En kostnads-nyttoanalys av svenska hanteringsalternativ för tio invasiva främmande arter HAVS- OCH VATTENMYNDIGHETEN OCH NATURVÅRDSVERKET

En kostnads-nyttoanalys av svenska hanteringsalternativ för tio invasiva främmande arter HAVS- OCH VATTENMYNDIGHETEN OCH NATURVÅRDSVERKET RAPPORT 6809 SEPTEMBER 2018

En kostnads-nyttoanalys av svenska hanteringsalternativ NATURVÅRDSVERKET

Beställningar Ordertel: 08-505 933 40 E-post: natur@cm.se Postadress: Arkitektkopia AB, Box 110 93, 161 11 Bromma Internet: www.naturvardsverket.se/publikationer Naturvårdsverket Tel: 010-698 10 00, fax: 010-698 16 00 E-post: registrator@naturvardsverket.se Postadress: Naturvårdsverket, SE-106 48 Stockholm Internet: www.naturvardsverket.se ISBN 978-91-620-6809-7 ISSN 0282-7298 Naturvårdsverket 2018 Tryck: Arkitektkopia AB, Bromma 2018 Omslagsfoto: Signalkräfta www.nobanis.com Skunkkalla David Knott Mårdhund user:karlakas / Wikimedia Commons / CC-BY-SA-3.0 3041 0843 TRYCKSAK

Förord Invasiva främmande arter är ett av de största hoten mot biologisk mångfald och relaterade ekosystemtjänster, men även mot människors hälsa och ekonomi. Till följd av en ökad global handel och pågående klimatförändringar tilltar riskerna som dessa arter för med sig. Sverige har drygt 2000 främmande arter i landet, varav drygt 380 bedöms som invasiva. Insatser krävs för att förebygga, minimera och mildra effekterna av invasiva främmande arter bl.a. för att nå de av regeringen beslutade ekosystem relaterade miljökvalitetsmålen och internationella konventioner samt för att uppfylla krav i förordningar och direktiv inom EU. EU-förordningen (1143/2014) om förebyggande och hantering av introduktion av invasiva främmande arter trädde i kraft 1 januari 2015. Idag omfattas 49 invasiva främmande arter av unionsbetydelse, varav 12 av arterna finns i svensk natur. Arternas förekomst och risken för fortsatt spridning i landet varierar mellan arterna. Förebyggande åtgärder är att föredra både från miljösynpunkt och kostnadseffektivitet, hellre än att sätta in åtgärder då en art väl är etablerad. Det kan dock vara kostnadseffektivt att begränsa introduktion och spridning, exempelvis genom att främja tidig upptäckt och snabb utrotning i nya områden eller hindra spridning. Vissa arter kan vara värda att utrota även om de finns etablerade och har stor spridning. Denna kostnadsnyttoanalys är framtagen för att hjälpa ansvariga myndigheter i prioriteringen av hanteringsåtgärder, både för vissa av de arter som omfattas av unionsförteckningen samt ett litet urval av arter med stor nationell påverkan. Kostnadsnyttoanalysen har på Naturvårdsverkets och Havs- och vattenmyndighetens uppdrag utförts av Anthesis Enveco AB. Huvuddelen av texten är framtagen av Linus Hasselström och Åsa Soutukorva Swanberg på Anthesis Enveco. Ett stort tack till de många experter som har bidragit med kunskap om arterna och värdefulla kommentarer. Stockholm, september 2018 Avdelningschefen Claes Svedlindh Naturavdelningen Göteborg, september 2018 Avdelningschefen Björn Sjöberg Avdelningen för havs- och vattenförvaltning 3

Innehåll FÖRORD 3 SAMMANFATTNING 7 SUMMARY 9 1 INLEDNING 11 1.1 Bakgrund 11 1.2 Syfte och omfattning 13 2 METOD 15 2.1 Kostnads-nyttoanalys 15 2.2 Hanteringskostnader 16 2.3 Undvikna skadekostnader som ett mått på nyttor 17 2.4 Utmaningar 19 3 TILLÄMPNING PÅ TIO ARTER 20 3.1 Mårdhund 20 3.1.1 Om arten 20 3.1.2 Påverkan 21 3.1.3 Svenska hanteringsalternativ: kostnader och nyttor 24 3.1.4 Rekommendationer 27 3.2 Bisam 28 3.2.1 Om arten 28 3.2.2 Påverkan 29 3.2.3 Svenska hanteringsalternativ: kostnader och nyttor 31 3.2.4 Rekommendationer 33 3.3 Ullhandskrabba 34 3.3.1 Om arten 34 3.3.2 Påverkan 35 3.3.3 Svenska hanteringsalternativ: kostnader och nyttor 36 3.3.4 Rekommendationer 40 3.4 Signalkräfta 41 3.4.1 Om arten 41 3.4.2 Påverkan 41 3.4.3 Svenska hanteringsalternativ: kostnader och nyttor 44 3.4.4 Rekommendationer 46 3.5 Gulbukig vattensköldpadda 47 3.5.1 Om arten 47 3.5.2 Påverkan 48 3.5.3 Svenska hanteringsalternativ: kostnader och nyttor 49 3.5.4 Rekommendationer 51 5

3.6 Kabomba 52 3.6.1 Om arten 52 3.6.2 Påverkan 52 3.6.3 Svenska hanteringsalternativ: kostnader och nyttor 53 3.6.4 Rekommendationer 55 3.7 Gul skunkkalla 56 3.7.1 Om arten 56 3.7.2 Påverkan 57 3.7.3 Svenska hanteringsalternativ: kostnader och nyttor 58 3.7.4 Rekommendationer 61 3.8 Tromsöloka 62 3.8.1 Om arten 62 3.8.2 Påverkan 63 3.8.3 Svenska hanteringsalternativ: kostnader och nyttor 64 3.8.4 Rekommendationer 66 3.9 Parkslide 67 3.9.1 Om arten 67 3.9.2 Påverkan 68 3.9.3 Svenska hanteringsalternativ: kostnader och nyttor 69 3.9.4 Rekommendationer 72 3.10 Vresros 73 3.10.1 Om arten 73 3.10.2 Påverkan 74 3.10.3 Åtgärder: kostnader och nyttor 75 3.10.4 Rekommendationer 77 4 SLUTSATSER 78 5 DISKUSSION 80 REFERENSER 82

Sammanfattning I denna rapport analyseras kostnader och nyttor med olika hanteringsalternativ för tio utvalda arter som förekommer i Sverige. 1) Mårdhund (Nyctereutes procyonoides) 2) Bisam (Ondatra zibethicus) 3) Ullhandskrabba (Eriocheir sinensis) 4) Signalkräfta (Pacifastacus leniusculus) 5) Gulbukig vattensköldpadda (Trachemys scripta) 6) Kabomba (Cabomba caroliniana) 7) Skunkkalla (Lysichiton americanus) 8) Tromsöloka (Heracleum persicum) 9) Parkslide (Reynoutria japonica) 10) Vresros (Rosa rugosa) Utgångspunkten är en analys av tre olika hanteringsalternativ: utrotning (total eller lokal), populationsbegränsning och spridningsbegränsning (motsvarande inneslutning som anges i EU-förordningen, EU 1143/2014 1 ). För att värdera vilket alternativ som är samhällsekonomiskt lönsamt och görs genom att använda kostnads-nyttoanalys. På grund av begränsade data för vissa av arterna har inte en fullständig samhällsekonomisk lönsamhetsanalys kunnat göras för varje art. De monetära uppskattningarna av kostnader och nyttor kompletteras därför med kvalitativa och semikvantitativa bedömningar. Figur S1 illustrerar studiens mål, det vill säga att jämföra åtgärdernas samhällsekonomiska kostnader och nyttor. Nyttor beräknas i detta projekt i form av undvikna skadekostnader. Kostnader Ny or Kostnader av åtgärderna Kostnader som undviks på grund av åtgärderna Figur S1. Åtgärdernas samhällsekonomiska kostnader jämförs med de nyttor som åtgärderna leder till, i form av undvikna skadekostnader. 1 Europaparlamentets och rådets förordning (EU) nr 1143/2014 av den 22 oktober 2014 om förebyggande och hantering av introduktion och spridning av invasiva främmande arter. 7

Uppgifter om kostnader och nyttor är i vissa fall begränsade och i andra fall mer tillgängliga. För att kunna bedöma skadekostnader av en art krävs ingående kunskap om vilken påverkan den har. Denna information är för vissa arter riklig och för andra mer begränsad. Således behandlas vissa arter mer utförligt och andra mer översiktligt. En fullständig vetenskaplig litteraturgenomgång har inte kunnat göras i projektet och rapporten bygger därför i stor utsträckning på sammanfattat material om varje art. För varje art och hanteringsalternativ görs en bedömning av förväntad rangordning mellan hanteringsalternativen vad gäller förhållandet mellan nyttor och kostnader (nytto-kostnadsförhållandet, dvs. den förväntade kvoten mellan nyttor och kostnader). Det hanteringsalternativ som rangordnas högst anses vara det bästa alternativet ur ett samhällsekonomiskt perspektiv. Figur S2 visar en sammanfattande matris över resultaten och de samhällsekonomiskt rekommenderade hanteringsalternativen för samtliga tio arter. Y-axeln visar artens aktuella påverkan i Sverige. X-axeln visar potentiell påverkan vid inaktivitet och baseras på en kvalitativ viktning av sannolikheten för påverkan och omfattningen av denna påverkan om inget av hanteringsalternativen sätts in. För de flesta arter är den aktuella påverkan lägre än den potentiella påverkan, vilket betyder att det krävs snabba åtgärder. Varje arts placering i matrisen baseras på en kvalitativ viktning av den information som presenteras om varje art i denna rapport. Nuvarande påverkan Låg Hög Skunkkalla (utrotning) Bisam (utrotning/populationsbegränsning) Tromsöloka (utrotning/spridningsbegränsning) Gulbukig vattensköldpadda (utrotning) Kabomba (ev. utrotning) Signalkräfta (spridningsbegränsning/ ev. utrotning) Vresros (utrotning/spridningsbegränsning) Parkslide (utrotning/spridningsbegränsning Mårdhund (populationsbegränsning) Ullhandskrabba (populationsbegränsning) Låg Potentiell påverkan Hög Figur S2. Aktuell och potentiell påverkan av de tio arterna samt rekommenderade hanteringsstrategier. Röd färg indikerar arter som redan idag har en stor påverkan. Orange färg indikerar arter som har en lägre påverkansgrad idag men potentiellt hög i framtiden om inga åtgärder vidtas. Blå färg indikerar arter där påverkansgraden är låg och det inte finns tydliga bevis för en potentiell framtida hög påverkansgrad. 8

Summary In this report we analyse the costs and benefits associated with different management options for a selection of ten invasive alien species, all occurring in Sweden. 1) Raccoon dog (Nyctereutes procyonoides) 2) Muskrat (Ondatra zibethicus) 3) Chinese mittencrab (Eriocheir sinensis) 4) Signal crayfish (Pacifastacus leniusculus) 5) Red-eared/yellow-bellied slider (Trachemys scripta) 6) Cabomba (Cabomba caroliniana) 7) American skunk cabbage (Lysichiton americanus) 8) Persian hogweed (Heracleum persicum) 9) Japanese knotweed (Reynoutria japonica) 10) Japanese rose (Rosa rugosa) The study is based on the analysis of three different management options: eradication (complete or partial), population control and containment (in the sense of the EU legislation EU 1143/20141). To assess which alternatives are preferable from a socioeconomic perspective, we have used cost-benefit analysis. Because of limited data availability we have been unable to carry out exhaustive cost-benefit analyses for some of the species. For that reason, the monetary estimates of costs and benefits are supplemented with qualitative and semi-quantitative assessments. Figure S1 shows the aims of the study, i.e. to compare the socioeconomic costs and benefits of the different management options. In this context, benefits are calculated as the avoided costs of damage. The availability of data on costs and benefits is limited in some cases, while in others, data is more accessible. The assessment of damage costs for a given species requires extensive and in-depth knowledge of the impact(s) of that species. For some species this information will be limited, while it is abundant for others. Consequently, some species have been treated in depth and others with somewhat less detail. The report is to a large degree based on aggregated information for each of the species, since the project scope did not include a complete scientific literature search. For each of the species the management options are ranked according to their estimated cost-benefit ratio (i.e. the benefits divided by the costs). The management option with the highest score is considered the most favourable option from a socioeconomic perspective. Figure S2 gives a summary matrix of the results and the recommended management options for all the ten species. 9

The Y-axis shows the current impact level for each species and the X-axis shows the potential impact under a non-intervention scenario. This is based on a qualitative weighting of the probability of impact and severity of impact, given that none of the management options are implemented. For most species, current impact lies below potential impact, meaning that rapid intervention is essential. Each species is placed in the matrix according to a qualitative weighting of the information given in this report. 10

