|
|
Informasjonen på denne siden er tatt fra kortversjonen av:
Økologi hos en voksende bjørnebestand – Forvaltning når bjørnen har kommet tilbake
Av Jon E. Swenson
Klikk deg direkte til emnet du ønsker nedenfor, eller les teksten fortløpende.
Innledning
Bevaring og forvaltning av store rovdyr er ofte vanskelig og kontroversielt fordi de ofte finnes i lave tettheter, har store hjemmeområder, kommer i konflikt med mange av menneskenes interesser og er kostnadskrevende å forske på. Disse påstandene gjelder ikke minst brunbjørnen (Ursus arctos). Globalt sett minker bestandene av bjørner, og de blir mer og mer oppsplittet og isolert på grunn av industriell/teknisk utvikling, bruk av naturressurser, kommersiell overutnytting, unaturlig høy dødelighet, ødeleggelse og forstyrrelse av deres leveområder. De fleste tiltakene for forvaltning av bjørn dreier seg derfor om bevaring av små og isolerte bestander.
Selv om det generelle bildet er pessimistisk, spesielt i store deler av Sentral-Asia og i Vest-Europa, så har brunbjørnen økt i antall og utbredelse i mange andre områder, spesielt i nordlige og østlige deler av Europa. Denne økningen har blitt rapportert i flere bjørnebestander i Europa, herunder Russland, i østlige grenseområder i Finland, nordøstlige deler av Norge, Karpatene, de nordlige delene av fjellene i Alps-Dinaric-Pindos og fra Skandinavia. I tillegg har brunbjørn blitt satt ut i noen områder i Europa hvor de naturlige bestandene har blitt helt utryddet eller blitt redusert til svært små bestander. I Tyskland og Polen satte man ut bjørn så tidlig som på 1500-tallet, og de seneste årene har utsettinger blitt gjennomført i Østerrike, Frankrike og Italia. I Nord-Amerika er det interessant at det aldri har vært satt ut bjørn i områder der de har blitt helt utryddet (selv om det har vært slike forslag). Kun antall bjørner har blitt forsterket i en liten nord-amerikansk bestand.
Målet i bevaringsprosjekter for truete bjørnebestander er vanligvis å stoppe bestandsreduksjonen, hindre ytterligere ødeleggelse eller oppsplitting av deres leveområder, få kunnskap om årsaken(e) til reduksjonen og å få til en økning i bestandenes størrelse til et nivå som anses levedyktig på lengre sikt. Å oppnå dette for en art som brunbjørnen, gjennom å tillate økning i små eller gjenetablerte bestander, skaper imidlertid nye utfordringer i nye områder. Dette skjer vesentlig på grunn av artens predasjon på husdyr og elg (der predasjon på elg blir en negativ faktor overfor jegerinteressene) og at bjørn forårsaker frykt hos mennesker siden den kan være farlig. I områder der bjørner har vært borte over flere tiår, kan det være vanskelig for befolkningen å akseptere artens tilstedeværelse.
Brunbjørnen ble utryddet i nesten hele Skandinavia i løpet av slutten av 1800-tallet, men de forslag den svensk regjeringen vedtok for å bevare arten var vellykkede og bestanden har siden økt. Tilveksten i bestanden skapte et behov for allmennkunnskap om brunbjørnens biologi. Forvaltningsmyndighetene trengte mer konkret informasjon om artens populasjonsdynamikk, faktorene bakom bestandens utbredelse, bevaringsgenetikk, effekt av jakt og bjørnens rolle som predator på elg og sau. For å imøtekomme disse behovene har forskning på brunbjørnen foregått siden 1984 i to studieområder i Sverige; nær den nordlige grensen for artens utbredelse i fylket Norrbotten i Sverige og i den søndre delen av utbredelsesområdet i fylkene Dalarna og Gävleborg i Sverige og i Hedmark i Norge.
Sammenfatningen under omfatter hele forskningsperioden fram til og med 2003.
Fig. 1. Kart over Norge og Sverige. Stjernene viser sentrum i de to forskningsområdene til Det Skandinaviske Bjørneprosjektet.
opp
Brunbjørnens innvandring i Skandinavia
Brunbjørnen i Europa har to større genetiske hovedstammer, den østlige og vestlige. Denne viten er basert på mitokondrie-DNA (mt-DNA). De to hovedstammene kan ha blitt skapt for ca. 850 000 år siden. Den vestlige utviklingslinjen er i tillegg delt opp i to undergrupper hvilket har sin årsak i at stamforeldrene har sitt opphav i to ulike områder. Dette betyr at den europeiske brunbjørnen har tre genetiske linjer som er interessante å bevare, og alle disse oppstod i isfrie områder i løpet av siste istid: 1) bestander av den vestlige linjen fra isfrie områder på den iberiske halvøy, 2) bestander av den vestlige linjen med opphav fra isfrie områder på Balkan og 3) bestander fra den østlige linjen fra isfrie områder i Russland.
I Skandinavia lever bjørner som stammer fra den vestlige linjens iberiske gruppe og fra den østlige linjen. Vi har analysert nærmere mtDNA hos bjørnene Skandinavia, og vi oppdaget at det finnes en svært tydelig kontaktsone mellom disse to linjene i våre bestander. Basert på genetisk analyse av binner som har blitt skutt under jakt, har vi funnet ut at det er fire områder i Skandinavia hvor tettheten av binner er høyest (A4). Det er 134 km mellom de to binneområdene som er nærmest hverandre. I denne kontaktsonen er bjørnetettheten svært lav, og det er ikke registrert at hunnbjørner har krysset denne sonen. Det er også en avstand som langt overskrider maksimum vandringsdistanse som har blitt observert hos radiomerkede binner. Derimot har fire hannbjørner, to fra hver genetiske linje, krysset sonen og vandret videre. Alle fire holdt seg likevel innenfor den vandredistansen som er blitt dokumentert hos hannbjørner i de bestandene de har vandret ut fra. Siden mtDNA kun nedarves fra hunndyrene, har vi konkludert med at intet mtDNA har spredd seg mellom disse to linjene i Skandinavia. Denne registrerte kontaktsonen for bjørnene, er den samme som er registrert for tre andre pattedyr som har kolonisert Sverige fra øst og sør; vanlig spissmus (Sorex araneus), markmus (Microtus agrestis) og klatremus (Clethrionomys glareolus). Dette tyder på at kontaktsonen for alle fire artene er forårsaket av samme biogeografiske hendelse. Vår konklusjon er at bjørnene spredde seg etter den siste istiden til Skandinavia fra to kanter; bjørner fra den iberiske halvøya vandret inn fra sør og bjørner fra den østlige linjen vandret inn fra øst (A6).
