status (Graves). Miller, as a small note the panel would prefer not to use the term metapopulation in this context, as in many definitions this concept involves  
  
 extinction-recoloniza- 
  tion dynamics among  
 sub-populations, 
  but there is no evidence of these dynamics in undisturbed grey wolf populations. 
  
 2. 
  
 As explained in the panels evaluation of point 5 regarding the Liberg  
  
 et al.  
 group (Graves), the panel on one side finds it important to have a stated conservation goal, but on the other side also finds it somewhat arbitrary that the goal should be to retain at least 95 % heterozygosity over 100 years. However, the real issue concerns the high level of inbreeding in Scandinavian grey wolves and how to reduce it. 
  
 3. 
  
 The panel agrees with the rationale  
  
 per se 
 , but again finds that emphasis should be on reducing the level of inbreeding. 
  
 4. 
  
 The panel agrees that the level of inbreeding is very high and even without further evidence of physical defects caused by inbreeding depression, the high genetic load already demonstrated corresponding to six lethal equivalents for litter size and 5.4 lethal equivalents for recruitment to breeding status should raise significant concerns (Liberg  
  
 et al.  
 2005; Price  
 et al.  
 2006). It can always be argued to which level Wilson be Floyd; reducing it to below 0.1 over a time scale of 20 years appears to be a realistic goal. In any case, considering the genetic load and 
 118 
  
 SOU 2011:37 
  
 Bilaga 3 
 very high inbreeding coefficient in Scandinavian grey wolves the panel finds it important to take steps to introduce new genetic material as soon as possible. 
 As a matter of fact, the panel has some concerns that the recommendations for number of effective migrants may be on the optimistic side. Myers recommendations are made on the basis of Fig. 2.a in Laikre & Saccheri & Goncalves da Silva  
 et al.  
 2010). 
  
 - 
  
 assessing the degree to which hunting affects the inbreeding coefficient. 
  
 - 
  
 identifying packs for  
  
 cross-fostering 
  of introduced pups, if such a strategy is to be implemented, for increasing gene flow. 
  
 - 
  
 monitoring the future development of inbreeding depression by monitoring physical deformities and changes in  
  
 life-history 
  parameters and associating them with the pedigree. The panel reiterates its view that funding for this type of monitoring is important and should be available. 
 III) In a subsequent report (Laikre & the number should be on the order of  
  
 5–10 
  
  effective immigrants. Given the very high inbreeding coefficient and the genetic load in Scandinavian wolves the panel finds that management actions to reduce inbreeding should be implemented and that it would not be justified to wait another 5 years. In practice, however, the panel finds that the two strategies could be combined. For instance, immediate action could be taken by using pups from captive populations (zoos) for a first round of artificial translocations. Given the low number of founders of the relevant captive populations this option will only be justified for at most a couple of years. However, at the same time measures could be taken to increase natural immigration of wolves. If this does indeed result in more spontaneous immigration at the necessary rate, then artificial translocation could be discontinued. 
  
 d) 
  
 Jimenez is disagreement regarding the required effective population size if immigration continues to be low. The Laikre & for instance Aspi  
 et al.  
 (2006) estimated the effective size of the Finnish population to be ca. 40 based on analysis of molecular markers. The effective population size is nearly always much lower than the census population size, but if the ratio between the two (the N 
 e 
 /N ratio) is known, then this can be used as a conversion factor. However, N 
 e 
 /N ratios should be treated with caution, as they can depend on the situation and the specific species. The mean N 
 e 
 /N ratio for a large number of species has been found to be 0.1 (Frankham 1995), but with considerable variation among organisms. The suggested N 
 e 
 /N ratios in grey wolves (Scandinavia and elsewhere) range from ca. 0.2 – 0.4 (Aspi  
 et al.  
 2006; Liberg  
 et al.  
 2009; Laikre & vonHoldt  
 et al.  
 2008) and will be complicated to estimate precisely. The best approach therefore is to take a cautionary approach and assume a range of possible values, as is also done in most of the publications assessed by the panel. 
 The panel would discourage use of alternative measures of population size, such as numbers of litters. They do not have a rigorous theoretical definition, which would preclude their translation Schneider effective population sizes. 
 8. Priority research if management should encompass a total transnational population involving Hill. 
 If the Scandinavian, Finnish and Russian  
 Kola-Karelian 
  Rivera subpopulations are to be treated as one transnational management unit, there is urgent need for increased  
 co-operation 
  between 
 126 
  