1 Inledning 1.1 Bakgrund Drygt 380 främmande arter bedöms som invasiva i Sverige (NOBANIS). Introduktionerna av arterna har främst varit avsiktliga. Invasiva främmande arter hotar den biologiska mångfalden och mänskliga aktiviteter. Nationellt pågår arbete med att utforma lagstiftning för att genomföra EU-förordningen (EU) nr 1143/2014 och vägledningar för denna. Prioriteringar av åtgärder krävs då det bl.a. kan saknas lämpliga metoder, om kostnaden relativt nyttan av åtgärden är oproportionerlig. Denna rapport syftar till att underlätta de nationella prioriteringarna genom att belysa kostnader och nyttor med olika hanteringsalternativ för tio utvalda arter som finns etablerade i landet. Invasiva främmande arter definieras enligt Konventionen om biologisk mångfald (CBD 2002) 2 som 1) främmande: har med människans hjälp antingen direkt eller indirekt introducerats utanför sitt tidigare eller aktuella naturliga utbredningsområde 2) invasiva: har negativ påverkan på den biologiska mångfalden, socioekonomiska värden eller människors hälsa I Sverige finns enligt de senaste uppgifterna 2 191 främmande arter, varav 387 anses invasiva enligt ovanstående definition (statistik från www.nobanis. org, 22 juni 2016). Clavero och Garcia-Berthou (2005) uppger att påverkan från invasiva främmande arter utgör en betydande orsak till utrotning av arter. Dessa uppgifter antyder att invasiva främmande arter direkt har orsakat utrotning av åtminstone 34 arter globalt och har bidragit till utrotning av ytterligare åtminstone 58 arter. Sedan studien är gjord har den negativa påverkan ökat, vilket sannolikt betyder att allt fler arter nu har utrotats och påverkan på den biologiska mångfalden tilltar. Det är därför viktigt att de invasiva främmande arternas påverkan på växter och djur hanteras. Invasiva främmande arter tas oftast in avsiktligt för att pryda trädgårdar eller för att odlas, jagas eller fiskas. Så är till exempel fallet med träd och grödor från andra kontinenter, prydnadsväxter, husdjur eller djur som används för exempelvis pälsproduktion. Vissa av arterna har avsiktligt placerats ut i naturen och vissa har spridit sig till naturen från de 2 Andra definitioner finns för invasiva främmande arter, bl.a. i Europaparlamentets och rådets förordning (EU) nr 1143/2014 av den 22 oktober 2014 om förebyggande och hantering av introduktion och spridning av invasiva främmande arter. 11

kontrollerade miljöer där de från början var avsedda. Andra arter har oavsiktligt introducerats i till en ny miljö, till exempel genom barlastvatten i fartyg, i flygfrakt eller fraktcontainrar (Silva, 2014). Figur 1 illustrerar de kända spridningsvägarna för främmande arter i Sverige, däribland de invasiva, och visar tydligt att trädgårdsodling är den vanligaste spridningsvägen sett till antalet introducerade arter, följt av jordbruk, transport och barlastvatten och sediment. 1000 750 Okänt Inte invasiv 500 250 0 Jordbruk Fiske Djurhållning Akvakultur Akvarier Barlastvatten och sediment Biologisk kontroll Rymlingar Fiskeri Skogsbruk Trädgårdsnäring Båtskrov Jakt Landskapsarkitektur Medicinal Prydnad Återintroduktion Sekundär introduktion Transporter Figur 1. Antal främmande arter per spridningsväg i Sverige (källa: www.nobanis.org). Inom Sverige hanteras främmande arter med olika styrmedel. Ett nytt övergripande ramverk är EU-förordningen om förebyggande och hantering av introduktion och spridning av invasiva främmande arter (EU 1143/2014), som anger att medlemsstaterna ska förhindra introduktion och spridning av de invasiva främmande arter som omfattas av förordningen. Den första förteckningen över prioriterade arter trädde i kraft 3 augusti 2016 (EU 2016/1141 3 ) och den första uppdaterade förteckningen trädde i kraft ett år efter (EU 2017/1263 4 ). Enligt förordningen ska unionsförteckningen uppdateras minst en gång vart sjätte år. I denna rapport undersöks kostnader och nyttor med olika hanteringsalternativ för tio utvalda arter. Arturvalet har gjorts av Naturvårdsverket 3 Kommissionens genomförandeförordning (EU) 2016/1141 av den 13 juli 2016 om antagande av en förteckning över invasiva främmande arter av unionsbetydelse i enlighet med Europaparlamentets och rådets förordning (EU) nr 1143/2014. 4 Kommissionens genomförandeförordning (EU) 2017/1263 av den 12 juli 2017 om uppdatering av den förteckning över invasiva främmande arter av unionsbetydelse som fastställs i genomförandeförordning (EU) 2016/1141 i enlighet med Europaparlamentets och rådets förordning (EU) nr 1143/2014. 12

och Havs-och vattenmyndigheten baserat på de diskussioner om arterna som förts under 2016. Samtliga arter förutom parkslide och vresros omfattas av EU-förordningen: Mårdhund (Nyctereutes procyonoides) Bisam (Ondatra zibethicus) Ullhandskrabba (Eriocheir sinensis) Signalkräfta (Pacifastacus leniusculus) Gulbukig vattensköldpadda (Trachemys scripta) Kabomba (Cabomba caroliniana) Gul skunkkalla (Lysichiton americanus) Tromsöloka (Heracleum persicum) Parkslide (Reynoutria japonica) Vresros (Rosa rugosa) Alla dessa arter är inte etablerade eller kan fortplanta sig i Sverige. Åtgärderna för arterna som finns på unionsförteckningen ska baseras på en kostnads nyttoanalys. Kunskapen om förekomst och arternas spridning för var och en av dessa tio arter varierar stort. 1.2 Syfte och omfattning Syftet med denna rapport är att för var och en av de tio arterna tillhandahålla bedömningar av ekonomiska kostnader och nyttor för olika handlingsalternativ. Bedömningarna är avsedda som underlag för myndig heternas prioriteringar, främst av fysiska åtgärder. Förebyggande åtgärder, såsom restriktioner i regelverk, eller kunskapsuppbyggande åtgärder såsom information, har inte belysts i lika stor utsträckning. Några kommentarer om bedömningarnas omfattning: Fokus är på åtgärder i Sverige, men vi är medvetna om att nyttor kan uppstå även på andra håll. En åtgärd i Sverige kan till exempel ge nyttor i andra länder och vice versa. I vissa fall behövs koordinerade åtgärder samtidigt i flera länder för att nå ett gott resultat. Vi inkluderar i allmänhet inte administrativa kostnader när vi bedömer åtgärdskostnader, då det ofta saknas underlag för att beräkna sådana kostnader. I analyserna antas dessa kostnader vara en fast summa för varje art, lika för alla arter, oberoende av typ eller mängden åtgärder. För vissa arter är det inte möjligt att separera de administrativa kostnaderna från kostnaderna för de fysiska åtgärderna. Vissa arter orsakar inte enbart skadekostnader utan också nyttor. Signalkräftan är till exempel en nationellt viktig resurs såväl för yrkesfiske som för fiske på enskilt vatten. För andra arter finns andra nyttor som till exempel prydnads användning. I de flesta fall uppkommer dessa värden under kontrollerade förhållanden (t.ex. odling eller uppfödning) och är inget som nödvändigtvis uppstår för arter som lever vilda ute i naturen. 13

Tid är en viktig faktor. Tidiga åtgärder är vanligtvis mer effektiva och mindre kostsamma än sena för att hindra att arterna etableras och sprids. För arter med snabb populationsökning är detta särskilt relevant. Hanterings alternativet med lägst kostnad är förebyggande åtgärder, det vill säga att förhindra arten från att introduceras och etableras. Samtliga tio arterna i rapporten förekommer dock redan i Sverige och flera av dem är invasiva. Analysen som ligger till grund för rekommendationerna i rapporten baseras inte på spridningsmodeller eller på teknisk genomförbarhet. Det förs dock ett resonemang kring dessa faktorer. Uppgifter om kostnader och nyttor är i vissa fall begränsade och i andra fall mer utförliga. En förutsättning för att kunna göra nyttobedömningar är att man känner till skadekostnaderna, eftersom undvikna skadekostnader kan ses som den huvudsakliga nyttan med åtgärderna. För att kunna bedöma skadekostnader krävs ingående kunskap om artens påverkan. Denna information är utförlig för vissa arter men mer begränsad för andra. Således tas vissa arter upp mer utförligt och andra mer översiktligt. En fullständig vetenskaplig litteraturgenomgång har inte kunnat göras i detta projekt. Vi har därför i stor omfattning förlitat oss på sammanfattat material i olika faktablad, till exempel NOBANIS (Europeiska nätverket för invasiva främmande arter) och den globala databasen Global Invasive Species Database och GBNNS (Great Britain non-native species secretariat). När det gäller åtgärdskostnader bedöms dessa i kronor där så är möjligt, baserat på uppgifter i litteratur och från kontaktade experter. I många fall är det dock inte möjligt att utan betydligt djupare studier dra några säkra slutsatser om åtgärdskostnader i dessa fall presenteras åtgärdskostnader som små, stora, osv. 14

2 Metod 2.1 Kostnads-nyttoanalys En kostnads-nyttoanalys (CBA) görs genom att man strukturerar och jämför vilka positiva och negativa effekter (nyttor och kostnader) som uppstår för människors välbefinnande av en policy, en åtgärd, ett projekt eller liknande. Analyser av kostnader och nyttor förknippade med hanteringsåtgärder för invasiva främmande arter kan användas i beslutsfattandet på olika sätt. Först och främst kan en beskrivning av effekterna ur ett samhällsekonomiskt (men inte nödvändigtvis monetärt) perspektiv bidra med underlag för prioritering med hänsyn till att resurser är begränsade. För det andra kan det underlätta förståelsen av och acceptansen för utgifter i samband med åtgärder. Analysen kan indikera skäliga kompromisser mellan a. Att lägga resurser på hantering av invasiva främmande arter respektive andra policyområden, däribland annan miljöpolicy b. Resursanvändning fördelat på bekämpande av olika arter (vissa arter behöver mer uppmärksamhet och resurser än andra) samt indikera: c. Vilka åtgärder som bör väljas för en viss art. Ett viktigt syfte med en lönsamhetsanalys är att avgöra om en åtgärd eller ett åtgärdspaket är ekonomiskt lönsamt för samhället. Detta görs genom att kostnader och nyttor förknippade med en viss åtgärd jämförs med ett referens alternativ. I denna studie är referensalternativet ett nollalternativ, det vill säga en situation där inga ytterligare styrmedel eller åtgärder införs. I de flesta fall innebär detta en fortsatt populationstillväxt för arten. Trots att målet är att tolka så många nyttor och kostnader som möjligt i monetära termer finns det oftast vissa effekter som är svåra att mäta. Till exempel kan invasiva arter påverka tillhandahållandet av ekosystemtjänster som inte har något uttalat värde på en marknad, alternativt bara delvis har ett sådant. Exempel på sådana ekosystemtjänster kan vara rening av vatten eller luft, reglering av vattenflöden, tillhanda hållande av föda och andra resurser eller kulturella värden i form av exempelvis rekreation. Figur 2 illustrerar lönsamhetsanalysens huvudprincip i denna bemärkelse. Kostnads-nyttoanalys används som en metodisk grund för analysen, men på grund av begränsade data presenteras ingen fullständig CBA för de respektive arterna med beräkningar av nettonuvärde för olika hanteringsalternativ eller en bedömning av fördelningseffekter och finansiella effekter i monetära termer. I stället görs en bedömning av hanteringsalternativens förväntade rangordning när det gäller förhållandet mellan nyttor och kostnader (nytto kostnadsförhållande, dvs. kvoten mellan nyttor och kostnader). Det hanteringsalternativ som rankas högst anses vara det bästa alternativet ur ett samhällsekonomiskt perspektiv. 15

Ekonomiska effekter Posi va effekter (ny or) Nega va effekter (kostnader) Svåra a u rycka i monetära termer Möjliga a u rycka i monetära termer Möjliga a u rycka i monetära termer Svåra a u rycka i monetära termer Jämförelse av posi va och nega va ekonomiska effekter Figur 2. Kostnads-nyttoanalysens principer. Även kostnader och nyttor som är svåra att uttrycka i monetära termer är viktiga att ta med. En kostnads-nyttoanalys beaktar kostnader och nyttor över en given tids period. I denna rapport är tidsperioden ganska lång och omfattar även potentiella effekter flera decennier framåt i tiden. Det är dock svårt att göra bedömningar om huruvida en effekt kommer att bli verklighet inom 10, 20 eller 30 år och hur en population kommer att utvecklas över tid. Tids horisonten för analysen är därför inte helt specifik i denna rapport utan har snarare ett långsiktigt perspektiv som utgångspunkt för diskussioner. 2.2 Hanteringskostnader Vanligtvis finns ett antal potentiella åtgärder för varje art. En generell indelning av åtgärder kan göras mellan åtgärder som syftar till a) utrotning (utrotning av lokala populationer eller total utrotning) b) populationsbegränsning c) spridningsbegränsning. Till exempel (vilket kommer att diskuteras ytterligare för var och en av arterna i nästa kapitel) kan man begränsa spridningen av invasiva växtarter genom att förhindra att jord som innehåller frön eller stamutlöpare flyttas till andra ställen. För att kontrollera populationen av invasiva däggdjur kan sterilisering eller avlivning vara en möjlighet. För att utrota en lokal population av en växtart kan man ta bort växten och dess rötter på mekanisk väg. Det är dock ofta svårt att dela in åtgärderna i tydligt avskilda kategorier. Till exempel tenderar åtgärder för utrotning eller populationsbegränsning att även begränsa spridningen, och åtgärder för att begränsa spridningen är också ett sätt att begränsa populationen. Trots att termerna alltså inte är helt avskilda är det lämpligt att diskutera åtgärderna i dessa kategorier för att se vilka potentiella kompromisser som kan göras mellan olika typer av åtgärder. Den totala kostnaden för att hantera invasiva främmande arter kan ses som summan av kostnader för fysisk hantering av arterna och för de (åter stående) skadekostnader som arterna orsakar. Om man vill studera 16

kompromisser mellan hanteringsalternativen är den här summeringen dock inte särskilt användbar, utan det är kostnaden och nyttan av den förändring som en åtgärd medför som är relevant i en beslutssituation. Denna rapport presenterar alltså inte summeringar av dessa olika kategorier av kostnader (där undvikna kostnader ses som nyttorna med åtgärderna). I andra studier med andra syften kan däremot denna typ av summering vara användbar för att förstå storleken av de totala kostnader som före komsten av invasiva främmande arter (inklusive hanteringen av dem i dag eller i fram tiden, samt deras påverkan) medför, se till exempel Gren (2007) eller Kettunen m.fl. (2008). Figur 3 illustrerar de två olika metoderna, varav den till höger är den som är relevant för denna rapport. Slutligen bör även påpekas att vissa åtgärder i sig leder till samhällsekono miska kostnader utöver de ekonomiska resurser som krävs för att genomföra själva åtgärden, till exempel genom en effekt på miljön. Användning av bekämpningsmedel kan till exempel orsaka skada på icke-målarter eller det lokala ekosystemet. Även om dessa kostnader ofta är svåra att kvantifiera bör de inkluderas i en bedömning av åtgärdskostnader. Studie av totala kostnader Studie av kostnader och ny or av åtgärder Kostnader för åtgärder Kostnader av återstående effekter trots åtgärder Total kostnad på grund av arten Kostnader Kostnader för åtgärder Jämförelse Ny or Undvikna skadekostnader genom åtgärder Figur 3. Beroende av studiens syfte är olika metoder möjliga. För denna studie jämförs åtgärdskostnader med de nyttor som åtgärderna leder till i form av undvikna skadekostnader enligt den högra figuren. 2.3 Undvikna skadekostnader som ett mått på nyttor Utan tillräckliga åtgärder kommer de invasiva främmande arterna att ge upphov till skadekostnader. Som angetts ovan definieras åtgärdernas nyttor som undvikna skadekostnader. För att uppskatta dessa nyttor måste effekterna av åtgärderna klargöras så mycket som möjligt. Till exempel är information om en viss åtgärds förmåga att reducera populationen eller spridningen av en art till nya områden avgörande. På grund av otillräcklig kunskap om dessa effekter så måste de ofta skattas utifrån olika antaganden. För att bedöma skadekostnader är begreppet ekosystemtjänster ett användbart verktyg. Ekosystemtjänster kan grovt delas in i stödjande, reglerande, försörjande och kulturella tjänster och kan definieras som 17