Omtrent samtidig som vi publiserte våre konklusjoner om genetisk opphav, kom det informasjon om at bjørner fra begge de genetiske utviklingslinjene finnes i Romania. Det ser ut til at det er en større blanding mellom bjørner fra begge linjene i Romania enn i Skandinavia, men det savnes imidlertid en dokumentasjon av kontaktsonen. Den genetiske statusen for bjørner i Romania er noe komplisert siden det under CeauÈ™escu-regimet ble fanget inn ville bjørner som seinere ble alet opp og satt ut i områder med lavere bjørnetetthet. Dersom disse omplasserte bjørnene overlevde og formerte seg i sine nye leveområder, har det bidratt til en blanding av bjørner fra de to genetiske linjene og kan forklare registreringene om blanding der. Det har også blitt dokumentert en tydelig geografisk fordeling av bjørner på øya Hokkaido i Japan. Man fant der tre tydelige genetiske utviklingslinjer som antagelig skyldes en adskillelse mellom bjørner for 0,5-1,0 millioner år siden. Usikkerheten i tidspunktet beror på hvilken molekylær forandringshastighet man har brukt; enten 2,0 eller 3,7 prosent genetisk middelavstand i mtDNAs kontrollregion. Det er nesten ingen overlapp mellom bestandene av bjørner fra de ulike utviklingslinjene, hvilket ligner situasjonen vi har i Skandinavia. Dermed tyder resultatene vi har hittil, på at brunbjørn som art, opprettholder tydelige grenser mellom bestander av ulik genetisk avstamming og utviklingslinje. Det kan ha sin årsak i en begrenset spredning av hunner til områder med allerede høye tettheter av hunner (A6). Fenomenet bør undersøkes i andre områder der bjørner med ulike utviklingslinjer møtes og gjennom intensive studier av individuelle hunners spredning i relasjon til bestandstettheten.
opp
Reduksjon og seinere gjenetablering av brunbjørn i Skandinavia
Opprinnelig fantes det bjørner i hele Skandinavia. Basert på registreringer av skuddpremier som ble utbetalt for bjørn i hvert fylke, har vi beregnet at det var rundt 4700-4800 bjørner i Skandinavia rundt 1850. Av disse var ca. 65 prosent i Norge (A5). Fra 1856 til 1893 ble så et høyt antall bjørner drept; 2605 i Sverige og 5164 i Norge. Bestandene ble redusert i stor hastighet, og bestandene gikk ned hvert år med gjennomsnittlig ca. 4,8 og 3,2 prosent i Sverige henholdsvis Norge. Det var en større bestandsreduksjon i Sverige på tross av at det ble færre bjørner skutt der, hvilket støtter vår konklusjon om at Norge hadde flere bjørner på den tiden. Bjørnene forsvant først fra lavlandet, og de overlevde bare i noen få fjellområder i nordre og sentral deler av Sverige. Det laveste nivået i bjørnebestandene ble nådd rundt 1930, og da var det bare omtrent 130 bjørner igjen i disse fjellområdene.
På slutten av 1800-tallet og begynnelsen av 1900-tallet innså mange at situasjonen for brunbjørn i Norge og Sverige var kritisk. Både Svenska Jägareförbundet og Det svenske vetenskapsakademin skrev derfor en appell for å redde arten. Alle skuddpremier ble avskaffet i Sverige i 1893. Først 80 år senere, i 1973, ble skuddpremie for bjørn avskaffet i Norge. De mest effektive tiltakene for å redde bjørnen fra utryddelse var å avskaffe de økonomiske incitamentene for å drepe bjørn, inndra skuddpremier og å erklære at alle drepte bjørner tilhørte den svenske staten (A5). I 1943 hadde antallet bjørner i Sverige økt til et nivå som gjorde at en begrenset jakt på bjørn ble innført. Antall bjørner i Sverige har siden fortsatt å øke, til og med etter at jakten ble gjenopptatt (A4). På norsk side av grensen ble bjørnen utryddet som reproduserende art, og den siste helnorske bestanden ble utryddet på 1980-tallet. Innvandring fra de voksende og ekspanderende svenske, finske og russiske bestandene har ført til en gjenetablering av bjørn i Norge, hvilket har blitt dokumentert i både tidsmessige og geografiske mønstre i bestandens norske utbredelse (A5). Uheldigvis har bjørnens tilbakekomst til Norge gitt en kraftig overvurdering av antallet bjørner i Norge. Disse vurderingene ble basert på meldinger fra allmennheten om mulige bjørneobservasjoner. Beregningen viste et minimum på 130-194 bjørner i 17 områder i perioden 1978-1982. Vi oppdaterte en tidligere beregning av 620 bjørner i hele Skandinavia (A4) med en del nye data. Vi beregnet den skandinaviske bjørnebestanden til rundt 700 bjørner tidlig på 1990-tallet, og av dem var 2 prosent i Norge (A5). Beregningen i 1996 viste at det fantes omtrent 1000 bjørner i Skandinavia.
Ut i fra fire beregninger av bjørnebestanden i Sverige fra 1942-1991 fant vi en gjennomsnittlig tilvekst per år på 1,5 prosent. I samme periode var det årlige jaktuttaket på omtrent 5,5 prosent av den beregnede bestanden (A4). Samtidig med økningen i bestandsstørrelsen og en begrenset jakt, skjedde også en økning i bestandens utbredelse (A5). Vår forskning (A16) er den første som dokumenterer spredningsmønsteret i en bjørnebestand. En bestand som øker i utbredelse, forutsetter økning i utbredelse for begge kjønn. Faktum er at spredning av hunner er sjelden hos bjørner, i det minste i bestander som ikke er i voksende. Vi fant ut at økningen i relativ tetthet fra kanten av binnenes kjerneområde og inn mot sentrum av det, var tydelig, med en fordobling for omtrent hver 24. kilometer. Utenfor området der binnene var konsentrert, var kjønnsfordelingen skjev med dominans av hannbjørner i forholdet 3:1. Til sammenligning var fordelingen jevn i forholdet 1:1 i kjerneområdet. Dette styrker tidligere konklusjoner om at hannene er det kjønnet som vandrer lengst hos bjørnene. Vi brukte denne kunnskapen for å teste bjørnenes status i Norge. Vi fant at av de bjørnene som ble drept mellom 1973 og 1993 i Norge, var 87 prosent hanner. Av disse hannbjørnene var 71 prosent mellom 2-4 år gamle, hvilket er den alderen da hannbjørner vandrer ut. Disse andelene var signifikant høyere enn de vi fant i binnenes kjerneområder i Sverige (A16). Det styrker våre tidligere konklusjoner om at bjørnene i Norge tilhører utkanten av den svenske bjørnebestandens utbredelse. Et overraskende resultat var at binnene ikke var signifikant nærmere kanten av kjerneområdene enn hannbjørnene, hvilket tyder på at et fåtall hunnbjørner har gjort noe lengre vandringer på opptil 80-90 km (A16). Det er senere gjort lignende observasjoner i Finland der bjørnebestandens utbredelse også er økende. Vi har til og med kunnet styrke spredningsavstanden på lignende avstander gjennom radiopeilinger. Vi fant, for første gang hos bjørner, at hunner sprer seg fra binnenes kjerneområder før den øvre grensen for områdets biologiske bæreevne er oppnådd, i en tid da bestanden fortsatt er i økning. Det er interessant at en gjennomgang av litteratur om brunbjørnen i Europa viser at hunnbjørners utbredelse var stabil i bestander med null tilvekst mens hunnbjørnenes utbredelse ekspanderer i voksende bestander.
opp
Den skandinaviske brunbjørnens demografiske og genetiske levedyktighet
Kunnskapen om de enkelte bestandenes levedyktighet er svært viktig for myndighetene som skal forvalte bestandene. Dette gjelder spesielt for arter som skal beskattes. Den vurderte levedyktigheten gir et kvantitativt mål som kan brukes for å gjøre risikovurderinger og sårbarhetsanalyser. Det er likevel viktig å huske på at slike vurderinger ofte gir svært usikre scenarier. Vi undersøkte både den demografiske og genetiske levedyktigheten for bestander av den skandinaviske brunbjørnen (A18, A28).