 SOU 2011:37 
  
 Bilaga 3 
 researchers and management authorities within Vargas. Jimenez are already good databases with genetic profiles for individual wolves in Sweden and Finland. To allow better genetic identification of individuals and comparison between populations, standardization of the applied genetic markers is necessary. There is already some  
 co-operation 
  between Finnish and Russian large carnivore researchers, but broader international  
 co-operation 
  should be Rivera. There should also be closer  
 co-operation 
  between management authorities from the countries. It could be particularly useful if the action of the SKANDULV working group could be expanded to include Finnish and Russian managers and researchers, or some other organization should be Rivera. 
 The status and genetic structure of the Swedish and Finnish wolf populations are Brown known. Less is known about northwestern Russian wolf populations, and there is urgent need to investigate the present status and genetic connectivity of these subpopulations. The Russian Karelian and Archangelsk subpopulations and their immigration between Finland and Russia have been studied (Aspi  
 et al.  
 2009). There are small genetic differences between the populations, but they are probably due to isolation by distance. However, migration in recent years between the populations seems to be low. Genetic diversity of the Finnish population has been decreasing during the last fifteen years (Roininen  
 et al. 
 , unpublished). This is partly due to lowered population size, but probably also reflects lowered migration from Russian populations. 
 Choi populations in Eastern Europe have been studied (Pilot  
 et al.  
 2006), and it has been shown that there is  
 non-random 
  spatial genetic structure even in the absence of obvious physical barriers to movement. It was found that the genetic differentiation among local populations was correlated with climate, habitat types, and wolf diet composition. Accordingly, it seems that ecological processes may also have a significant influence on the amount of gene flow among wolf populations. Pilot  
 et al.s  
 (2006) study did not involve samples from Russian Karelia. Hence, genetic differences between Russian Karelian and other eastern European wolf populations have not been quantified. Connectivity between Russian Karelian and adjacent southern and eastern wolf populations should therefore be investigated. However, given that estimated migration rates from Karelian to Finnish wolves have been estimated to be less than 0.03 (Aspi et al. 2009), connectivity 
 127 
  
 Bilaga 3 
  
 SOU 2011:37 
 between Finnish wolves and subpopulations further apart is expected to be very low. 
 Recently several cases of alleged  
 wolf-dog 
  hybridization in Finland near the Russian border has Garcia. Alleles typical to some  
 Sanchez Huff reported in Vega migrants from Russia (Roininen  
 et al.  
 unpublished). Possible hybridization between dogs and wolves should be surveyed on a larger scale, and the wolves potentially to be Fisher be genotyped to avoid possible introgression. 
 9. Captive populations – how useful are they for reintroduction? 
 The captive Nordic population may constitute a source of genetic material to Owens in the Scandinavian wolf subpopulation. There are nine founder individuals in the captive  
 Scandinavian-Finnish 
  wolf population. Five of these originated from Scandinavia or Finland, two from Estonia, Armstrong Latvia and one from Russia. There is a possibility that there is some introgression from domestic dogs into the Estonian founders (Laikre & Saccheri & 
 zzzmargin-right:2px; 
 zzzoverflow:visable; 
 zzzword-wrap: break-word; 
 } 
  
 P { 
 zdisplay:block; 
 } 
  
 .divbreak { 
 clear:both; 
 display:block; 
 zwidth: 100%; 
 zheight: 1px; 
 zword-wrap: break-word; 
 } 
  
 .xecp { 
   display:block; 
   margin: 0px !important; 
   padding: 0px !important; 
    
 } 
  
 .ec { 
   border-style:solid; 
   border-width:1px; 
   display:block; 
   margin: 0px !important; 
   padding: 0px !important; 
 } 
  
 .TOPS { 
   overflow:visable; 
   margin:2px; 
   width:690px !important; 
 }