eko systemens direkta och indirekta bidrag till människors välbefinnande (TEEB, 2010). Det som är viktigt med denna definition är att den inte bara omfattar synliga tjänster såsom råmaterial eller livsmedel, utan också mer indirekta tjänster som genom en kedja av processer gynnar oss människor. Även om det ofta inte är möjligt att göra kvantitativa uppskattningar av en invasiv främmande arts påverkan på biologisk mångfald och hur detta påverkar produktionen av ekosystemtjänster, och hur det i sin tur påverkar människors välbefinnande, så kan man ange när fall sådana kopplingar existerar. I denna rapport antas en negativ effekt på den biologiska mångfalden ha samhällsekonomiska konsekvenser, antingen i form av förlorat användarvärde eller förlorat icke-användarvärde 5, eller både och. För vart och ett av handlingsalternativen kan minskningen i skadekostnader beskrivas utifrån den potentiella effekt de ger, vilket inkluderar både effekter som direkt påverkar människors välbefinnande och effekter som mer indirekt påverkar människors välbefinnande. Följande lista av potentiella effekter används för varje handlingsalternativ i denna rapport: Effekter på ekosystemtjänster Stödjande tjänster Reglerande tjänster Försörjande tjänster Kulturella tjänster Effekter på biologisk mångfald Effekter på människors hälsa Övriga effekter Det är viktigt att komma ihåg att dessa kategorier inte är inte utesluter varandra. Till exempel kan en art som har en effekt på livsmiljöer (stödjande tjänster) också ha en effekt på den biologiska mångfalden och hälsoaspekter (reglerande och kulturella tjänster). Detta måste särskilt beaktas när man för söker uppskatta de monetära effekterna eftersom det kan leda till dubbel räkningar. Som en grov identifiering av konsekvenserna är listan dock användbar för att fastställa en arts viktigaste effekter enligt generella kategorier. Värderingen av effekter kan uttryckas kvalitativt (i ord), semikvantitativt (i någon form av skala som indikerar om effekten är stor eller liten), kvantitativt (i fysiska enheter som hektar påverkat habitat eller liknande) eller monetärt (i kronor, euro osv.). Naturvårdsverket (2015) har tagit fram en vägledning för värdering av ekosystemtjänster där dessa begrepp vidare förklaras och exemplifieras. 5 Med användarvärde menas det värde som är förknippat med användning av en resurs. För biologisk mångfald kan ett exempel vara rekreationsvärden i en artrik miljö. Med icke-användarvärden menas att individer av olika skäl värdesätter biologisk mångfald som sådan, oavsett om de använder resursen (t.ex. vistas i området) eller inte. Dessa två värdebegrepp är två av huvudkategorierna i det som brukar kallas Totalt Ekonomiskt Värde (TEV), se Naturvårdsverket (2015). 18

2.4 Utmaningar Att bedöma kostnader och nyttor med olika hanteringsalternativ för invasiva främmande arter är förknippat med ett antal utmaningar, till exempel följande: Allmän kunskap om skador som orsakas av en specifik art är brist fällig. Detta gäller för samtliga arter som analyserats. För många arter ökar kunskapen över tid allteftersom man får större erfarenhet av arten. Trots detta är det på grund av ekosystemens komplexitet troligt att det fortfarande finns positiva eller negativa konsekvenser som inte upptäckts. Att kvantifiera skadekostnader är generellt sett svårt eftersom det är förknippat med stor osäkerhet och eftersom konsekvenserna utvecklas i en kedja av processer där varje process innehåller osäkerheter. När det till exempel finns osäkerhet om den befintliga populationen av ett invasivt främmande rovdjur är även dess effekter på populationer av bytesdjur ännu mer osäkra (och denna populations effekter på nivån under i näringsväven blir ännu mer osäkra osv.). Att kvantifiera åtgärdskostnader är också förknippat med utmaningar eftersom åtgärdernas effekt på populationen kan vara svår att bedöma i förhand. Vidare kan åtgärderna också leda till andra samhällsekonomiska konsekvenser, till exempel till följd av miljöpåverkan, som är svåra att förutspå och/eller värdera. Den marginella effekten av olika typer av åtgärder är svår att bedöma och kräver kontinuerlig forskning och erfarenhet. Hur effektivt är det t. ex. att låta en växtart betas eller skäras bort för att förhindra dess spridning, och i vilken omfattning undviker man skadekostnader på grund av dessa effekter? Hur effektiv är en informationskampanj för att förändra människors faktiska beteende? Hur stora ansträngningar krävs för att förhindra att populationen växer eller sprids, och hur stora ansträngningar krävs för att utrota den helt? På grund av att det för många åtgärder är svårt att svara på den här typen av frågor måste analysen i många fall baseras på mer kvalitativa bedömningar. Riskperspektivet är särskilt relevant för hanteringen av invasiva främmande arter eftersom vissa av dem kan orsaka mycket stora effekter om de hanteras på fel sätt. Risk beskrivs vanligtvis av två komponenter sanno likheten för att en särskild händelse inträffar och konsekvenserna om den inträffar. Vilka är nyttorna med att rikta in sig på en potentiellt stor men mycket osannolik konsekvens jämfört med nyttorna av att undvika en liten men mycket sannolik konsekvens? Under vilka omständigheter bör vi prioritera annorlunda i dessa två situationer? 19

3 Tillämpning på tio arter 3.1 Mårdhund (Nyctereutes procyonoides) Förekomst: etablerad i Sverige (uppskattningsvis under 100 individer). Påverkan: inkluderar predation, konkurrens med andra arter, spridning av sjukdomar och parasiter. Hanteringsåtgärder: bland annat övervakning och infångning för sterilisering eller avlivning. Rekommendation: populationsbegränsning och spridnings begränsning rekommenderas ur ett ekonomiskt perspektiv. Figur 4. Mårdhund (Nyctereutes procyonoides) User:Karlakas / Wikimedia Commons / CC-BY-SA-3.0. 3.1.1 Om arten Mårdhunden (Nyctereutes procyonoides) är cirka 30 50 cm i mankhöjd och har en kroppslängd på 50 70 cm, vilket gör den ungefär lika stor som en räv men med kortare ben och svans. Den väger ungefär 4 6 kg på sommaren och 6 13 kg under senhösten. Dess färg varierar från gul till grå eller rödaktig, med mörkbrun päls på ben, bröst och hals. Det naturliga beståndet täcker stora delar av Kina, nordöstra Indokina, Korea, östra Sibirien, Mongoliet och Japan (Ward och Wurster-Hill 1990, Kauhala och Saeki 2004). Under perioden mellan 1920 och 1950 introducerades den som pälsvilt i den europeiska delen av forna Sovjetunionen, varefter den sedan spred sig till många europeiska länder. Mårdhunden är en opportunistisk allätare. Födoutbudet är brett och består bland annat av kadaver, amfibier, växtmaterial, fågelägg, små däggdjur och ryggradslösa djur, beroende på tillgången på födoresurser (Sutor m.fl. 2010). Enligt Kowalczyk (2014) kom arten först till Finland år 1935. Därefter följde Sverige 1947 och sedan Rumänien 1952, Polen 1955, Slovakien 1959, Tyskland och Ungern 1961 62, Österrike 1962, Frankrike 1979, Norge 1983 och Schweiz 1997. Den är allmänt utbredd och vanlig i Finland, Polen, Vitryssland, Lettland, Litauen, Estland, Ukraina, västra Ryssland och Tyskland. Arten är sällsynt i Sverige och Danmark. Den förekommer även i Tjeckien, Slovakien, Ungern, Bulgarien, Serbien, Moldavien och Rumänien och har setts sporadiskt i Österrike, Bosnien, Frankrike, Nederländerna, Norge, Slovenien, Schweiz, Spanien och Italien. 20

Svenska Jägareförbundets senaste uppskattning var att populationens storlek i Sverige låg på ungefär 130 individer i de norra delarna av landet, nära den finska gränsen (se figur 5). Sedan dess har populationen minskat och bedöms idag ligga under hundra djur (Fredrik Dahl och Per- Arne Åhlén, personlig kommunikation, 2016). Förutsatt att åtgärder för att kontrollera populationen fortsätter uppskattar Jägareförbundet att populationen kan hållas på en mycket låg nivå, princip bara invandrade djur som relativt enkelt kan hanteras. Om inga åtgärder vidtas kan populationen däremot förväntas öka till omkring 650 mårdhundar under en femårsperiod, 2 500 på tio år och 10 000 på femton år (MIRDINEC slutrapport, 2013). 3.1.2 Påverkan ALLMÄN PÅVERKAN Figur 5. Bekräftade förekomster av Nyctereutes procyonoides i Sverige mellan 2010 och 2015 i Europeiska Miljöbyråns referensrutnät. Av dessa observerade individer har cirka 95 procent infångats och/eller avlivats. Källa: mårdhundsprojektet. Mårdhunden har två huvudsakliga negativa effekter på ekosystemet: påverkan på bytesdjur på grund av predation och konkurrens med andra arter med samma typ av föda. Mulder (2012) konstaterar i en översikt av mårdhundens ekologi att det inte finns några bevis på negativ effekt på dess bytespopulationer. Risken för negativa effekter på vattenfåglar, särskilt markhäckande arter och amfibier, i synnerhet grodor, beskrivs däremot i många andra litteratur källor, inklusive den riskanalys som gjorts inför att föra upp arten på EU:s förteckning över invasiva främmande arter. Mårdhunden är en predator på ägg och fågelungar från markhäckande fåglar. Predationens effekt på fågelpopulationen (t.ex. ejder) är omdiskuterad. Kauhala och Auniola (2001) konstaterar att effekten av mårdhundens predation i den finska skärgården varierar från område till område, beroende av tillgängligheten på föda och den lokala faunans sammansättning. Sutor m.fl. (2010) konstaterar för Tyskland att predationstrycket på allmänt utbredda fågelarter är lågt men att negativa effekter på små och isolerade fågelpopulationer inte kan uteslutas. I Sverige drar Dahl och Åhlén i en ny opublicerad studie från ett fältexperiment slutsatsen att predationen på artificiellt konstruerade bon i skär gården är hög. Det är ännu oklart i vilken utsträckning detta gäller även för naturliga bon. Dahl och Åhlén finner dock att mårdhunden (som är en god simmare) har förmågan att flytta från ö till ö för att livnära sig på fågelbon. 21

Fåglar som saknar en naturlig predator kan vara särskilt utsatta för mårdhundens predation. Det finns alltså tecken på stora predationsrisker, vilka kan bli ett större problem om populationen av mårdhund ökar i framtiden. När det gäller grodor konstaterar Mulder (2012) att grodpopulationer på i synnerhet små öar kan hotas av mårdhundens närvaro. Detta konstaterande baseras på en finsk studie av Kauhala (1996) som tyder på att grodpopulationer har försvunnit från vissa öar i Finland efter mårdhundens ankomst, samtidigt som populationerna inte har minskat på de yttre öarna där mårdhunden inte förekommer. Flera amfibiearter i Sverige är hotade (ArtDatabanken, 2015) och mårdhundens närvaro skulle kunna utgöra ett betydande ytter ligare hot mot dessa populationer. När det gäller konkurrens med andra arter har Sidorovic m.fl. (2000) gjort en studie i norra Vitryssland om den födomässiga överlappningen mellan mårdhunden och brunbjörnen, lodjuret, mården, grävlingen, rödräven och illern och drar slutsatsen att resurskonkurrensen under april till oktober är liten. Senare under vintern är mårdhunden inte särskilt aktiv den sover mest i sitt ide. Under senhöst och tidig vinter livnär sig mårdhunden däremot på kadaver, vilket gör att denna källa förbrukas för andra arter. Sidorovic m.fl. (2000) konstaterar att den främsta konkurrensen är med illern, men att det också finns viss negativ korrelation mellan mård hund populationerna och rödräv, mård, grävling och brunbjörn. Som Mulder samman fattar (2012) antyder dock ett antal studier i Centraleuropa istället att förekomsten av mårdhunden inte leder till en minskning av antalet grävlingar. Jedrzejewska och Jedrzejewski (1998) drar slutsatsen att dessa två arter kan samexistera och utnyttja tillgängliga resurser med minimal konkurrens. Samma mönster ses i litteraturen om mårdhund och rödräv, där vissa källor anger att det finns en viss konkurrens medan andra menar att det finns goda möjligheter till samexistens (Mulder, 2012). En annan faktor i den potentiella konkurrensen mellan arterna kan, förutom tillgången på föda, vara konkurrensen om gryt. Enligt Mulders översikt (2012) finns det dock ett antal studier som antyder att rävar, grävlingar och mårdhundar ofta delar samma gryt. Arten kan bidra till spridning av sjukdomar och parasiter, varav vissa kan ha konsekvenser för människors hälsa och reglerande ekosystemtjänster när det gäller ekosystemens möjlighet till biologisk kontroll. Oerlemans och Koene (2008) samt Sutor m.fl. (2014) anger ett antal parasiter och sjukdomar som mårdhunden är potentiell bärare av: rävens dvärgbandmask, rabies, skabb och trikiner. Kauhala och Kowalczyk (2011) nämner också studier som antyder att andra virus som SARS och fågelinfluensa H5N1 har hittats hos mårdhundar i Kina, och valpsjuka (CDV) hos mårdhundar i Japan. Mårdhundens roll som bärare av dessa virus har dock inte studerats tillräckligt. När det gäller rabies har rödräven varit den huvudsakliga landlevande bäraren i Europa sedan andra världskriget, men mårdhundens betydelse som bärare har nyligen ökat kraftigt (t.ex. WHO, 2009). Vaccinering av vilda 22

djur kan minska spridningen av rabies, men studier antyder att de befintliga strategierna inte är tillräckliga för att förhindra spridningen av rabies i en population med två viktiga vektorarter (Kauhala och Kowalczyk, 2011). En etablering av en svensk mårdhundpopulation liknande den finska skulle öka den sammanlagda tätheten av vuxna rävar och mårdhundar i Sverige över gränsvärdet för vad som krävs för spridning av den epizootiska sjukdomen rabies i centrala och norra Sverige (Holmala och Kauhala, 2006). Rävens dvärgbandmask (Echinococcus multilocularis) kan vara mycket skadlig för människor. Historiskt har rödräven varit den huvudsakliga bäraren av rävens dvärgbandmask, men även mårdhundar bär på den här parasiten och ökade populationer kan innebära en risk (Laurimaa m.fl., 2016). I polska områden där rävens dvärgbandmask är allmänt förekommande hittades dess DNA i 23 procent av prover innehållande vilda bär och svampar (Lass m.fl., 2015), vilket tydligt belyser risken med att plocka och äta vilda bär från dessa områden. Rävens dvärgbandmask hittades även i flera fall i köksträdgårdar i dessa stadsområden. Även trikiner, en grupp rundmaskar som lever som parasiter, bärs av mårdhunden (och även av rödräv, grävling, vildsvin och björn). Det kan även finnas vissa positiva effekter av mårdhundpopulationerna. I Finland jagas till exempel mårdhunden fortfarande för sin päls (Kowalczyk, 2014). I denna bemärkelse kan mårdhundpopulationerna bidra till försörjande ekosystemtjänster. AKTUELL OCH POTENTIELL PÅVERKAN I SVERIGE På grund av den förhållandevis lilla populationen i Sverige kan den aktuella påverkan förväntas vara lokal. Om populationen tillåts växa blir dock alla potentiella effekter ovan relevanta. En högre sammanlagd täthet av vuxna rävar och mårdhundar i Sverige ökar avsevärt risken för vidare spridning och utbrott av både rabies och rävens dvärgbandmask. Mårdhunden har en betydligt högre populationstäthet än rödräv, upp till 2 300 per 1000 ha, jämfört med rävens 7 8 per 1000 ha. En bred spridning av rävens dvärgbandmask får sannolikt betydande effekter på plockandet och användandet av vilda bär och svampar. Sjukdomen, som är dödlig för människor om den inte behandlas, kan överföras genom oavsiktlig förtäring av ägg, vilka bland annat kan spridas via husdjurs päls eller i avföring som har kommit i kontakt med bär eller svampar. Trots att parasiten dör om bären kokas är det högst sannolikt att risken för infektion får en negativ påverkan på detta traditionella och socioekonomiskt viktiga självförsörjningssätt. Även om bärplockning i viss utsträckning har överlevt i Centraleuropa där rävens dvärgbandmask är vanlig kommer sannolikt andelen människor som plockar bär i de nordiska länderna att minska, och därmed även det realiserade värdet av försörjande ekosystemtjänster i Sverige. I dag är klimatet tillräckligt varmt för att en population ska kunna etablera sig och fortplanta sig i norra Sverige där den har kontakt med den finska populationen. Ett varmare klimat skulle sannolikt förkorta den period under vilken mårdhunden är inaktiv. Konsekvenserna av detta, till exempel 23