Demografisk levedyktighet vurderes gjennom bruk av individbaserte data samlet over lang tid fra begge våre studieområder, samt en matematisk beregning for aldersstrukturerte bestander som inneholder en demografisk og miljøbetinget tilfeldig variasjon. I modellen antok vi at levedyktighet ikke var tetthetsavhengig siden vi ønsket å fokusere på hva som er minste størrelse for en levedyktig bestand i Norge. I Norge er bjørnen en viktig predator på husdyr, og bjørnetettheten er der svært lav. Dessuten hadde vi dokumentert tilvekst som viste en bjørnebestand i Sverige langt under nivået for biologisk bærekraftighet. Bjørnebestandene i begge studieområdene viste høy tilvekst, 14 prosent i nord og 16 prosent i sør, hvilket er en følge av kombinasjon høy overlevelses- og reproduksjonsevne. Den skandinaviske brunbjørnen viste den høyeste bestandstilveksten som noen gang er registrert for brunbjørn. Vi beregnet at bjørnenes reproduksjon i det sydligste studieområdet og i det nordligste studieområdet var henholdsvis omtrent 80 og 70 prosent sett i forhold til et hypotetisk maksimums reproduksjonspotensiale. Forskjellen i vurdert tilvekst i de to områdene skyldes variasjon i demografisk og miljøbetinget variasjon. Demografi dvs. faktorer som har betydning for fødsler, død, inn- og utvandring, viste seg å ha stor betydning for tilveksten mens miljøet hadde mindre betydning i det sydlige området og ingen betydning i det nordlige området. Vi definerer en bestand som ”levedyktig” når sannsynligheten for at bestanden overlever, overstiger 90 prosent sett i et hundreårsperspektiv. Vi fant ut at det da må være minst åtte binner i nord og minst seks i sør som er ett år gamle eller eldre. Disse beregningene er likevel svært følsomme for forandringer i overlevelsesevne og en liten reduksjon i overlevelse i bestanden kan redusere levedyktigheten hos til og med ganske store bjørnebestander.
I en studie av den skandinaviske brunbjørnens mtDNA fant vi bare en eneste type mtDNA i hver genetiske utviklingslinje (A6), hvilket tyder på en lav genetisk heterozygositet. Andre mindre og isolerte brunbjørnbestander i Europa som har gjennomgått en flaskehals har også vist bare én type mtDNA. Tapet av genetisk variasjon kan ha negative effekter på individenes fitness (dvs. individenes mulighet til å føre sine gener videre til en neste generasjon), for eksempel i form av redusert kullstørrelse som er registrert hos bjørner i fangenskap. Likevel har det vist seg at den europeiske brunbjørnen i Karpatene i Slovakia har en normal genetisk variasjon på tross av at den har gjennomgått en periode med flaskehals.
For å bestemme det genetiske mangfoldet samt genflyten hos den skandinaviske brunbjørnbestanden har vi anvendt microsatelitter fra kjerne-DNA hentet fra 380 bjørner spredd over hele den skandinaviske halvøya (A28). Gjennomsnittet av det totale genetiske mangfoldet var høy. Det som først og fremst bidro til det genetiske mangfoldet var variasjonen mellom individene, 93,3 prosent. Det genetiske mangfoldet påviste små forskjeller mellom underbestandene, 2,0 prosent, og mellom mtDNA-linjene, 2,7 prosent (A28). Av de fire kjerneområdene i Sverige der reproduksjon er konsentrert skilte de to midterste seg signifikant fra Hardy-Weinbergs allele-likevekt, hvilket kan ha sin årsak i inn- og utvandring mellom tilgrensende underbestander. Overraskende nok var det genetiske mangfoldet relativt høyt sammenlignet med de verdiene man har registrert hos brunbjørner i Nord-Amerika. Verdien kunne ikke signifikant skilles fra det genetiske mangfoldet som finnes i bestander som aldri har gjennomgått noen flaskehalsperiode. Dette resultatet skiller seg markant fra resultatene fra analyser basert på mtDNA, og årsaken til det er fremdeles uklar. Differensieringen i kjerne-DNA, målt gjennom mikrosatelitter, var heller i samsvar med grupperinger basert på mtDNA-linjene. Mulig forklaring på dette kan være at det er hannene som står for genflyten mellom kontaktsonene.
Våre resultater dokumenterte at den skandinaviske bjørnebestanden er demografisk og genetisk velfungerende. Bestanden har den høyeste tilveksten som er dokumentert noensinne i en bjørnebestand, og nivået av genetisk mangfold ligner nivået hos nordamerikanske bjørnebestander som ikke har gjennomgått perioder med flaskehals (A18, A28). At bjørnens overlevelse i Skandinavia skjedde i fire adskilte områder kan ha bidratt til dette. Effekten av fire uavhengige prosesser med genetisk drift (dvs. den evolusjonsmekanisme som er forårsaket av tilfeldigheter og ikke naturlig seleksjon, og genetisk drift har spesielt stor effekt i små populasjoner) kan tilfeldig ha bevart ulike allele-kombinasjoner i hver underbestand. Vår anbefaling er at det i forvaltningen av den skandinaviske brunbjørnen tas hensyn til at den består av fire genetisk adskilte underbestander der hannene står for genutveksling mellom bestandene. De to nordligste underbestandene hadde flere fellestrekk enn de andre underbestandene (A28), og ferske studier viser at man ikke bør skille mellom disse to i forvaltningen.
opp
Fødevalg
Et viktig aspekt av en arts biologi er hva den spiser. Før våre studier startet var det begrenset forskning på bjørnens diett i Skandinavia. Den var kun studert i sydlige deler av Norge (og da av ei binne fra en nå utryddet bestand) og i form av en grov beskrivelse av bjørnens føde om våren i Sverige. Etter en sammenligning mellom europeiske bjørnebestander ble konklusjonen at bestander i nord konsumerer mer kjøtt enn de i syd. Siden man hos brunbjørn i Nord-Amerika har funnet en klar og positiv kobling mellom andelen kjøtt i dietten og hunnenes kroppstørrelse og kullstørrelse, er det naturlig å tro at inntaket av kjøtt også har betydning for potensialet for en bjørns liv i Skandinavia. Denne kunnskapen om bjørnenes diett kan hjelpe oss til å forstå den høye tilveksten i den skandinaviske bestanden (A18). Vi studerte brunbjørnens diett med utgangspunkt i innhold i ekskrementprøver fra sentrale Sverige, Midt- Norge (A17) og nord-østlige Norge (A33). I sentrale deler av Sverige og sentrale deler av Norge sammenlignet vi dietten hos bjørner på begge sider av grensen der kun de norske bjørnene hadde tilgang på frittgående sauer.
Fra innholdet i ekskrementprøvene beregnet vi den nedbrytbare energien ved hjelp av publiserte omregningsfaktorer. Av andelen nedbrytningsbar energi så var kløvdyr, først og fremst som kadaver, den viktigste føden om våren i både Norge og Sverige i sentrale Skandinavia (A17). Om sommeren var de viktigste fødetypene i Sverige maur, urter og kløvdyr (rein Rangifer tarandus og elg Alces alces). Her skilte de seg fra de norske bjørnene fordi de norske bjørnenes viktigste sommerføde var sauer. Om høsten var bær den viktigste fødetypen for svenske bjørner mens for de norske bjørnene var det bær og sauer. De viktigste bærene var blåbær, Vaccinum myrtillus, og krekling, Empetrum nigrum. Vi beregnet at den svenske bjørnens årlige energiinntak inneholder 44-46 prosent bær og 14-30 prosent av elg. I Norge bestod det årlige energiinntaket av 6-17 prosent bær og 65-87 kløvdyr (og da hovedsakelig sauer). For å øke vekten før hiperioden valgte de norske bjørnene de lettfangede og fete sauene sommer og høst mens de svenske bjørnene valgte karbohydratrike bær om høsten.