för dess bytesdjur och för potentiellt konkurrerande arter såsom rödräven och grävlingen, är svåra att förutse eftersom även växtsäsongen troligen också förlängs. Om ingen åtgärd vidtas är fortsatt spridning och snabba populationsökningar att vänta. Ett varmare klimat kan dessutom öka fortplantningen i de norra delarna av Sverige och även leda till ett större populationstryck i norra Finland, vilket kan medföra ökad immigration till Sverige från den finska mårdhundpopulationen. Tabell 1. Mårdhund: Sammanfattning av effekter. Typ av effekt Ekosystemtjänster Stödjande Reglerande Försörjande Kulturella Biologisk mångfald Människors hälsa Allmänt för arten Möjliga effekter på grund av predation och potentiell konkurrens med andra arter. Möjliga effekter genom spridning av sjukdomar och parasiter. Möjliga effekter genom parasitsmitta på vilda bär och svampar. Möjliga effekter genom förändrade traditioner i samband med bär- och svampplockning. Möjliga effekter på grund av predation och konkurrens med andra arter och spridning av sjukdomar och parasiter. Möjliga effekter på grund av spridning av sjukdomar och parasiter. Aktuell effekt i Sverige Potentiell effekt i Sverige 0 0 0 Övriga effekter Inga. 0 0 Anmärkning: Den semikvantitativa skalan för aktuell och potentiell påverkan i Sverige baseras på tolkning av källorna som anges i texten. Potentiell påverkan baseras på ett antagande om populationstillväxt till följd av inaktivitet. Stor negativ effekt Liten negativ effekt 0 Ingen eller mycket liten effekt + Liten positiv effekt + + Stor positiv effekt 3.1.3 Svenska hanteringsalternativ: kostnader och nyttor UTROTNING En fullständig utrotning från Sverige skulle vara svår (och troligtvis kostsam) att göra eftersom a) det finns en betydande risk för fortsatta nya introduktioner från grannländer (särskilt Finland) b) spårningskostnaden per individ kan förväntas öka med färre individer c) populationen har också haft en förhållandevis stor geografisk spridning i norra Sverige. Utrotning kan dock vara möjligt att utföra lokalt och under en specifik tidsperiod. Att fortsätta att hålla populationen på noll individer på en angiven plats skulle kräva kontinuerlig övervakning och beredskap. Om inte immigration av nya mårdhundar från grannländer förhindras kommer vi sannolikt att se en fortsatt rekrytering av nya mårdhundar, vilket betyder att ett mål om utrotning är beroende av internationellt samarbete för att vara långsiktigt framgångsrikt. 24

Å andra sidan skulle nyttorna med utrotning vara stora eftersom man, som beskrivs i föregående kapitel, helt skulle undvika risken för negativa effekter. Baserat på de tillgängliga uppgifterna är det svårt att dra några slutsatser om nytto-kostnadsförhållandet. Det som är säkert är att kostnaderna för utrotning är mycket höga, och så är sannolikt även nyttorna. POPULATIONSBEGRÄNSNING Det svenska Mårdhundsprojektet är ett pågående initiativ som finansierats av LIFE+ (2010 2013) och Naturvårdsverket (2008 2019) och som syftar till att åtgärder vidtas för att kontrollera populationen i Sverige. Projektet består av följande aktiviteter: Information och utbildning (jägare och allmänheten) Övervakning (även med hjälp från allmänheten) Infångning och sterilisering eller avlivning (med hjälp av hundar, fällor, kameror och sändardjur läs mer nedan) Ett antal informations- och utbildningsaktiviteter har genomförts. En projektwebb plats (www.mardhund.se) har upprättats, och korta kurser för jägare och andra naturorganisationer har hållits. Vidare har korta kurser även hållits på alla utbildningsnivåer, från förskola till universitet, och man har också startat en Facebookgrupp som hanteras aktivt. Syftet med kurserna har varit att skapa större medvetenhet om arten, vilket i sin tur leder till att fler observationer lämnas in och att de är av bättre kvalitet. Under LIFE+-delen av projektet lades enligt MIRDINEC (2013) ungefär totalt 50 000 euro på kurser och andra informationsaktiviteter i Sverige, Danmark och Finland. Övervakning innebär två typer av aktiviteter ett system med med borgarforskning och ett system för tidig varning med hjälp av kameror med doftande lockbeten. Systemet med medborgarforskning går ut på att allmänheten kan rapportera in alla observationer av mårdhund via Facebook, e-post eller till en telefonlinje som är öppen dygnet runt. Dessa observationer följs upp med infraröda rörelsekänsliga kameror som är riktade mot doftande lock beten och genom spårning av personal som bekräftar eller avskriver observationen. Kameror med doftande lockbeten används även som ett system för tidig varning där de placeras ut strategiskt för att upptäcka nya mårdhundar vid möjliga spridningsvägar, liksom i system för populationsövervakning. Efter en bekräftad observation fångas djuret in med hjälp av fälla eller hundar. Infångade djur kan steriliseras och utrustas med GPS-sändare och sedan släppas ut igen som sändardjur som söker upp en ny mårdhund att leva med. När de slutar förflytta sig är det en indikation på att de kan ha hittat en partner, och då kan personalen fånga den. I Sverige är målet att hela tiden ha ungefär 15 25 sändar djur, ett antal som kan hanteras effektivt utifrån befintliga resurser. Om detta kritiska antal sändardjur uppnås är strategin för nya omärkta mårdhundar i stället avlivning. 25

De årliga kostnaderna för Mårdhundsprojektet i Sverige uppgår till ungefär 8 miljoner kronor, inklusive projektadministration. Projektet har nio heltidsanställda. Baserat på denna finansiering har projektet lyckats med att kontrollera populationens storlek med hjälp av de åtgärder som beskrivs ovan. Nyttorna av hanteringen är svåra att utvärdera i monetära termer men inkluderar en minskad långsiktig risk för både ekologiska effekter och effekter på människors hälsa. Precis som för utrotningsalternativet är det svårt att dra några slutsatser om nytto-kostnadsförhållandet för populationsbegränsning. Förutsatt att åtgärderna för populationsbegränsning är tillräckliga för att hålla populationen på befintlig nivå och att den befintliga populationens påverkan är liten, så som beskrivs i föregående kapitel, är nytto-kostnadsförhållandet dock sanno likt bättre för populationsbegränsning än för utrotning. SPRIDNINGSBEGRÄNSNING Mårdhundar kan gå långa sträckor och eftersom mårdhunden i Sverige finns över förhållandevis stora geografiska områden skulle det vara svårt att kontrollera spridningen. Att skapa inhägnader är i teorin möjligt, men det är inte alltid hundra procent effektivt och det går dessutom inte att skapa inhägnader när den geografiska utbredningen redan är stor. Kostnaderna skulle vara stora och inhägnaderna skulle innebära negativa konsekvenser för andra arter. Nyttorna med en spridningsbegränsning skulle, om åtgärden lyckas, bland annat innebära mindre risk för spridning till grannländer (vilket även gäller för populationsbegränsning och utrotningsåtgärder). Med hänsyn till åtgärdernas ineffektivitet kan nyttorna dock förväntas bli små, vilket alltså talar för ett lågt nytto-kostnadsförhållande. SAMMANFATTNING AV KOSTNADER OCH NYTTOR MED DE SVENSKA HANTERINGSALTERNATIVEN I ett scenario av inaktivitet är kostnaderna i form av negativa effekter på biologisk mångfald, ekosystemtjänster och människors hälsa potentiellt mycket höga. Som noteras ovan har populationen möjlighet att växa snabbt. Utrotning är teoretiskt möjligt men skulle kräva betydande ansträngningar och internationellt samarbete för att förhindra nya introduktioner från grannländer. Å andra sidan kan även nyttorna förväntas bli stora genom att man undviker risken för negativa effekter, bland annat effekter i exempelvis Norge från mårdhundar som migrerar från Sverige. Populationsbegränsning är den aktuella hanteringsstrategin och uppskattas kosta 8 miljoner kronor per år. Nyttorna med populationsbegränsning jämfört med ett scenario av inaktivitet är att risken för negativa effekter minskar avsevärt. Med den nuvarande populationen kan de negativa effekterna på biologisk mångfald, ekosystemtjänster och människors hälsa förväntas vara små. Nytto-kostnadsförhållandet är således sannolikt högre för populationsbegränsning än för utrotning. 26

Beträffande spridningsbegränsning skulle en sådan strategi sannolikt vara mycket kostsam och eventuellt ineffektiv. Vidare medför en sådan åtgärd kostnader genom att den skapar hinder för andra arters rörlighet. Nyttokostnadsförhållandet kan förväntas vara lågt. Tabell 2. Mårdhund. Monetär eller semikvantitativ bedömning av kostnader, nyttor och nyttokostnadsförhållanden för svenska hanteringsalternativ. Kostnad för inaktivitet Åtgärd Kostnader Nyttor Förväntad rangordning av nytto-kostnadsförhållanden Mycket stor Utrotning Mycket stora Mycket stora 3 Populationsbegränsning 8 miljoner/år Stora 1 Spridningsbegränsning Stora Små 2 Anmärkning: Skalan för semikvantitativa bedömningar omfattar kategorierna Mycket små, Små, Stora och Mycket stora. Utifrån befintliga data är det inte möjligt att göra om dessa bedömningar till monetära bedömningar. Rangordningen av de förväntade nytto-kostnadsförhållandena samt de semikvantitativa bedömningarna av kostnader och nyttor baseras på författarnas tolkning och måste beaktas med försiktighet. Vidare är det inte säkert att strategierna är ömsesidigt uteslutande: populationsbegränsning och spridningsbegränsning samverkar starkt. 3.1.4 Rekommendationer Att fortsätta att kontrollera populationen med de nuvarande strategierna är det rekommenderade alternativet ur ett ekonomiskt perspektiv eftersom total utrotning sannolikt skulle vara mycket svårt att genomföra, inte minst på grund av trycket från den stora populationen i Finland och för att en spridnings begränsning sannolikt skulle vara ineffektiv och även riskera att påverka andra rörliga arter. Förutsatt att populationen kan hållas på aktuell nivå eller lägre kan artens negativa påverkan förväntas vara liten. Detta kommer sannolikt att kräva oavbrutna insatser. Om trycket från nya introduktioner från Finland minskar i framtiden är det motiverat att göra en ny bedömning av nyttor och kostnader för utrotning jämfört med populationsbegränsning. 27

3.2 Bisam (Ondatra zibethicus) Förekomst: etablerad i Sverige (kunskapen om populationens storlek är dock bristfällig). Påverkan: främst habitatförändringar och i viss mån predation. Hanteringsåtgärder: nuvarande hantering baseras på allmän jakt. Rekommendation: populationsbegränsning och lokal utrotning rekommenderas ur ett ekonomiskt perspektiv. Figur 6. Bisam (Ondatra zibethicus). Alan D. Wilson/www.naturespicsonline.com 3.2.1 Om arten Bisam (Ondatra zibethicus) har en maxvikt på 1,5 2 kg och kan uppnå en huvud- och kroppslängd på 40 cm med en svanslängd på upp till 25 cm. Arten är anpassad till att leva i vattenmiljöer och har en naken till plattad svans samt nos och öron som kan stängas. Arten är nära besläktad med arter som sorkar och lämlar (Birnbaum, 2013). Bisam livnär sig huvudsakligen på vattenlevande växter, särskilt bladvass. Ett djur kan äta 1,5 m 2 vegetation per dygn (enligt sammanfattning och referens av Birnbaum (2013)). Bisamråttan gräver också efter rötter. Den äter även kräft djur, insekter och musslor, inklusive den hotade sötvatten levande flod pärl musslan (klassad som starkt hotad i Sverige 2015 dock finns det ingen dokumentation om sådan predation förekommit i Sverige). Skyriene och Paulauskas (2012) ger en översikt över bisams globala utbredning. Bisam har sitt ursprung i Nordamerika och Kanada där det finns 16 kända underarter. Arten introducerades i Europa och Asien för päls produktion under tidigt 1900-tal och finns i dag över stora delar av Asien (utom de sydligaste och nordligaste delarna) och Europa. Birnbaum (2013) klassificerar arten som mycket vanlig i Belgien, vanlig i Österrike, Vitryssland, Ryssland, Finland, Tyskland, Nederländerna och Polen och lokalt förekommande (på sina ställen rikligt förekommande med många bisamråttor i vissa delar av landet) i Tjeckien, Danmark, Lett land, Litauen och Sverige och sällsynt i Estland och Norge. 28