Vi fant ut at bjørn i Pasvikdalen i nord-østlige Norge stort sett lever på samme typer føde som bjørner lenger sør, bare med noe ulik fordeling. Kløvdyr, hovedsakelig elg, bidro om våren og sommeren til henholdsvis 85 og 70 prosent av det beregnede energiinnholdet. Om høsten var bær viktigste føde med 49 prosent av energiinntaket, men kløvdyr var fremdeles viktig og bidro med 30 prosent av energiinntaket (A33). I dette området var sauer svært fåtallige. Voksne kløvdyr som ble drept av bjørn var en viktigere del av fødeinntaket i nordligere deler av Skandinavia sammenlignet med de sentrale delene (A17). Den geografiske forskjellen i kløvdyras betydning for bjørnenes diett har også blitt rapportert fra det europeiske Russland og Sibir. Faktorer som kan påvirke dette, er mangel på alternativt bytte tidlig om våren, det mer enkle økosystemet i nord, en mer svak elg etter hardere vintre i nord og snøforholdene som ofte gir bjørnen fordeler som predator (A17).
Hittil har vi bare publisert en del av vår forskning på bjørnens diett i Midt-Sverige som gjelder bjørnens predasjon av maur (A23). Vi fant ut at maur utgjør en viktig fødekilde for bjørnen, og maur bidrar til 20 prosent av det totale energiinntaket. Det fantes rikelig med maur. Beregningen viser 9,6 kg/ha eller 30,5-38,5 tonn maur per bjørn, og maur utgjorde om våren, sommeren og høsten henholdsvis 12, 16 og 4 prosent av volumet i ekskrementprøvene fra bjørnene. Røde skogsmaur av artene Formica-slekten, ble konsumert hovedsakelig på våren, og bjørnen gravde årlig ut i gjennomsnitt 23 prosent av maurtuene, og ofte flere ganger. Blant de røde skogsmaurene foretrakk bjørnen artene F .aquilonia/ F .polyctena framfor F. exsecta og F. lugubris hvilket kan skyldes at de førstnevnte lager større maurtuer. Bjørnene spiste 4-5000 maur fra hver tue de gravde ut på våren. I forhold til forekomst så foretrekker bjørnene stokkmaur (Camponotus herculeanus) alle sesongene. Det kan være at stokkmaur blir foretrukket av bjørn fordi disse maurene har høyere energi- og næringsinnhold. Stokkmaurene inneholder 71 prosent mer fett, en fjerdedel så mye maursyre og rundt halvparten så mye fiber som de røde skogsmaurene, men samtidig lever de i mindre kolonier i død ved og er derfor vanskeligere å få tak i. Maur er altså relativt viktig for den europeiske brunbjørnen samtidig som maur synes å ha liten betydning for brunbjørn i Nord-Amerika. Man vet enda ikke årsaken til denne forskjellen, men røde maur som bygger store tuer er vanligere i Eurasia enn i Nord-Amerika.
Tross at vi i dag har ganske god kjennskap om den skandinaviske brunbjørnens fødevalg og fødesøk, kan vi ikke trekke sluttkonklusjoner om den eksepsjonelt høye reproduksjonstakten i bestanden. Det er vanskelig å forklare tilveksten med en bedre fødetilgang enn hos andre brunbjørnebestander siden brunbjørnsbestander langs Alaskas Stillehavskyst har tilgang til enorme mengder lekende laks (Oncorhynchus-arter) og likevel har lavere tilvekst enn den skandinaviske bestanden. Årsaken til den skandinaviske bjørnebestandens høye tilvekst er fremdeles uløst.
opp
Konflikter mellom bjørn og menneske
Vi har skilt ut tre hovedområder hvor bjørn havner i konflikt med menneskers interesser i Skandinavia: predasjon på elg, predasjon på husdyr (spesielt sauer og tamrein), og fare for menneskers sikkerhet. Bjørnen forårsaker også skade ved forstyrrelse av bikuber. De førstnevnte temaene er de som først og fremst påvirker folks holdninger til bjørn. Vi har bare i begrenset grad arbeidet med bjørn-rein-problematikken.
Tidligere studier i Skandinavia har dokumentert at bjørner dreper elg. Det har vært vanskelig å beregne mengden elgpredasjon. Haglund (1968) konkluderte med at antallet voksne elg som drepes av bjørn var mindre enn 1-2 prosent av det antallet elg som skytes av jegerne på 1960-tallet. Haglund nevnte at bjørn dreper elgkalver i Sverige, men han kunne ikke beregne mengden. Nylig har forskere oppsummert studier fra Nord-Amerika som tyder på at brunbjørn der dreper 3-52 prosent av de tilgjengelige elgkalvene samt at hver voksne bjørn i gjennomsnitt dreper 0,6-4 voksne elg årlig i ulike områder. Bjørnebestanden i Sverige har kanskje vokst seg fem ganger større siden Haglunds (1968) studie (A5, A4), og elgjakta tilfører viktige inntekter til grunneierne. De fleste svenske jegerne har vent seg til å jakte elg i en natur som mangler andre predatorer enn mennesket. Følgelig har mange grunneiere uroet seg for at elgjakta , og dermed inntektene fra den, vil synke dersom bjørnebestanden vokser. Vi har studert predasjon på elg ved å følge radiomerket elg i seks år i vårt sydlige studieområde, og vi har sammenlignet våre resultater med fire lignende studier av radiomerkede elgkalver. De fleste av våre resultater er bare publisert som rapporter på norsk. Vi sammenlignet også dødeligheten for 175 umerkede elgkalver i to områder med bjørn og i tre områder uten bjørn i Sverige, og vi fant en sterk signifikant forskjell i dødelighet. I områder med bjørn var den gjennomsnittlige elgkalvdødeligheten 41 prosent, og den var 11 prosent i områder uten bjørn (A20). Vi har derfor konkludert at bjørn, i to områder med høye bjørnetettheter, forårsaket et netto tap av elgkalver på 30 prosent.
Vi fant at bjørner i det sydlige studieområdet årlig drepte omtrent 1 prosent av den voksne elgbestanden. Fra mange områder der bjørn nylig har reetablert seg, har jegere meldt om flere bjørnedrepte voksne elg. I tre områder i Skandinavia og i to områder i Nord-Amerika undersøkte vi muligheten for at bjørner hadde større sjanse for å lykkes i å nedlegge elg ved utkanten av bjørnebestandens voksende utbredelsesområde sammenlignet med områder der elg og bjørn hadde levd sammen i lengre tid (A32). Resultatene viser entydig og signifikant at naive elger er mindre vaktsomme når de støter på lukter og lyder fra rovdyr (bjørn og ulv Canis lupus). De ble lettere drept av bjørner etter bjørnefrie perioder på 50-130 år sammenlignet med elg som hele tiden har levd sammen med predatorer. Derimot ble elgkuer som mistet sine kalver til predatorer, raskt hyperfølsomme for lyder og lukter fra rovdyr. Det later derfor til å være en rask tilpasningsdyktig innlæringsevne, spesielt hos elgkuer når hennes kalver drepes, og denne innlæringen kan skje så fort som i én generasjon. Denne raske innlæringen reduserer sannsynligheten for at reetablerte rovdyrbestander skal kunne utrydde bestander av naive byttedyr (A32). Predasjonsfrekvensen som vi observerte i vårt sydlige studieområde, i kombinasjon med den beskatning av bjørn gjennom jakt som vi beregnet som forsvarlig, antyder at jegernes jaktkvoter synker med omtrent 10 elgkalver for hver bjørn de i stedet får sjansen til å felle.
Det vanskeligste aspektet med bjørnens eksistens i Norge er dens rolle som predator på de over 2 millioner sauene som går fritt i landet. Hver bjørn i Norge dreper i gjennomsnitt 50 sauer hvert år. Det er en stor kontrast til Sverige der man i områder med bjørn holder sauene innenfor elektrisk gjerde og få tap oppstår. Siden Stortinget i den første utredningen om store rovdyr bestemte at antallet bjørner skal økes og tap av sauer skal reduseres, spør vi oss hvor realistiske målene er. Vi sammenlignet tapsutviklingen for søyer i to områder nær grensen til Sverige der bjørn dreper sauer med utviklingen av antallet i bjørner i det tilgrensende området i Sverige. I nærheten til begge disse områdene hadde vi kontrollområder der bjørnedrepte sauer ikke ble dokumentert. Utover dette undersøkte vi effekten for tapsutviklingen for søyer året etter at det ble felt bjørner som tok sauer i samme området. Vi begrenset våre analyser til søyer siden bjørn hovedsakelig tar søyer. Vi fant sterkt signifikante sammenhenger mellom tap av søyer og antallet bjørner i begge områdene med dokumenterte bjørnedrepte sauer, men det var ingen sammenheng i områder der dokumentasjon på tap manglet (A10). Resultatene viste også at felling av bjørn som hadde drept sauer, ikke hadde noen signifikant reduserende effekt på tap av søyer året etter. Trolig skyldes det en høy innvandring av bjørner fra Sverige. Dette tyder på at avlivning av bjørner som dreper sau, ikke er noen effektiv metode for å redusere tap av sauer over tid (A10). Selvfølgelig kunne tapene av sauer ha blitt høyere om bjørnene ikke hadde blitt avlivet. Denne sammenfatningen er svært kontroversiell, og noen saueeiere opponerer mot den. Vi har nylig gjenopptatt vår forskning i de samme områdene og fortsatt undersøkelsen fra året da vi avsluttet første gang. Vår andre undersøkelse ga samme resultat. Vi konkluderer at bjørner og det nåværende saueholdet i Norge ikke er forenlig, og vi konkluderer med at det doble målet om flere bjørner og færre bjørnedrepte sauer, bare kan oppnås gjennom å endre saueholdet i Norge, alternativt å skille bjørn og sau i ulike områder (A10).
Brunbjørnen er et kraftfullt rovdyr som har skadet og drept mennesker, og forskning viser at mange mennesker i Skandinavia er redde for bjørn. Vi analyserte 114 møter mellom bjørn og forskere i Skandinavia og undersøkte i eldre og oppdatert litteratur tilfeller der mennesker ble skadet eller drept av bjørn og hvordan dette skjedde (A21). Vi fant ut at om bjørnen møtte på menneske, så forlot den vanligvis området. Ingen angrep skjedde ved de 114 møtene, men bjørnen gjorde skinnangrep i fire prosent av møtene. Da vi oppsummerte alle lignende studier i Eurasia, fant vi at ingen personskade skjedde i de 818 møtene mellom bjørn og forskere. Blåselignende lyder og brumming synes å være bjørnens advarselsadferd som kunne assosieres med at unger eller kadaver var i nærheten. Selv om dette er forhold som tydeligvis øker bjørnens aggressivitet, fant vi bare en faktor som gjorde det virkelig farlig, nemlig skadet bjørn. Opplysningene peker på at flere mennesker ble skadet av bjørn i Skandinavia tidligere. Da var det flere bjørner, og flere mennesker arbeidet i bjørnetette områder. Det ble derfor flere møter mellom menneske og bjørn. En annen årsak til flere farlige møter er nok at det var flere skadede bjørner på grunn av bruk av ineffektive våpen og våpen med selvskudd. Vår konklusjon er at den skandinaviske bjørnen stort sett ikke er aggressiv, men binner med unger og bjørn som forsvarer kadaver vil med en viss sannsynlighet opptre aggressivt. Den farligste bjørnen er en skadet bjørn (A10).
opp
Jakt på bjørn – ikke så enkelt
I Skandinavia er det lang tradisjon for bjørnejakt, og bjørnebestanden i Sverige har kontinuerlig blitt jaktet på siden 1943 (A4). I henhold til EU’s Habitatdirektiv kan bjørn bare drepes for å forebygge alvorlige skader på kulturverdier og husdyr, allmennhetens helse og sanitet og av sikkerhetshensyn. Bjørn kan i disse tilfellene kun drepes dersom det ikke er negativt for artens overlevelse. Negative konsekvenser for mennesker og menneskers interesser som følge av bjørnens eksistens drøftet vi i forrige kapittel. Der framgår det at jakta som har blitt drevet i Sverige, ikke har hatt noen negativ effekt for bevaring av arten. Antallet bjørner og deres utbredelse har tvert imot økt markant i tiden etter at jakt ble gjeninnført (A5, A4, A18). Det er likevel viktig både av biologiske og etiske grunner å ha en god kunnskap om hvilke effekter bjørnejakta har på bjørnebestanden. Tillatelse til å drepe bjørn i Norge gis bare for bjørn som har tatt sauer (A10).
Vi sammenfatter for tiden en studie om hvilket jakttrykk den skandinaviske bjørnebestanden kan tåle, når bestanden skal holdes stabil. Vi har utarbeidet en modell av hvordan bjørnebestanden skal beskattes for å kunne holde bestanden på et lavest mulig og samtidig demografisk levedyktig nivå. Det tilsvarer en forvaltningsstrategi for områder der bjørn skaper store konflikter, slik som i Norge (A22). Da vi brukte de demografiske verdiene som rapporteres (A18), og la til et kriterie om en sannsynlighet på mindre enn 10 prosent for at bestanden skulle dø ut i løpet av de neste 100 år, fant vi at ved bruk av terskeljakt (dvs. å skyte alle bjørner over et fastsatt bestandsnivå), kan alle bjørner skytes over et bestandsnivå som tilsvarer 34 hunndyr ≥1 år gamle (A22). Dette antallet kunne likevel vært lavere om man brukte en annen jaktstrategi der man skyter en andel av bjørnene over et visst antall. Da skulle 35 prosent av bjørnene utover 12 hunndyr ≥1 år gamle kunne skytes, og samtidig vil en slik kunne sikre at en levedyktig bestand blir opprettholdt. Om den siste strategien brukes, forventes bestanden å stabilisere seg rundt 20 hunndyr. Den relativt lave beregningen for en levedyktig bestand som jaktes på, avhenger av den høye iboende tilveksten som er registrert i bestanden. Skulle denne tilveksten reduseres med bare 3 prosent, så må under visse forhold grenseverdien fordobles. Usikkerheten i beregningen av bestandens størrelse gir et problem. Om denne usikkerheten øker, må grenseverdien økes markant for å være sikker på å unngå at bestandens utryddes i henhold til den oppgitte sikkerhetsmargin på 10 prosent. Dette er viktig kunnskap for viltforvaltningen siden bjørnebestander er vanskelig å estimere og overvåke. I våre beregninger benyttet vi oss av IUCN-kriteriet, hvilket er viktig i vurderingene av våre resultater. Kriteriet tillater en ganske høy sannsynlighet for utdøing, 10 prosent på 100 år, og dette er kanskje høyere enn man kunne ønske (A22). I tillegg blir det en risiko for reduksjon av den genetiske variasjonen på grunn av merkbar negativ effekt av genetisk drift ved så liten bestandstørrelse. Bestanden kan da miste muligheten til å tilpasse sin fenotype for å hindre utdøing ved forandringer i livsmiljøet.