Arten etablerade sig troligtvis i Sverige genom migration från Finland på 1950- talet. Arten är etablerad huvudsakligen i de norra delarna av landet, särskilt i kustområdena men även nära vattenförekomster i inlandet (se figur 7 för rapporterade förekomster sedan 2000). Svenska Jägareförbundet (2012) rapporterar att det finns ungefär 50 000 bisamråttor i Sverige. Denna siffra är en grov uppskattning och inte vetenskapligt bekräftad. Rapporter från jägare under senare år tyder på att populationen i norra Sverige har minskat drastiskt (opublicerad uppgift, Jägareförbundet 2017). I allmänhet är populationen cyklisk med stora variationer från år till år. Erb m.fl. (2000) har undersökt de förklarande faktorerna bakom dessa cykler och konstaterar att tillgången på föda, populationer av predatorer (särskilt mink; Brezinski m.fl., 2010) och sjukdomar är tre av de viktigaste faktorerna. Även parasiter är en faktor som kan reducera populationerna i stor utsträckning (Skyriene och Paulauskas, 2012). 3.2.2 Påverkan ALLMÄN PÅVERKAN Figur 7. Förekomster av Ondatra zibethicus i Sverige inom Europeiska miljöbyråns referensruta på 10 x 10 km mellan 2000 2016 (data från Artportalen). Observera att vissa förekomster är ickebekräftade rapporteringar från lekmän. Den mest uppenbara påverkan av bisamråttor globalt är fysisk skada på flodbankar. Sådana skador kan försvaga flodbankarna så att de kollapsar, vilket leder till allvarlig erosion. Vidare kan fördämningar för vägar eller järn vägar runt floder och sjöar skadas av bisamråttans grävande och bobyggande, vilket kan hota infrastrukturen och eventuellt även trafiksäkerheten (Skyriene och Paulauskas, 2012). Förstörda flodbankar kan också orsaka översvämningsskador (Becker, 1972). I Sverige ser de geologiska förutsättningarna kring vatten drag till största delen annorlunda ut och risken för fysisk påverkan från bisam är lägre än i Centraleuropa. Bete på vass och andra vattenlevande växtarter kan leda till förändringar av livsmiljöer för andra organismer på grund av minskad vattenvegetation och uppkomst av gyttjiga strandremsor som påverkar stödjande ekosystemtjänster. Bisam föredrar särskilt bladvass och en enda bisamråtta kan äta 1,5 m 2 vass per dygn. Stora populationer av bisam kan påverka bestånden 29

av bladvass och andra växtarter kraftigt. Å andra sidan kan bildandet av öppningar i tät vegetation ibland vara positivt ur andra aspekter, exempelvis för vadande fåglar (Kadlec m.fl., 2007). I denna bemärkelse bidrar arten i vissa fall positivt till stödjande tjänster genom att skapa livsmiljöer för andra typer av arter. Arten äter också djur och kan då påverka sina bytesarter. Populationer av fiskar, blötdjur, skaldjur och musslor kan påverkas negativt (Becker, 1972; Genovesi och Scalera, 2008). Särskilt musselpopulationer verkar påverkas av predationen (Skyriene och Paulauskas, 2012). Bisam kan också påverka de reglerande tjänsterna i form av biologisk kontroll. Enligt bland andra Hoffmann (1958) och Jilek (1977) kan bisam hysa ett stort antal parasiter, inklusive hundens och kattens bandmask och dvärgbandmask, vilka även kan infektera människor. Vidare kan Cryptosporidium överföras från bisam till människor eller sällskapsdjur genom intag av förorenat vatten (Fayer m.fl., 2000), vilket orsakar potentiellt allvarlig diarré. AKTUELL OCH POTENTIELL PÅVERKAN I SVERIGE Precis som för mårdhunden kan den aktuella påverkan förväntas vara liten på grund av den förhållandevis begränsade populationen. Om populationen ökar eller breder ut sig över större områden kan påverkan däremot bli mer betydande. Henrikson och von Proschwitz (2006) konstaterar att flodmusslor kan påverkas om arten sprider sig längre söderut i Sverige (eller norrut från Danmark). Ecke m.fl. (2014) drar slutsatsen att höga populationstätheter av bisam kan ha en omfattande påverkan på växtsamhällenas struktur i sjöar. En ökad bisampopulation kan även påverka ekosystemet i övrigt genom kaskad effekter och indirekt konkurrens (Dahl och Åhlén, personlig kommunikation 2017). Birnbaum (2013) belyser särskilt i NOBANIS-faktabladet att arten är viktig i Sverige för att den skapar bättre livsmiljöer för sjöfåglar och insekter eftersom den skapar öppningar i platser med tät vegetation och förhindrar att sjöar växer igen av vegetation, enligt rapport från Danell (1996). I dag är klimatet tillräckligt varmt för att en population ska kunna etablera sig och fortplanta sig även i norra Sverige. Det är oklart i vilken utsträckning ett varmare klimat skulle påverka populationen. Populationstrenden är osäker och har cykliska egenskaper med potentiellt stora variationer från år till år. På grund av de potentiella negativa konsekvenserna för ekosystemet (t.ex. att den livnär sig på hotade arter), för människors hälsa (t.ex. att den sprider parasiter) och eventuellt för fysiska strukturer som kan resultera i höga kostnader för översvämning, erosion och/eller infrastrukturskador, samt risken för fortsatt spridning, bör populationens spridning begränsas. 30

Tabell 3. Bisam: Sammanfattning av effekter. Typ av effekt Ekosystemtjänster Stödjande Reglerande Allmänt för arten Möjliga effekter på grund av predation och bete på vegetation. Möjliga positiva effekter på grund av skapandet av öppningar i tät vegetation. Möjliga effekter genom spridning av sjukdomar och parasiter. Aktuell effekt i Sverige Potentiell effekt i Sverige 0 * 0 Försörjande Inga större effekter. 0 0 Kulturella Inga större effekter. 0 0 Biologisk mångfald Människors hälsa Möjliga effekter på grund av predation och livnärande på vegetation, samt spridning av sjukdomar och parasiter. Möjliga effekter på grund av spridning av sjukdomar och parasiter. 0 0 Övriga effekter Möjliga effekter på grund av infrastrukturskador. 0 Anmärkning: Den semikvantitativa skalan för aktuell och potentiell påverkan i Sverige baseras på författarnas tolkning av källor som anges i texten. Potentiell påverkan baseras på ett antagande om populationstillväxt till följd av inaktivitet. * Arten har både positiva och negativa effekter på försörjande tjänster. Man bedömer att de potentiella negativa effekterna väger tyngre än de potentiella positiva effekterna i Sverige. Stor negativ effekt Liten negativ effekt 0 Ingen eller mycket liten effekt + Liten positiv effekt + + Stor positiv effekt 3.2.3 Svenska hanteringsalternativ: kostnader och nyttor UTROTNING Total utrotning av bisam är enligt Triplet (2015) möjlig på isolerade öar där det inte finns någon naturlig migration (ett exempel är Storbritannien där populationen utrotades på 1930-talet; Skyriene och Paulauskas, 2012). Försök att utrota bisam i Sverige skulle enligt dessa källor då vara kostsamt, kräva kontinuerlig övervakning och eventuellt inte resultera i en total utrotning på lång sikt eftersom arten förekommer i angränsande länder. Det finns inga tillgängliga uppskattningar av kostnaden i monetära termer. Nya uppgifter (Åhlén och Dahl, personlig kommunikation 2017) tyder dock på att den faktor (troligen ett virus) som decimerat bisampopulationen i Sverige även påverkat angränsande länders populationer, vilket gör åtmintone lokal utrotning till en möjlig åtgärd. Med en framgångsrik utrotning skulle man undvika risken för negativa effekter på ekosystemet och kostnader för potentiella skador på grund av artens bidrag till erosion, och detta utgör potentiellt stora nyttor. På grund av de potentiella positiva effekterna på lokala habitat är dock nettonyttan svår att bedöma. När det gäller nytto-kostnadsförhållandet kan man konstatera att kostnaderna är stora och att nyttorna är potentiellt stora men mycket osäkra. 31

POPULATIONSBEGRÄNSNING Metoder för populationsbegränsning innebär bland annat infångning, avskjutning, giftbete och fysiska hinder för etablering (genom insättning av plastduk i flod- eller fördämningsbanker). I Sverige har hanteringsstrategin länge varit jakt genom avskjutning. Enligt uppgifter från 2012 från Svenska Jägareförbundet (2012) dödades då årligen ca 500 2 000 bisamråttor. I dagsläget är avskjutningen nära noll (Åhlén och Dahl, personlig kommunikation 2017). Kostnaden för aktuell hantering är liten eftersom det inte finns något aktivt nätverk för övervakning och eftersom populationsbegränsningen främst görs av fritidsjägare. För att etablera en effektiv populationsbegränsning krävs dock ett nätverk av övervakning, vilket kan vara kostsamt, och avskjutningen av bisamråttor kan behöva organiseras bättre än vad som är möjligt genom fritidsjakt. Nyttorna med sådana åtgärder när det gäller undvikande av framtida risk för negativa konsekvenser för ekosystemet, människors hälsa och infrastrukturskador är potentiellt ganska stora. I Tyskland uppskattas den ökade kostnaden för underhåll längs med vattendrag på grund förekomsten av bisam till motsvarande ca 24 miljoner kronor per år (Reinhardt m.fl., 2003). Detta beräknades genom en uppskattning av de totala kostnaderna för underhåll längs med vattendrag i Tyskland och ett antagande att 1 procent av de kostnaderna kan relateras till skador från bisam. I Sverige är de potentiella kostnaderna troligen mycket lägre och den aktuella populationen är också mindre. Med beaktande av en ökad (eller mer allvarliga följder av) nederbörd på grund av klimatförändringen kan kostnaden för skador dock fortfarande vara stor om den svenska populationen av bisam ökar. Baserat på litteraturens indikationer av den nuvarande populationens begränsade påverkan är nytto-kostnadsförhållandet sannolikt högre för populationsbegränsning än för utrotning. Men när risken för nya introduktioner i Sverige från närliggande länder nu minskat pga sjunkande populationer kan lokal utrotning i spridningszonen i södra Norrland vara ett möjligt alternativ. SPRIDNINGSBEGRÄNSNING Litteraturen visar inga tecken på möjligheter att begränsa spridningen utom genom generell populationsbegränsning och övervakning. SAMMANFATTNING AV KOSTNADER OCH NYTTOR MED DE SVENSKA HANTERINGSALTERNATIVEN I ett scenario av inaktivitet kan kostnaden bli stor, även om den är beroende av populationsstorleken, vilken uppvisar en oförutsägbar utveckling. Poten tiella effekter som medför kostnader är infrastrukturskador, påverkan på växt- och flodmusselarter samt eventuell spridning av sjukdomar eller para siter. Å andra sidan medför arten även nyttor genom att den skapar öppningar i tät vegetation. Populationsbegränsning skulle minska risken för negativa effekter men 32

även innebära en kostnad på grund av ökad övervakning och infångning eller jakt. Utrotning skulle vara mycket dyrt och med tanke på de små effekterna av den aktuella populationen är det troligt att populationsbegränsningskulle ge ett bättre resultat ur ett nytto-kostnadsförhållandeperspektiv. Begränsning av spridningen kan inte ske på annat sätt än genom populationsbegränsning och övervakning. Tabell 4. Bisam. Monetär eller semikvantitativ bedömning av kostnader, nyttor och nyttokostnads förhållanden för svenska hanteringsalternativ. Kostnad för inaktivitet Åtgärd Kostnader Nyttor Förväntad rangordning av nytto-kostnadsförhållanden Stor Utrotning Mycket stora Stora 2 Populationsbegränsning Stora Stora 1 Spridningsbegränsning Anmärkning: Skalan för semikvantitativa bedömningar omfattar kategorierna Mycket små, Små, Stora och Mycket stora. Utifrån befintliga data är det inte möjligt att göra om dessa bedömningar till monetära bedömningar. Rangordningen av de förväntade nytto-kostnadsförhållandena samt de semikvantitativa bedömningarna av kostnader och nyttor baseras på författarnas tolkning och måste beaktas med försiktighet. Vidare är det inte säkert att strategierna är ömsesidigt uteslutande. 3.2.4 Rekommendationer Ur lönsamhetsperspektiv verkar den aktuella populationen inte medföra några större kostnader. Om populationen däremot ökar kan kostnaderna öka betydligt, särskilt i fall där hotade arter berörs eller om infrastruktur hotas. Mot bakgrund av denna risk är det motiverat med ökad populationsbegränsning och lokala utrotningsinsatser. Som beskrivs i avsnittet om mårdhund är den årliga kostnaden för övervakning och populationsbegränsning av mård hunden ungefär 8 miljoner kronor per år. Det är förstås svårt att säga hur väl den uppskattningen skulle stämma in för övervakning och populations begränsning av bisam, men med ett liknande effektivt övervakningssystem samt beredskap vad gäller jakt kan man gardera sig mot framtida höga kostnader i Sverige och mot risken för kostnader i närliggande länder på grund av artens spridning. På grund av populationens cykliska egenskaper krävs beredskap så att jakt insatser kan sättas in i rätt ögonblick om populationen ökar och sprider sig snabbt. 33

3.3 Ullhandskrabba (Eriocheir sinensis) Förekomst: arten är inte etablerad men introduceras löpande via barlastvatten i hamnområden längs kusten, samt i Vänern och Mälaren. Påverkan: konkurrens med andra arter, kan orsaka skador för fisket samt underminera strandbrinkar. Hanteringsåtgärder: förebyggande åtgärder genom hantering av barlastvatten är en viktig långsiktig åtgärd. Övervakning är viktig i riskområden. Populationsbegränsning kan vara aktuellt i högriskområden. Rekommendation: lokal populationsbegränsning rekommenderas ur ett ekonomiskt perspektiv om arten etablerar sig eller av annan orsak finns i täta bestånd och har en negativ påverkan. Figur 8. Ullhandskrabba (Eriocheir sinensis). Crown Copyright 2009. Fotot tillhör GBNNSS. 3.3.1 Om arten Ullhandskrabban har sin naturliga utbredning i Asien, och finns nu i större delen av Europas floder och hamnområden. Arten har identifierats som en av de värsta invasiva främmande arterna i världen, främst beroende på sin höga tolerans mot variationer i salthalt och temperatur samt låga syrehalter. Arten klarar också att vandra längre sträckor på land. Ullhandskrabban lever en stor del av sitt vuxna liv i söt- och brackvatten, ofta nedgrävd i mjukbottnar t.ex. strandbankar. Krabborna måste vandra ut i havet för att fortplanta sig vilket sker på senhösten. Honorna stannar kvar i det salta vattnet, oftast nedgrävda till dess att larverna släpps fria på våren. I Europa sågs ullhandskrabban först i den tyska floden Aller 1912 dit den förmodligen hade kommit via utsläpp av barlastvatten. Gynnsamma för hållanden, begränsad konkurrens och god tillgång på föda förklarar varför arten har blivit så rikligt förekommande i Europas flodsystem (Gollasch, 2011). I Sverige gjordes de första observationerna av arten på 1930-talet. I dag förekommer den sporadiskt på västkusten och även i Östersjön längs hela kusten från Kattegatt-Skagerrak till finska gränsen i Bottenviken. Arten är den enda sötvattenslevande krabban och har observerats i Vänern och Mälaren (Lundin m. fl., 2007). De fynd som görs är larver och vuxna krabbor som introducerats via sjöfart (i barlasttankar och på fartygsskrov) (Drotz m.fl., 2010). Genetiska studier på ullhandskrabbor fångade i Vänern visar att de transporterats dit från floden Elbe, där ullhandskrabban har reproducerande bestånd (Czerniejewski m.fl., 2012). Figur 9 visar observationer av arten i Sverige sedan 2000. 34