Vi vet at det er flere svakheter i de meldingene vi får inn fra allmennheten om spor og observasjoner av bjørn, og det kan gi grove overvurderinger av bestandsstørrelsen om vi bruker alle meldingene (A5). På tross av dette sammenlignet vi meldinger fra jegerne om hvorvidt bestanden økte, var stabil eller redusert i de ulike fylkene (län) i Sverige, med den beregnede avskytningen. Vi fant en sterk sammenheng, korrelasjonsfaktor r2=83 prosent (A8). Beskatningen som skulle ha stabilisert bestandsstørrelsen, beregnet ut fra regresjonsformelen, liknet den som kom fram ved bruk av andre metoder. Den høye korrelasjonen mellom jegernes oppfatninger og avskytningen hadde et etterslep på 6-14 år (A8). Det var ikke uventet å få et slikt etterheng i tid siden det tar 10-15 år før strukturen i en bjørnebestand stabiliseres etter endring i avskytningen og siden bjørnen forøker seg langsomt. Selv om våre resultater viser at jegerne korrekt oppfattet og rapporterte endringer i bjørnebestanden, bør disse rapporteringene ikke brukes i den rutinemessige bjørneforvaltningen på grunn av den store tidsforskyvelsen (A8).
Utover de rene tall om hvor mange som felles og den effekt det har på bestanden, medfører jakta også andre mer indirekte konsekvenser for bestanden. En konsekvens er at bjørneunger forlates foreldreløse fordi deres mor drepes. Det er ulovlig i Sverige å drepe bjørner som tilhører en familiegruppe, men av og til skjer det om jegeren ikke har oppdaget de andre bjørnene i en slik gruppe. Vi var de første som dokumenterte foreldreløse bjørneunger som overlevde, vokste og senere formerte seg. Vår iakttagelse gjaldt fem unger fra to kull. Våre resultater peker på at årsunger klarer seg fint på egenhånd fra tiden rundt midtsommers. Morens bortfall syntes ikke å gi noen negative effekter på verken tilvekst, overlevelse eller reproduksjon for de ungene som overlevde sitt første leveår. Vår konklusjon er at det er etisk forsvarlig fra midt på sommeren å overlate morløse bjørneunger til å klare seg selv, hvilket nå gjøres i Sverige. En annen indirekte konsekvens er at jegere som søker etter annet vilt, kan påtreffe store bjørner i hi. Forskere rapporterte at amerikanske svartbjørner (Ursus americanus) som forlot sitt hi og fant et annet i løpet av en vinter, mistet mer kroppsmasse (25 prosent) sammenlignet med de som oppholdt seg i samme hi hele tiden (16 prosent). Vi fant ut at omtrent 9 prosent av bjørnene uavhengig av kjønn og alder, oppgir sine hi hver vinter (A12). I minst 67 prosent av tilfellene der hiene ble forlatt, var årsaken forstyrrelse fra mennesker, enten jegere, skogsarbeidere, fiskere eller skigåere. Vi var de første som dokumenterte hvilke konsekvenser det å forlate hiet før vinteren er over, får for bjørnenes fitness (dvs. individenes mulighet til å føre sine gener videre til en neste generasjon). Resultatene viser at drektige binner som forlot sitt hi mistet signifikant flere unger (60 prosent) sammenlignet med de som var i samme hiet hele vinteren (6 prosent) (A12).
En indirekte konsekvens av jakt som mange anser som ønskelig, er at jakta antagelig opprettholder bjørnens naturlige skyhet for mennesker. Selv om det er et naturlig synspunkt, finnes det få vitenskapelige studier som taler for eller imot det. Jeg foretok en gjennomgang av litteratur fra Eurasia for å undersøke fenomenet. Resultatet kan ikke sees på som noe sterkt vitenskapelig bevis på grunn av måten studiet ble gjennomført på, men man kan se noen gjennomgående trender og mønstre. Det framgikk at bjørnebestander som ble jaktet på, var mer sky enn bestander som ikke ble jaktet på. Unntaket er når bjørnene hadde tilgang til fødetyper som var menneskeskapte, for eksempel avfall (A27). Om man begynner å jakte på en bjørn, kan dyret raskt og tydelig utvikle en skyhet for mennesker, en skyhet som kan opprettholdes i lang tid selv etter at jakta er blitt innstilt. Det kan imidlertid virke som at tilgang til føde fra mennesker er viktigere enn jakta med hensyn på bjørnens nærhet og forhold til mennesker (A27). Vår forskning har vist enda et eksempel på jaktas indirekte konsekvenser på bjørnebestanden, nemlig seksuelt selektert infanticid (= ungedrap) (SSI) (A11, A36, A38). Infanticid er at et voksent individ dreper et avkom som enda ikke kan klare seg selv. Infanticid er en naturlig adferd, og den betegnes som seksuell selektert når følgende vilkår er oppfylt: 1) bjørnehannen som utfører infanticidet, dreper ikke sine egne avkom, 2) som følge av infanticidet føder den hunnen som har fått sine avkom drept, et nytt kull tidligere enn hun ellers ville gjort, og 3) en unge-drepende hanne vil selv parre seg med hunnen som han har drept avkommene til, slik at han kan bli far til hennes neste kull. Vi har undersøkt fenomenet, SSI, i et flertall artikler. Vi brukte data fra 1985-95 for å teste følgende hypoteser ut fra SSI-hypotesen: 1) et for tidlig tap av unger gjør at neste brunst kommer tidligere, 2) årsunger forsvinner (antageligvis drepes) under parringstiden, 3) lavere sannsynlighet for overlevelse hos unger etter at voksne ( >5år) hanner ble drept i sydlige studieområdet, der jegere har skutt hanner i perioden 1985-1995, 4) høyere overlevelse hos unger i det nordlige studieområdet der ingen hanner ble skutt av jegere. Umerkede unger ble overvåket ved at deres radiomerkede mødre ble fulgt. Resultatene passet til alle våre hypoteser (A11). Det ble registrert en forskyvning i tid på 0,5 til 1,5 år fra det tidspunkt en voksen hannbjørn ble drept til ungedødeligheten økte. Tidsforskyvningen var ikke i hele årstall siden hannbjørnene ble drept om høsten og ungenes forsvinning skjedde påfølgende vår. Vi trakk konklusjonen at avlivning av en voksen hannbjørn forstyrrer hannbjørnenes sosiale organisasjon de neste 1,5 år etter at hannbjørner ble drept. Bestandens tilvekst reduseres med 3,4 prosent, og avlivning av en voksen hannbjørn i vårt sydlige studieområde medfører en reduksjon av den forventede tilveksten som er sammenlignbar med at 0,5-1 voksen binne blir drept (A11). Det etterslepet i tid som vi har observert, opptrer trolig hos brunbjørn dersom tapet av årsunger hovedsakelig forårsakes av ungedrepende hanner som har vandret inn og etablert et hjemmeområde, etter at den etablerte hannen har blitt drept. Bjørn drepes normalt om høsten, som er en viktig tid på året da bjørnen samler fettreserver for hiperioden. Parringssesongen begynner om våren, kort tid etter at bjørnene våkner fra sitt hi og pågår til midtsommers. Det gir således en begrenset tid for en immigrerende hanne til å etablere seg (A36). Det kan være vanskelig for en ung hannbjørn å drepe årsunger som forsvares, men hannbjørner kan bli mer effektive med alderen.
Seinere analyserte vi igjen alle våre data fra voksne hanners død uavhengig av dødsårsak, og vi utvidet perioden til 1998. Vi endret definisjonen av studieområdet fra å ha vært et sammenslått område som inkluderte alle hunner med årsunger i alle årene, til ett område som inneholdt alle hjemmeområder til binner med årsunger for hvert av årene i perioden. Vi sammenlignet både romlige og tidsmessige faktorer for å undersøke hvilke faktorer (næringstilgang, sosiale/SSI eller forstyrrelse i hiperioden) som best kunne forklare den registrerte variasjonen i ungers overlevelse (A36). Tapet av årsunger kunne best forklares ut fra sosiale faktorer/SSI, både sett ut fra et romlig og tidsmessig perspektiv. I motsetning til det vi forventet oss, så synes næringstilgangen ikke å ha noen betydning. I begge studiene ble det registrert et høyere tap av årsunger i de årene da kroppsmassen hos voksne hunner og årsunger (beregnet ut fra kroppsmasse som de hadde som ett-åringer den følgende våren) var høyest (A11, A36). Vi undersøkte forstyrrelse i hiperioden bare i det sydlige studieområdet, og det kan forklare en viss variasjon av overlevelse hos årsunger. I nord døde få voksne hanner, og de tre voksne hannene som vi mistet i studiets oppstart, fikk ingen erstattere på mange år. Det siste skyldes nok et begrenset antall innvandrende hanner. I sør døde fem ganger så mange hanner årlig, og i løpet av de årene da dødsfall for voksne hannbjørner ble registrert så døde i gjennomsnitt 20 prosent av de voksne hannbjørnene. Det beregnede antallet voksne hanner holdt seg stabilt i studieperioden, hvilket nok skyldes at hannbjørner utenfor vandret inn. I det sydlige studieområdet hadde antall voksne hanner som ble drept 1,5 år tidligere innen et område som inkluderte alle radiomerkede binner med årsunger i et bestemt år, en negativ sammenheng med årsungenes overlevelse. Hannene som befant seg i det nordlige studieområdet, var unge, og de fleste formerte seg som tre-åringer. Disse hannene var sannsynligvis fortsatt ikke sterke og erfarne nok til å drepe årsunger som ble forsvart av sin mor. Vår konklusjon er at hannbjørner dreper årsunger i henhold til våre hypoteser som er begrunnet ut fra SSI-hypotesen og at tilfellene av infanticid hovedsakelig gjøres av innvandrende hanner (A36).
Vi studerte også om hvordan tilfeller av predasjon innen arten på ungbjørner (1-4-åringer) kunne relateres til voksne hanners bortgang. De fleste ett-åringer skilles fra sin mor i løpet av mai måned. Den eneste forskjellen vi fant mellom det sydlige og nordlige studieområdet, var at relativt flere ett-årige hunner i det sydlige området var blitt drept av en annen bjørn. Vi fant ingen tilfeller av innenarts-predasjon for hunner >1 år, men unghanner hadde blitt drept av andre hannbjørner som ett-, to- og treåringer. Verken bestandstetthet eller fødetilgang påvirket andelen ettåringer som ble drept av annen bjørn, men innenarts-predasjonen for ett-årige hunner økte med antall voksne hanner som døde enten 2,5 eller 1,5 år tidligere. Siden mønsteret for bjørnedrepte ett-årige hunner liknet det vi fant for årsunger, spekulerte vi på om ungedrepende hanner med overlegg var mer interessert i å drepe andre bjørner selv om en slik adferd ikke kunne forutsies ut fra SSI (A38). Antallet bjørnedrepte ungbjørner var høyest i parringssesongen, akkurat som for årsunger. Jeg kombinerte resultatene fra våre studier og beregnet bestandstilveksten ut fra en standardisert beslutningsmodell. Ut av dette fant jeg at uttak av en eller flere voksne hanner førte til en reduksjon av tilveksten på 4,5 prosent (B8).
Vi har fortsatt å undersøke dette fenomenet. Årene 1998 og 1999 fulgte vi intensivt binner med årsunger samt utvidet studiene til å omfatte DNA-identifikasjon. Vi testet kravene som SSI-hypotesen stiller: 1) at en ungedrepende hanne ikke dreper unger han selv er far til, og 2) at den ungedrepende hannen parrer seg med binna viss unger han selv har drept, og blir far til hennes neste kull. Resultatene gav støtte til begge kravene (B8). Vi fant til og med at voksne etablerte hanner utøver infanticid i henhold til SSI-hypotesen. Vi testet hypotesen om at en økning i jaktuttaket av voksne hanner, øker årsungenes dødelighet. Siden tilveksten mellom 1985-1995 i det sydlige området var så høy som 16 prosent, så ble jaktkvoten økt markant. Vi antok at et økt jaktuttak av voksne hannbjørner skulle bidra til en økt dødelighet for årsunger på grunn av SSI. Siden 1995 økte antallet felte bjørner seks ganger i de fylkene som inngår i det sydlige studieområdet (Dalarnas og Gävleborgs län). Antallet felte voksne hannbjørner økte 35 ganger, og den totale dødeligheten hos radiomerkede hanner ble fordoblet hvilket også skjedde med den totale årlige dødeligheten hos radiomerkede hunner. Resultatene støtter dermed SSI-hypotesen. Til slutt ble det fokusert på om binner med årsunger viste en adferdsstrategi for å unngå infanticid, hvilket man forventer når SSI har en stor påvirkning på hunnenes reproduktive framgang. Vi fulgte intensivt voksne hanner og binner med årsunger for å finne ut om binnene viste noen av følgende forsvarsstrategier mot SSI: 1) binner med årsunger unnviker hanner gjennom a) en aktivitetsrytme som skiller seg fra hannenes, b) å redusere sitt bevegelsesmønster i parringssesongen, og 2) hunner parrer seg promiskuøst (dvs. med flere partnere). Vi fant støtte for våre hypoteser om hunnenes forsvarsstrategier (B8): 1a) I parringssesongen var hunner med årsunger mindre aktive enn hanner og hunner uten årsunger. Hunner var mest aktive i de periodene når hannene var minst aktive, 1b) I parringssesongen forflyttet binner med årsunger seg mindre sammenlignet med både hanner og hunner uten årsunger. Man kunne argumentere for at årsaken til den reduserte forflytningen er at moren begrenses av sine årsunger, men vi fant at størrelsen på hjemmeområdet for binner med årsunger var negativt korrelert med bestandstettheten (dvs. hunnenes hjemmeområdestørrelse var mindre i områder med høyere bjørnetetthet) (A41). Altså er det ikke bare årsungene som begrenser binnenes forflytning. 1c) Binner med årsunger bruker andre habitat i parringssesongen sammenlignet med binner uten årsunger. Til sammenligning valgte binner med årsunger hvileplasser i områder med bedre sikt og flere store furutrær (Pinus sylvestris). Vi har observert flere årsunger som har reddet seg selv fra infanticid ved å klatre opp i store furutrær, og at hanner lykkes i å drepe årsunger oftere enn forventet i områder uten store furutrær. 2) Binner parret seg promiskuøst hvilket viste seg ved at flere kull hadde blandet farskap, noe som også er observert hos brunbjørn i Alaska. I Yellowstone har man observert hunner som parret seg med opptil åtte hanner i en brunstsesong. Til sammen viser vår forskning at brunbjørnen oppfyller de tre kravene som stilles av SSI-hypotesen. Binner med årsunger viste tre av fire av de antatte forsvarsstrategiene; aggressivt fysisk selvforsvar, unngå aktivt hanner, promiskuitet et og trolig fortsetter de å parre seg etter en vellykket befruktning. Så vidt vi vet, synes det ikke som at de forsøkte å unngå SSI gjennom drektighetsblokkering, gruppeforsvar eller revirforsvar.