3.3.2 Påverkan ALLMÄN PÅVERKAN Ullhandskrabban orsakar främst följande negativa effekter: i) konkurrens om föda samt spridning av medföljande arter, sjukdomar och parasiter; ii) skador för fiske och vattenbruk genom förstörda redskap och fångsbortfall iii) ökad erosion i strandbankar där krabban gräver gångar. I Sverige finns det inget som tyder på att ullhandskrabban är invasiv. I Tyskland och Storbritannien är krabban invasiv, där har den bland annat orsakat negativa effekter på bio logisk mång fald och problem med ökad erosion i strandbankar. Studier från Tysk land visar att andra arter, t.ex. havstulpaner och musslor nyttjar ullhandskrabban som substrat och att krabban på så sätt sprider andra arter då den förflyttar sig till ett nytt område (Normant mfl. 2007). Ullhandskrabban kan vara bärare av kräftpest (HaVs faktablad för ullhandskrabba, 2016), vilket kan medföra allvarliga problem för den akut hotade flodkräftan (Astacus astacus) om krabban blir vanlig i våra vattendrag. Vidare kan arten vara värd för lungflundra, en parasit som kan överföras till människor och Figur 9. Förekomster av Eriocheir sinensis i Sverige inom Europeiska miljöbyråns referensruta på 10 x 10 km mellan 2000 2016 (data från Artportalen och Drotz m.fl., 2010). Observera att vissa förekomster är icke-bekräftade rapporteringar från lekmän. orsaka luftrörs- eller neurologiska sjuk domar (Gollasch, 2011). Inga effekter av parasiten på människors hälsa har dock rapporterats i Europa. Utöver att krabbornas grävbeteende kan orsaka erosion, kan de även medföra problem med att filter i vattenreningsverk eller industriers kylvattenintag sätter igen. De kan även orsaka skador i kommersiella fiskevatten och vatten bruk då krabborna livnär sig på fångad fisk och skadar näten (Gollasch, 2011). Det finns vissa nyttjandevärden om där det finns fiskbara bestånd. Ullhands krabban är efter frågad på den asiatiska livsmedelsmarknaden. Mellan 1994 och 2004 såldes ullhandskrabbor fiskade i Europa till ett värde mellan 3 4.5 miljoner euro. Andra potentiella positiva effekter av krabban är att den kan användas som bete, för produktion av fiskmjöl eller i kosmetiska produkter (Gollasch, 2011). 35

AKTUELL OCH POTENTIELL PÅVERKAN I SVERIGE Förekomsten av ullhandskrabba bedöms vara tillfällig i Sverige och artens negativa påverkan bedöms vara begränsad (Matz Berggren, personlig kommunikation, 2016). Ett varmare klimat kan potentiellt öka risken för etablering, vilket kan leda till sådana negativa effekter som beskrivs ovan. Sannolikheten är stor att arten redan i dag har förmåga att fortplanta sig i Göta älvs estuarier utanför Göteborg där kombinationen av salthalt och temperatur är mer gynnsam än i andra delar av Sverige (NRM, 2007). Tabell 5. Ullhandskrabba: Sammanfattning av effekter. Typ av effekt Allmänt för arten Aktuell effekt i Sverige Potentiell effekt i Sverige Stödjande Möjliga effekter på grund av predation och potentiell konkurrens med andra arter. 0 Ekosystemtjänster Reglerande Försörjande Möjliga effekter genom spridning av sjukdomar och parasiter. Möjliga negativa effekter genom livnärande på kommersiella arter. Möjliga positiva effekter om arten kan användas för industriella ändamål och direkt konsumtion av människor. 0 0* * Kulturella Inga större effekter. 0 0 Biologisk mångfald Människors hälsa Möjliga effekter på grund av konkurrens med andra arter och spridning av sjukdomar och parasiter. Möjliga effekter på grund av spridning av parasiten lungflundra. 0 0 0 Övriga effekter Möjliga effekter på grund av flodbankserosion. 0 Anmärkning: Den semikvantitativa skalan för aktuell och potentiell påverkan i Sverige baseras på författarnas tolkning av källor som anges i texten. Potentiell påverkan baseras på ett antagande om populationstillväxt till följd av inaktivitet. * Arten har både positiva och negativa effekter på försörjande tjänster. Man bedömer att de potentiella negativa effekterna väger tyngre än de potentiella positiva effekterna i Sverige. Stor negativ effekt Liten negativ effekt 0 Ingen eller mycket liten effekt + Liten positiv effekt + + Stor positiv effekt 3.3.3 Svenska hanteringsalternativ: kostnader och nyttor Förebyggande åtgärder genom säkrare hantering av barlastvatten är den åtgärd som på sikt sannolikt kommer att minska nya introduktioner av ullhandskrabba och därmed förutsättningarna för att arten etablerar sig i landet 6. Se ruta 1 för en illustration av potentiella socioekonomiska effekter av barlastvattenhantering. 6 Se Internationella sjöfartsorganisationens (www.imo.org) konvention om barlastvattenhantering och Internationella havsforskningsrådets (www.ices.dk) riktlinjer för introduktioner och flyttning av marina organismer för mer information. Dessa instrument riktar dock in sig på biologiska invasioner i allmänhet och inte specifikt på ullhandskrabban. 36

Andra förebyggande åtgärder är att öka informationen om arten och var den finns, även genom att bidra till ny kunskap och forskning. Det webbaserade rapporteringssystemet för ullhandskrabban som startades av Naturhistoriska riksmuseet 2007 är ett bra exempel på en insats som ökade informationen och medvetenheten om arten (NRM, 2007). UTROTNING Utrotning är inte ett alternativ, bl.a. då det saknas tekniska metoder för att genomföra en effektiv utrotning i den miljö där ullhandskrabban observerats. Förekomsterna är även tillfälliga. Det finns inte något exempel från andra länder där sådana utrotningsåtgärder har varit effektiva (Gollasch, 2011). POPULATIONSBEGRÄNSNING Populationsbegränsning, genom till exempel ett riktat fiske på ullhandskrabba, har visat sig vara effektivt för att minska skadorna på strandbankar, fiskeredskap eller fångst eller på vattenbruk (Gollasch, 2011). Det finns särskilda fördelar med en populationsbegränsande åtgärd i riskområden, framförallt om krabborna upptäcks i ett tidigt skede. Kostnaderna i samband med populationsbegränsning har uppskattats för Irland vilket antas vara representativt även för svenska förhållanden. Kelly och Maguire (2009) visar hur kostnaderna varierar med antalet individer som introducerats eller rätten till markåtkomst. Kostnaderna bedöms vara relativt låga (12 000 euro, ca. 110 000 kronor), förutsatt att antalet individer är få, området är begränsat och att de upptäcks tidigt. Det är dock ett hypotetiskt exempel eftersom introduktion och spridning av ullhandskrabban framförallt sker i öppna vattensystem. Om introduktionen av arten är mer utbredd blir de förväntade kostnaderna givetvis större. För att ett begränsningsprogram ska vara framgångsrikt behöver det löpa under ett antal år, vilket innebär att resurser både behöver läggas på fysiska åtgärder och effektuppföljning av dessa. Den uppskattade kostnaden beräknas till mer än 1,1 miljoner kronor (120 000 euro) under det första året. Kostnaden för följande år förväntas minska tills dess att arten har utrotats, förutsatt att inga nya introduktioner sker. Det är viktigt att programmet får löpa ett antal år, så att källan till introduktionerna kan identifieras och lämpliga åtgärder vidtas för att hindra nya (Kelly och Maguire, 2009). Den årliga kostnaden för populationsbegränsning uppskattas till 2 miljoner kronor i Sverige, baserat på de irländska beräkningarna. På samma sätt som att kostnaderna för åtgärderna varierar, så varierar även nyttan. Till exempel kan populationsbegränsande åtgärder vara kostnadseffektivt i miljöer med hög erosionsrisk, särskilt om området är tätt bebyggt och/eller har höga fastighetspriser (GBNNS, 2011). Statens geotekniska institut (SGI, 2012) har uppskattat det ekonomiska värdet av potentiella skador orsakade av ett skred längs Göta älv till 144 miljarder kronor. 37

Många platser längs med Göta älv ligger i riskzonen redan i dag, en risk som kommer att öka med förväntade klimatförändringar. Eftersom ullhandskrabban är en potentiell del av problemet skulle de populations begränsande åtgärderna bidra till att minska risken för skred. Det är dock svårt att bedöma hur mycket en eventuell populationsbegränsning kan bidra till minskade skador i skreddrabbade områden. De ekonomiska nyttorna med att undvika skred i tätbefolkade områden indikerar dock att åtgärden är motiverad ur ett samhällsekonomiskt perspektiv. I Tyskland har nyttorna med populationsbegränsning i form av undvikna skadekostnader uppskattats till ungefär 740 miljoner kronor (80 miljoner euro, uttryckt i 2011 års prisnivå) sedan den första observationen av krabban för 100 år sedan (Gollasch, 2011). Om man tänker sig att nyttan fördelas jämnt över 100 år skulle det innebära 74 miljoner kronor per år och inkludera kostnader för installation och underhåll av fångstutrustning, erosion av strandbrinkar och förluster i kommersiella fiskevatten och i vatten bruket. Sammanfattningsvis bedöms de potentiella nyttorna med minskade skade kostnader orsakade av ullhandskrabban vara omfattande. Om man jämför dessa uppskattningar med kostnaderna för populationsbegränsande ser man tydligt att åtgärderna med största sanno likhet skulle vara socioekonomiskt motiverade. Åtgärden är dock inte aktuell i dagsläget. SPRIDNINGSBEGRÄNSNING Spridningsbegränsning genom att skapa barriärer kan bli aktuellt om arten etablerar sig och får livskraftiga bestånd, bl.a. för att skydda känsliga strandmiljöer från erosion, vattenintag från att täppas igen eller flodkräfta från att drabbas av kräftpest. Att skapa barriärer kan dock vara svårt då ullhandskrabba kan även förflytta sig på land. Åtgärden är inte aktuell i dagsläget. SAMMANFATTNING AV KOSTNADER OCH NYTTOR MED DE SVENSKA HANTERINGSALTERNATIVEN Kostnaden för att inte agera alls kan potentiellt bli hög eller mycket hög, fram för allt i tätbebyggda områden med hög erosionsrisk. Genomförbara hanterings alternativ för Sveriges del är populationsbegränsning. Populationsbegränsning är troligtvis ekonomiskt motiverad med tanke på de låga kostnaderna och de potentiellt mycket stora nyttorna. I dagsläget är populations begränsning inte aktuell eftersom ullhandskrabban bara förekommer tillfälligt. Det bedöms dock vara en tidsfråga innan arten är etablerad. Det är därför viktigt att övervaka riskområden såsom estuariemiljöer för att tidigt kunna sätta in åtgärder. På lång sikt är förebyggande åtgärder som säkrare hantering av barlastvatten dock viktigast. 38

Kostnader och nyttor med barlastvattenhantering ett monetärt exempel FN:s sjöfartsorganisation IMO (International Maritime Organization) om kontroll och hantering av fartygs barlastvatten och sediment (barlastvattenkonventionen) är accepterad av regeringar och den globala fartygsindustrin som det enda internationella instrument som kan förhindra fartyg från att sprida invasiva främmande arter genom utsläpp av obehandlat barlastvatten (transportstyrelsen.se). Konventionen kräver att fartyg behandlar sitt barlastvatten med en metod som godkänts av IMO. För närvarande finns det ungefär 30 godkända metoder för rening av barlastvatten, där den vanligaste består av filtrering i kombination med behandling med UV-ljus. Investe rings kostnaden för ett reningssystem ligger på ungefär 8,5 miljoner kronor (1 miljon USD) per fartyg beroende av typen av system och storleken på fartyget. Till detta till kommer kostnader för installering och underhåll. Att installera reningssystem i samband med nybyggnation av fartyg är inte särskilt svårt. Att installera dem i äldre fartyg är dock långt mer komplicerat och kostsamt (HMI, 2014). Gibson och Johansson (2013) har uppskattat och jämfört fartygsindustrins kostnader för landbaserad respektive havsbaserad rening av barlastvatten. De kommer fram till ungefär samma kostnader som HMI ovan, det vill säga en investeringskostnad på mellan 5 och 8 miljoner kronor (600 000 933 000 USD). Återigen tillkommer dock kostnader för installering och underhåll. Installeringskostnaderna varierar kraftigt beroende av fartygets storlek, typ och ålder. Kostnaden för att installera reningsteknik i ett nybyggt containerfartyg utanför USA uppskattas till 200 000 530 000 kronor (23 000 62 000 USD). Motsvarande beräkning för äldre fartyg är nästan 1,7 miljoner kronor (200 000 USD). Den årliga underhållskostnaden per fartyg är också beroende av reningstekniken och varierar mellan 80 000 och 145 000 kronor (9 000 17 000 USD) för billigare metoder och mellan 265 000 och 2,5 miljoner kronor (31 000 296 000 USD) för kemiska metoder. Pettersson och Wallerstein (2012) har gjort en intervjustudie med fartygsföretag som fokuserar på de förväntade effekterna när IMO:s barlastvattenkonvention träder i kraft och barlastvattnet måste renas innan det släpps ut i Östersjön. De befintliga investeringskostnaderna ligger inom samma intervall som HMI:s (2014) och Gibson och Johanssons (2013): 5 till 10 miljoner kronor per fartyg. Denna uppskattning används nu för att illustrera vilken den totala kostnaden skulle bli för Östersjöregionen. Mer än 10 000 unika fartyg, exklusive fiskefartyg, besökte Östersjön och Skagerrak- Kattegatt under 2013 (HMI, 2014). Om vi antar att alla dessa fartyg skulle investera i sådana system för barlastvattenbehandling som diskuteras ovan och som i normalfallet innebär en investeringskostnad på 5 till 10 miljoner kronor per fartyg skulle den totala investeringskostnaden bli 50 till 100 miljarder kronor. Genom att enligt Gibsons och Johanssons uppskattningar (2013) anta en förväntad genomsnittskostnad per fartyg för installering (850 000 kronor) och underhåll (425 000 kronor) skulle den totala installerings- och underhållskostnaden för 10 000 fartyg som trafikerar Östersjön varje år bli ungefär 13 miljarder kronor (8,5 + 4,3). Det ekonomiska värdet av potentiella skador orsakade av en kollapsad flodbank i Göta älv har uppskattats till 144 miljarder kronor (SGI, 2012). Även om det inte är känt i vilken omfattning barlastvattenbehandling skulle bidra till att reducera skadekostnaderna kan man ändå konstatera att en större insats som denna att installera ny teknik i samtliga fartyg troligtvis skulle vara motiverat ur ett socioekonomiskt perspektiv. Barlastvattenbehandling skulle dessutom inte bara ha en positiv effekt när det gäller ullhandskrabban utan även flera andra invasiva främmande arter. 39

Tabell 6. Ullhandskrabba. Monetär eller semikvantitativ bedömning av kostnader, nyttor och nytto-kostnadsförhållanden för svenska hanteringsalternativ. Kostnad för inaktivitet Åtgärd Kostnader Nyttor Förväntad rangordning av nytto-kostnadsförhållanden Stor Utrotning Populationsbegränsning 2 miljoner Mycket stora 1 Spridningsbegränsning Anmärkning: Skalan för semikvantitativa bedömningar omfattar kategorierna Mycket små, Små, Stora och Mycket stora. Utifrån befintliga data är det inte möjligt att göra om dessa bedömningar till monetära bedömningar. Rangordningen av de förväntade nytto-kostnadsförhållandena samt de semikvantitativa bedömningarna av kostnader och nyttor baseras på författarnas tolkning och måste beaktas med försiktighet. Vidare är det inte säkert att strategierna är ömsesidigt uteslutande. 3.3.4 Rekommendationer Lokala åtgärder genom populationsbegränsning av ullhandskrabban är möjliga och nödvändiga förutsatt att krabborna upptäcks i ett tidigt stadium i högriskområden som strandbrinkar, kylvattenutsläpp eller i närheten av vattenområden med flodkräfta. Detta är det rekommenderade alternativet ur ett ekonomiskt perspektiv eftersom total utrotning inte är genomförbart och eftersom spridningsbegränsning ensamt troligen inte skulle vara tillräckligt. Artens negativa påverkan förväntas bli låg, förutsatt att populationen kan hållas kvar på aktuell nivå eller lägre. Detta kommer sannolikt att krävas kontinuerliga insatser. Även om nya introduktioner i minskar med en säkrare hantering av barlastvatten är populationsbegränsning ändå effektivt eller möjligt att genomförbara. 40

3.4 Signalkräfta (Pacifastacus leniusculus) Förekomst: arten är etablerad och har livskraftiga populationer i ungefär 4 500 vattenförekomster i Götaland samt södra Svealand. Påverkan: sprider kräftpest som infekterar och slår ut bestånd av den akut hotade flodkräftan. Hanteringsåtgärder: aktuell hantering inkluderar spridning- och populationsbegränsning. Utrotning är endast möjligt i lokalt avgränsade vatten. Rekommendation: spridningsbegränsning rekommenderas ur ett ekonomiskt perspektiv. Figur 10. Signalkräfta (Pacifastacus leniusculus). NOBANIS. Finns på http://www.nobanis.org. Åtkomstdatum 2015-10-28. 3.4.1 Om arten Signalkräftan (Pacifastacus leniusculus) kommer ursprungligen från Nordamerika. Arten är introducerad i stora delar av Europa och är idag den mest utbredda främmande sötvattenkräftan. Arten introducerades i Sverige på 1960 talet i syfte att ersätta den inhemska flodkräftan (Astacus astacus) som drabbats av populationsnedgång på grund av bl.a. försurning och spridning av kräftpest. Kräftpesten kom in till Sverige 1907 med importerade matkräftor som kasserades i Mälaren. Signalkräftan togs i till landet med förhoppningen att den skulle återställa kräftfisket i landet. Vad man dock inte kände till på den tiden var att signalkräftan också är mottaglig för pesten och därmed smittbärare. Introduktion av signalkräftan gjorde också att kräftpesten etablerade sig permanent i Sverige. I dag är signal kräftan etablerad med livskraftiga populationer i ungefär 4500 vatten förekomster i främst landets mellersta och södra delar (Kräft data basen, 2017) ett resultat av både lagliga och olagliga utsättningar. Det totala antalet flodkräftbeståndet har minskat dramatiskt med 97% sedan 1907 och i dag finns flodkräftan kvar i omkring 800 vatten (Kräftdatabasen, 2017). Figur 11 visar etablerad bestånd av signalkräfta i Sverige år 2017. 3.4.2 Påverkan ALLMÄN PÅVERKAN Signalkräftan hotar främst den inhemska flodkräftan genom att den överför kräftpest en sjukdom med hundraprocent dödlig utgång för flodkräftan. Sjukdomen sprids främst av signalkräftor, både av levande och döda individer. 41

Smittan sprids också genom att sporer följer med vatten, båtar, redskap och fisk vid förflyttning. Ju större mängd vatten som överförs desto större är risken att sprida smitta. Utan för kräftan kan kräftpestsporen leva i flera veckor i vatten. Sporerna är dock känsliga för uttorkning samt för höga och låga temperaturer. Signalkräftan kan predera på inhemska ryggradslösa djur (Mathers m.fl., 2016) samt fiskrom (Peay m.fl., 2009; Findlay m.fl., 2015) och på så sätt ha en negativ påverkan på lokala bestånd. AKTUELL OCH POTENTIELL PÅVERKAN I SVERIGE Sötvattenskräftan är en viktig del av den svenska matkulturen. Den svenska kräftätartraditionen kommer ursprungligen från det franska hovet och går tillbaka till 1500-talet. Det var dock inte förrän under sent 1800-tal som traditionen gick över från att vara en kunglig aktivitet till att även ätas av vanligt folk (Zimmerman, 2012). I dag har man i många svenska hem kräftfest varje år i augusti. Figur 11. Kvalitetssäkrade data från kräftdatabasen av Pacifastacus leniusculus i Sverige år 2017. Signalkräftan har satts ut, främst i södra och mellersta Sverige upp till områdena kring Dalälven. Regelverket för att få tillstånd att sätta ut signalkräfta har stegvis blivit restriktivare. Utsättning av signalkräfta i nya vatten tilläts fram till 1994 och är sedan 2016 helt förbjudet efter att arten listats på EU:s förteckning över invasiva främmande arter. Sedan länge finns även möjlig heter för länsstyrelserna att upprätta skyddsområden för flodkräfta samt kräftpestförklara ett område med bl.a. restriktioner om koktvång, fiskeförbud, desinfektion av utrustning, förflyttning av båtar och utrustning mellan sjöar etc. Vidare har Åtgärdsprogram för flodkräfta sedan 1998 ökat bevarande åtgärder framförallt genom informationsinsatser, bildande av skyddsområden och inventering. En viktig del av programmet syftar till att stimulera till fiske och fiskevårdande insatser och på så sätt minska incitamenten för illegala utsättningar av signalkräfta. Även det faktum att flodkräftan erhåller ett högre värde i handeln minskar sådana incitament. Illegala utsättningar är det främsta hotet mot flodkräfta. Om signalkräfta illegalt sätts ut i vatten med flodkräfta slås denna ut helt vilket ger mycket dåliga förutsättningar för ett fortsatt kräftfiske. Drivkraften bakom de illegala 42

utsätt ningarna baseras på överdrivna och ogrundade förväntningar på signalkräftan, eller sker av ren okunskap (kraftmytkrossaren.se). Kräftan är en viktig resurs för fritids- och husbehovsfisket och för landsbygdsturismen, vilket inkluderar förädlingsvärden som uppkommer vid upplåtelser av kräftfiske och upplevelsearrangemang. Omkring 85% av den kräfta som fångas i landet är signalkräfta, då det är den vanligare arten. Vidare utgörs nästan hela den kommersiella fångsten av kräfta i Sverige av signalkräfta som ligger på omkring 190 ton om året. I Vättern och Hjälmaren utgör signal kräftan 90% respektive 45% av värdet på fisket i första handsledet för yrkesfisket, medan fiske av signalkräfta i Vänern utgör motsvarande 10% av värdet (SLU aqua och HaV, 2016). Det finns tre registrerade signal kräft odlingar med en total godkänd produktion på 13,5 ton om året, men den verkliga produktionen är betydligt lägre (Jordbruksverkets vattenbruksregister, 2017). Den inhemska flodkräftan är ekonomiskt mer värdefull jämfört med signalkräftan. Skillnaden i värde mellan de två arterna är uppenbar om man jämför deras marknads priser: flodkräfta kan kosta åtminstone dubbelt så mycket som den introducerade arten (Gren m.fl., 2007). Skadekostnaderna ökar förmodligen varje år i Sverige, eftersom det sker kontiunerliga illegala utsättningar av arten. Signalkräftans utbredning begränsas av klimatet i de allra nordligaste delarna av Sverige, och en möjlig konsekvens av ett framtida varmare klimat är att områden även längre norrut blir lämpliga (Bohman och Edsman, 2011). Tabell 7. Signalkräfta: Sammanfattning av effekter. Typ av effekt Ekosystemtjänster Stödjande Reglerande Försörjande Kulturella Biologisk mångfald Allmänt för arten Möjliga effekter på grund av predation och potentiell konkurrens med andra arter. Möjliga effekter genom spridning av sjukdomar och parasiter. Möjliga positiva effekter då den kan användas för konsumtion av både människor och djur. Möjlig förlust av sociokulturella värden i samband med konsumtion av flodkräfta. Möjliga effekter på grund av predation och konkurrens med andra arter och spridning av sjukdomar och parasiter. Aktuell effekt i Sverige Potentiell effekt i Sverige + + + Människors hälsa Inga. 0 0 Övriga effekter Möjliga skador av erosion i floder och sjöar. 0 Anmärkning: Den semikvantitativa skalan för aktuell och potentiell påverkan i Sverige baseras på författarnas tolkning av källor som anges i texten. Potentiell påverkan baseras på ett antagande om populationstillväxt till följd av inaktivitet. Stor negativ effekt Liten negativ effekt 0 Ingen eller mycket liten effekt + Liten positiv effekt + + Stor positiv effekt 43

3.4.3 Svenska hanteringsalternativ: kostnader och nyttor Nedan ges en övergripande diskussion om olika hanteringsalternativ för signalkräftan i Sverige. Sahlin m.fl., (2017) presenterar en riskanalys för hantering av signalkräftan och visar på riskerna med nuvarande hantering och tar fram en mer detaljerad beskrivning om vad som krävs för att minimera riskerna med spridning av signalkräfta i Sverige. UTROTNING Utrotning är inte ett alternativ förutom i mycket små och avgränsade vattenförekomster bl.a. där bekämpningsmedel och andra kemikalier kan vara ett alternativ. En nackdel med att använda kemikalier är att andra arter också kan påverkas negativt (Johnsen och Taugbøl, 2010). Ett exempel på lyckad utrotning har skett i avgränsade dammar och vattenfyllda kalkbrott på Gotland. Utsättningarna var illegala och de enda förekomsterna av arten på ön. Vattnen var anlagda och har inte några större naturvärden (läns styrelsen Gotland, 2010). POPULATIONSBEGRÄNSNING Populationsbegränsning kan ske genom mekaniskt avlägsnande, dränering av vattenförekomster, höjning av vattnets ph-värde och genom fiske. Intensiv fångst kan minska populationstätheten och potentiellt sakta ned spridningstakten av arten om fisket sker i randområden, men det är ingen effektiv metod för utrotning. Enligt Gren m.fl. (2007) medför introduktion och etablering av signalkräftan två huvudsakliga typer av kostnader: 1) administrativa kostnader för att övervaka befintliga populationer och tillsyn och kontroll för att undvika illegala introduktioner av arten (inklusive kostnader för forskning och information) 2) förluster från alternativ användning av vatten med flodkräfta. Vidare uppskattde Gren m.fl. (2007) att nettoskadekostnaden för sam hället orsakad av signalkräftans i svenska vatten är 336 552 miljoner kronor per år. 7 Denna uppskattning kan användas som en indikation på stor leken av de ekonomiska vinster som kan göras om skadekostnaderna kan undvikas. Total utrotning av signalkräftan är dock inte kostnadsnyttoeffektivt, varför det inte är möjligt att undvika skadekostnader helt. Inte heller stora minskningar av de lokala populationsstorlekarna är relevant eftersom det inte skulle påverka populationerna av flodkräfta positivt annat än där risken för naturlig spridning av signalkräftan till områden med flodkräfta är stor. 7 Uppskattningen baseras delvis på prisskillnader för flodkräfta och signalkräfta. 44

SPRIDNINGSBEGRÄNSNING Den enskilt viktigaste orsaken till spridning är olaglig introduktion, vilket innebär att åtgärderna måste riktas in mot detta. Naturlig spridning av arten går avsevärt långsammare. En nyckelåtgärd kan t.ex. vara att involvera och utbilda fiskerättsägare och allmänheten om riskerna med illegala utsättningar inklusive okokta delar av signalkräftan. En viktig del av det nationella Åtgärdsprogrammet för flodkräftan (2016 2020) är att begränsa spridningen av signalkräfta genom ökad information och medvetenhet, bland annat genom att involvera olika intressegrupper (Havs- och vattenmyndigheten 2017). Möjliga åtgärder är att fortsatt informera om regler och risker och begränsa transporten av okokta kräftor till områden med flodkräfta. Signalkräftan bör dock hanteras som en resurs på platser där den redan är etablerad, förutsatt att bestämmelserna följs. Om man antar att kostnaden för att begränsa spridning utgör 1 procent av den totala nyttan (skadekostnader för 3,4 5,5 miljoner kronor per år), betyder det att det sannolikt är lönsamt, då den årliga kostnaden för populations- och spridningsbegränsning uppskattats till cirka 2 miljoner kronor. SAMMANFATTNING AV KOSTNADER OCH NYTTOR MED DE SVENSKA HANTERINGSALTERNATIVEN Kostnaden för passivitet är mycket stor om arten etablerar sig i delar av Sverige där det i dag finns starka populationer av flodkräfta, det vill säga i landets mellersta och norra delar. På grund av att utrotning, med några få undantag, inte är ett alternativ är spridningsbegränsning den enskilt viktigste åtgärden, framförallt genom att sprida information om förbud mot utsättning. Tabell 8. Signalkräfta. Monetär eller semikvantitativ bedömning av kostnader, nyttor och nyttokostnadsförhållanden för svenska hanteringsalternativ. Kostnad för inaktivitet Åtgärd Kostnader Nyttor Förväntad rangordning av nytto-kostnadsförhållanden Mycket stor Utrotning Populationsbegränsning * Små 2 Spridningsbegränsning < 2 miljoner Mycket stora 1 Anmärkning: * Populationsbegränsande åtgärder genom fiske kan inbringa inkomst vid försäljning av fångst, varför kostnader inte har beräknats. Skalan för semikvantitativa bedömningar omfattar kategorierna Mycket små, Små, Stora och Mycket stora. Utifrån befintliga data är det inte möjligt att göra om dessa bedömningar till monetära bedömningar. Rangordningen av de förväntade nytto-kostnadsförhållandena samt de semikvantitativa bedömningarna av kostnader och nyttor baseras på författarnas tolkning och måste beaktas med försiktighet. Vidare är det inte säkert att strategierna är ömsesidigt uteslutande. 45