Seksuelt selektert infanticid drives fram av den forstyrrelse som skapes i hannenes sosiale organisasjon forårsaket av hannenes bortfall. Dette gjør det mulig for nye hanner å etablere seg i området eller kanskje tillater andre etablerte hanner å trekke nye grenser for sine hjemmeområder. Kunnskapen om SSI er solid og hviler på vitenskapelig veldokumentert grunn slik at det bør antas å være en tilpasning hos mange store rovdyrsarter. Jakt på voksne hanner kan drive fram SSI hos de artene som viser denne tilpasningen. Som forebyggende forsiktighetstiltak bør viltforvaltere ta med SSI i beregningen når jakt på store rovdyr vurderes og planlegges. Hvordan og om SSI gir seg uttrykk, kan være forskjellig i ulike områder og mellom ulike bestander. Det kreves derfor mye mer forskning i emnet innen vi med stor trygghet kan tillempe våre kunnskaper i jaktforvaltning av store rovdyr. Hvordan jakta påvirker adferden hos det jaktede dyret, bør gis større fokus hos både etologer og viltbiologer (B8).
opp
Forvaltning av store rovdyr i landskap med menneskelig dominans
Jeg sammenfatter denne avhandlingen på et mer filosofisk plan med to artikler som omhandler bevaring av bjørn og andre store rovdyr i Skandinavia og Europa. Ettersom den praktiske tilpasningen av bevaringsbiologi ”ute i den store virkelige verden” omfatter like mye eller mer, forholdet til allmennheten (PR) og politikk som vitenskap, så har bevaringsbiologer innsett behovet for å utvikle ulike ”salgsknep” for å fange allmennhetens oppmerksomhet og innlevelse (A29). Det innebærer ofte at man setter fokus på en karismatisk art, en såkalt ”flaggskipsart” som for eksempel brunbjørnen, for å få allmennheten følelsesmessig engasjert og for å befeste bevaringskampanjer. Alternativt kan man fokusere på bevaring av en art som bidrar til områdets totale biologiske mangfold. Det krever at den aktuelle arten enten er en indikator for viktig biologisk mangfold, en paraplyart (arealkrevende arter viss bevaring sikrer habitat for andre arter) eller en nøkkelart, som har stor effekt på forekomsten av andre arter. De store rovdyra i Skandinavia og i resten av Europa lever i områder som domineres av mennesker. Mange innbyggere i landsbyer har negativ innstilling til eksistens av rovdyr på grunn av deres predasjon på husdyr, rein og kløvdyr. Det virker derfor ulogisk å bruke en flaggskipsart som lokker til seg så mange delte og følelsesladede synspunkter. Bjørn og andre store rovdyr i Skandinavia trenger svært store arealer, men de er generalister hva gjelder type habitat og påvirkes ikke negativt av det intensive skogbruket i Skandinavia, som derimot truer mange andre organismer (A29). Selv om de kan fylle en funksjon som paraplyarter og indikere tilgang på store sammenhengende habitat, så er mye av landskapet ikke av verdi for de fleste andre truede og hensynskrevende arter. Av samme årsak fungerer de ikke bra som indikatorarter for biodiversitet. Om og i hvilken grad de store rovdyra kan regnes som nøkkelart er fortsatt ikke kjent, men det er klart at de kan være viktige predatorer på kløvvilt. Det skaper problemer siden jakt på kløvvilt som elg og rådyr, er en viktig fritidssyssel og et tilskudd i inntekten for skogeiere. Vår konklusjon blir derfor at bevaring av store rovdyr i Skandinavia og trolig i Europa for øvrig, er forbundet med spesielle utfordringer som krever egne planer for bevaring og kan derfor ikke lede eller følge av andre strategier i natur- og viltbevaring (A29).
Hvordan ser da framtiden for bevaring av de store rovdyra ut i Europa? Woodroffe (2000) presenterte et svært pessimistisk bilde som viste at det fantes en sterk positiv korrelasjon mellom sannsynligheten for utryddelse av rovdyr og befolkningstettheten. Det lover ikke godt for rovdyra med tanke på den økende befolkningsmengden. Woodroffes analyse baserte seg på data fra Afrika og på historiske data fra Nord-Amerika. Vi undersøkte samme tema, men vi brukte data fra vår tid fra Nord-Amerika og Europa for å finne ut om bestander av store rovdyr kunne bevares tross høye befolkningstall dersom gode og effektive forvaltningsprogram benyttes (A34). Resultatene viste tydelig at i dag, med de moderne og favoriserende forvaltningsregimene for store rovdyr i områdene vi undersøkte, så var de fleste bestandene av store rovdyr stabile eller økende, og bestandenes status kunne ikke kobles til befolkningstetthet. Vi har derfor en mer positiv tiltro til framtiden enn Woodroffe. Vi vil påstå at der man har effektive rutiner og systemer i og for viltforvaltningen, så er det i seg selv av større betydning enn befolkningstettheten når store rovdyr skal bevares (A34).
Jeg tror det er mulig å bevare brunbjørnen i Skandinavias menneskepåvirkede landskap og i mange andre deler av Europa. Hensikten med vår forskning har vært å forstå artens biologi i slike landskap og bidra med kunnskap for å sikre en sameksistens mellom bjørn og menneske. Selv om de boreale skogene i Skandinavia skiller seg fra de samme i Sentral-Europa, så virker det som om resultatene fra våre studier er mer relevante for forståelsen og forvaltningen av bjørn i Sentral-Europa fremfor Nord-Amerika. En viktig faktor er at brunbjørner i Skandinavia og i de dinariske fjellene i Slovenia og Kroatia viser seg å ha lignende kroppsmasser om høsten. Siden parametre for reproduksjon har vist seg å ha en sammenheng med hunnenes kroppsmasse om høsten, kan vi trekke konklusjonen at reproduksjonsparameterne som vi har dokumentert, kan brukes i modeller for populasjonsdynamikk for bjørner i Sentral-Europa. Mortalitetstakten er mer spesifikk for hvert område, men det er enklere å dokumentere en bj& |