3.4.4 Rekommendationer Informationsspridning om risker med illegala utsättningar samt övervakning av redan etablerade populationer är det viktigaste hanteringsalternativet. Dessa två hanteringsalternativ tillsammans rekommenderas ur ett ekonomiskt perspektiv eftersom total utrotning inte är möjligt (förutom möjligtvis lokalt) och eftersom spridningsbegränsning som ensam åtgärd förmodligen inte är tillräckligt. 46

3.5 Gulbukig vattensköldpadda (Trachemys scripta) Förekomst: har observerats i vattendrag på mycket få platser i landets södra delar. Ingen föryngring är känd. Påverkan: inkluderar konkurrens med inhemska arter, spridning av sjukdomar och parasiter, negativa effekter på människors hälsa (bärare av salmonella). Hanteringsåtgärder: omfattar bland annat populationsbegränsning genom infångning. Rekommendation: utrotning rekommenderas ur ett ekonomiskt perspektiv. Figur 12. Gulbukig vattensköldpadda (Trachemys scripta). NOBANIS. Finns på http://www.nobanis. org. Åtkomstdatum 2015-10-28. 3.5.1 Om arten Mellan 1989 och 1997 importerades över 52 miljoner gulbukiga vattensköldpaddor (Trachemys scripta) till EU från USA (Scalera, 2006). Import av underarten rödörad vattensköldpadda (Trachemys scripta elegans) förbjöds inom EU genom reglerna om handel med vilda djur och växter 1997 men det har fortfarande varit tillåtet att hålla och sprida dem i många EU-länder, inklusive Sverige. Sedan 1997 har den rödörade vattensköldpaddan på den europeiska marknaden ersatts av andra underarter, till exempel den gul bukiga och den gulörade vattensköldpaddan (riskbedömning för Trachemys scripta, 2015). Sedan 2016 är arten listad som invasiv främmande art inom EU 8, 9. Från och med den 3 augusti 2017 är det inte längre tillåtet med handel med vattensköldpaddorna, men har man redan en sköldpadda av den listade arten som sällskapsdjur är det tillåtet att behålla djuret tills det dör. Att den gulbukiga vattensköldpaddan är så populär beror på att den är liten vid försäljning som ung, lätt att hantera och billig. Vattensköldpaddor blir dock mycket stora som vuxna individer och ofta även mycket gamla (finns uppgifter om 70 år) i fångenskap, och därför släpps de ofta ut i naturen av sina ägare som tröttnat på dem. I dag finns den gulbukiga vattensköld paddan i sötvattensekosystem i många utvecklingsländer, ofta i urbana våtmarker. 8 Europaparlamentets och Rådets förordning (EU) nr 1143/2014 avv den 22 oktober 2014 om förebyggande hantering av introduktion och spridning av invasiva främmande arter. 9 Kommissionens genomförandeförordning (EU) 2016/1141 av den 13 juli 2016 om antagande av en förteckning över invasiva främmande arter av unionsbetydelse i enlighet med Europaparlamentets och rådets förordning EU nr 1143/2014. 47

När arten lever vilt livnär den sig på olika typer av växter och djur, till exempel insekter, amfibier och reptiler, små däggdjur och fåglar (Scalera, 2006). I EU är arten ett problem i särskilt Spanien, men sannolik heten för att den etablerar sig i andra länder i framtiden förväntas öka på grund av klimatförändringarna. I Sverige har vattensköldpaddor observerats i vattendrag i landets södra och mellersta delar. Det finns alltså konstaterade förekomster av arten men ingen föryngring är känd. Det antas att det finns omkring 1 5 exemplar av arten vid de fyra platser som visas på kartan i figur 13. Med andra ord är det kända antalet av arten som lever vilt ute i naturen ungefär 4 20 i Sverige, mörkertalet är dock betydande, kanske ett hundratal. Statistiska central byrån presenterade 2006 siffror som visade att nästan 11 000 svenska hushåll håller vattensköldpaddor (alla underarter) som husdjur (SCB, 2006). Med tanke på att vattensköld paddor kan bli mycket gamla i fångenskap antyder dessa siffror att det finns en potentiell långsiktig risk för att fler vattensköldpaddor släpps ut i det fria även i framtiden. 3.5.2 Påverkan ALLMÄN PÅVERKAN Figur 13. Förekomster av Trachemys scripta i Sverige inom Europeiska miljöbyråns referensruta på 10 x 10 km mellan 2000 2015 (data från Artportalen). Observera att vissa förekomster är icke bekräftade rapporteringar från lekmän. De viktigaste effekterna på ekosystemet är predation och spridning av sjukdomar och parasiter som kan ha negativ inverkan på sköldpaddor och andra akvatiska arter (Scalera, 2006). Vattensköldpaddor kan bära på sjukdomar som är skadliga även för människor, och de är också bärare av salmonella. Vuxna vattensköldpaddor är dessutom ofta aggressiva och deras bett är smärtsamma för människor (Silva, 2014). Enligt EU:s riskbedömning (RA Trachemys scripta, 2015) kan arten orsaka ekologiska skador genom konkurrens med hotade inhemska arter där sådana finns. De ekonomiska effekterna orsakade av vattensköldpaddor verkar å andra sidan vara av mindre betydelse. AKTUELL OCH POTENTIELL PÅVERKAN I SVERIGE Arten har i dagsläget endast en liten påverkan i Sverige. Vattensköldpaddan kan övervintra i Skåne men behöver en för svenska förhållanden extremt varm sommar för att kunna fortplanta sig. I ett framtida långtidsscenario med ett varmare klimat kan fortplantning dock bli möjligt i landets sydligaste delar. 48

Tabell 9. Gulbukig vattensköldpadda: Sammanfattning av effekter. Typ av effekt Ekosystemtjänster Stödjande Reglerande Allmänt för arten Möjliga effekter på grund av predation och potentiell konkurrens med andra arter. Möjliga effekter genom spridning av sjukdomar och parasiter. Aktuell effekt i Sverige Potentiell effekt i Sverige 0 0 0 0 Försörjande Inga. 0 0 Kulturella Inga. 0 0 Biologisk mångfald Människors hälsa Möjliga effekter på grund av predation och konkurrens med andra arter. Möjliga effekter på grund av det faktum att arten är bärare av Salmonella och har ett aggressivt beteende. 0 0 0 0 Övriga effekter Inga. 0 0 Anmärkning: Den semikvantitativa skalan för aktuell och potentiell påverkan i Sverige baseras på författarnas tolkning av källor som anges i texten. Potentiell påverkan baseras på ett antagande om populationstillväxt till följd av inaktivitet. Stor negativ effekt Liten negativ effekt 0 Ingen eller mycket liten effekt + Liten positiv effekt + + Stor positiv effekt 3.5.3 Svenska hanteringsalternativ: kostnader och nyttor UTROTNING Hittills har det gjorts få observationer av gulbukig vattensköldpadda i Sverige. Utrotning föreslås som en möjlig typ av åtgärd. Enligt den föreslagna implementeringen av EU-förordningen om invasiva främmande arter (EU 1143/2014) i Sverige skulle länsstyrelserna vara ansvariga för utrotning av vattensköldpaddor med hjälp från polisen (Naturvårdsverket, 2016). Mot bakgrund av den aktuella situationen i Sverige med tre platser med ungefär 1 5 vattensköldpaddor på varje plats kan den totala kostnaden uppskattas till högst 20 000 kronor för att avliva samtliga om vi antar att veterinär kostnaden är högst 1 000 kronor per vattensköldpadda. Det skulle även tillkomma kostnader för infångning och transport av vattensköldpaddorna (arbetskostnader, fångstutrustning osv.). Om man antar att det behövs två timmars arbete för att fånga in varje vattensköldpadda (inklusive reskostnader) och att varje arbetstimme är värd 300 kronor (baserat på en månadslön på 30 000 kronor) skulle detta innebära en total kostnad på 12 000 kronor eller mindre. Till detta tillkommer fångstutrustning. I LIFE-projektet TRACHEMYS där effektiviteten av olika typer av fångstmetoder testades framkom att flytfällor med bete är det bästa alternativet. Sådana fällor importeras till EU från USA och säljs till ett pris av ungefär 1 300 2 200 kronor (150 250 USD) per fälla. Om även relaterade kostnader för transport och annan logistik inkluderas blir kostnaden 2 000 3 000 kronor per fälla. Om tre fällor importeras till Sverige (en för var och en av de tre befintliga platserna) kan den totala kostnaden uppskattas till ungefär 49

12 000 kronor. Med dessa uppskattningar skulle sammanfattningsvis den totala kostnaden för att utrota arten bli ungefär 44 000 kronor totalt (20 000 för avlivning + 12 000 för arbetskostnader + 12 000 för import av flyt fällor). Ev kan fällor flyttas mellan platser, vilket sänker kostnaden. Denna typ av åtgärd skulle med största sannolikhet behöva upprepas så länge nya vattensköld paddor släpps ut i naturen. En möjlighet att fritt lämna in oönskade sköld paddor skull troligen minska antalet nya utsättningar. Nyttorna med att utrota den gulbukiga vattensköldpaddan i Sverige (i form av undvikna skadekostnader) är för närvarande små, men det monetära exemplet ovan visar att detsamma även gäller kostnaderna. Ur ett ekonomiskt perspektiv är slutsatsen att det förmodligen är bättre att utrota arten nu än att vänta och se, med tanke på riskerna med ett varmare klimat i framtiden. Utrotning i kombination med möjlighet att lämna in individer, informationskampanjer och andra aktiviteter för att öka medvetenheten om riskerna förknippade med att släppa ut arten i det fria skulle förmodligen vara effektiva åtgärder för att minska den långsiktiga risken. POPULATIONSBEGRÄNSNING Populationsbegränsning kan också genomföras genom infångning av vattensköldpaddorna med särskild fångstutrustning eller för hand med hjälp av kastnät. Det bör noteras att det för närvarande inte finns någon sådan godkänd fångst utrustning i Sverige. Det är dock tillåtet att använda ett jaktgevär om vattensköldpaddan inte kan fångas utan lidande (SJVFS 2012:27). Narkotika hundar kan användas för att upptäcka och avlägsna sköldpaddor. Representanter för länsstyrelserna i Skåne och Gävleborg uppmanar alla som hittar en vattensköldpadda att kontakta myndig heterna. I Spanien och Portugal har 23 000 vilda gulbukiga vattensköldpaddor fångats under LIFE-projektet TRACHEMYS. Kostnaden för att genomföra projektet var 12 miljoner kronor (1,2 miljoner euro). Baserat på detta är kostnaden per infångad vattensköldpadda ungefär 483 kronor (52 euro). Om det kan antas att samma kostnad per vattensköldpadda gäller även i Sverige, och förutsatt att inte fler än 15 vattensköldpaddor fångas in varje år ger detta en årlig kostnad på ungefär 7 000 kronor. Aktörer som för närvarande har kostnader i samband med kontroll av vattensköldpaddan i Sverige är länsstyrelser, polismyndig heter och djur parker. Ett exempel är i Skåne län där de regionala myndig heterna har beslutat att polisen ska fånga in alla (i dagsläget fem) vattensköldpaddor i Sankt Olovs sjö i Landskrona kommun (länsstyrelsen Skåne, personlig kommentar, 2015). Ett annat exempel på hur populationen av vilda vattensköldpaddor i Sverige för närvarande kontrolleras kommer från Stockholm där djurparken Skansen (mot sin vilja) under 2015 tog emot 70 övergivna vatten sköld paddor från polisen. Djurparken tar inte emot övergivna vattensköldpaddor som lämnas in av privatpersoner (SVT, 2015). Eftersom skadekostnaderna på grund av vattensköldpaddor för närvarande är mycket små i Sverige är också nyttorna med att kontrollera populationen av vattensköldpaddor små, åtminstone om de inte avlivas 50

när de hittas. Om vattensköldpaddorna inte avlivas när de fångas finns det fortfarande en risk för att arten kan etablera populationer som föryngrar sig i framtiden. INTRODUKTIONS- OCH SPRIDNINGSBEGRÄNSNING Fysisk inneslutning är möjlig för en befintlig population, men eftersom före komsten i Sverige är sporadisk är det framförallt viktigt att förhindra nya introduktioner. Informationskampanjer kan genomföras som ett sätt att begränsa spridningen genom att öka allmänhetens medvetenhet om riskerna med att släppa ut vattensköldpaddor i naturen. I Italien, Spanien och Frankrike har allmänheten möjlighet att lämna in sina husdjur till räddningscentraler och djurparker (LIFE-projektet TRACHEMYS). SAMMANFATTNING AV KOSTNADER OCH NYTTOR MED DE SVENSKA HANTERINGSALTERNATIVEN Kostnaden för inaktivitet är för närvarande mycket liten. Det mest relevanta hanteringsalternativet i Sverige är sannolikt att Länsstyrelsen och Polis myndigheten fortsätter sitt arbete med att begränsa populationer genom att fånga in enskilda vattensköldpaddor. Ett varmare klimat medför en ökad risk för att vattensköldpaddan etablerar sig permanent i landets södra delar. Genom att utrota dem redan i dag skulle denna risk minska men inte helt försvinna så länge tusentals vattensköldpaddor hålls som husdjur i svenska hem. Tabell 10. Gulbukig vattensköldpadda. Monetär eller semikvantitativ bedömning av kostnader, nyttor och nytto-kostnadsförhållanden för svenska hanteringsalternativ. Kostnad för inaktivitet Åtgärd Kostnader Nyttor Förväntad rangordning av nytto-kostnadsförhållanden Mycket liten Utrotning 0,03 miljoner Små 1 Populationsbegränsning 0,007 miljoner Mycket små 2 Spridningsbegränsning Mycket små Mycket små 3 Anmärkning: Skalan för semikvantitativa bedömningar omfattar kategorierna Mycket små, Små, Stora och Mycket stora. Utifrån befintliga data är det inte möjligt att göra om dessa bedömningar till monetära bedömningar. Rangordningen av de förväntade nytto-kostnadsförhållandena samt de semikvantitativa bedömningarna av kostnader och nyttor baseras på författarnas tolkning och måste beaktas med försiktighet. Vidare är det inte säkert att strategierna är ömsesidigt uteslutande. 3.5.4 Rekommendationer Utrotning och förhindrande av nya utsättningar är det föredragna hanteringsalternativet och rekommenderas ur ett socioekonomiskt perspektiv eftersom det reducerar risken för framtida skadekostnader i samband med vilda vatten sköldpaddor mer än vad åtgärder utan utrotning gör. Både utrotning och andra åtgärder är förknippade med mycket små kostnader, men utrotning förväntas leda till störst nyttor. 51

3.6 Kabomba (Cabomba caroliniana) Förekomst: etablerad i en lokal i sydligaste Sverige. Påverkan: bland annat genom konkurrens med inhemska arter, förlorade estetiska värden och rekreationsvärden, skador på vattenbruk. Hanteringsåtgärder: populationen övervakas idag. Rekommendation: fortsatt övervakning samt eventuell utrotning rekommenderas ur ett ekonomiskt perspektiv. Figur 14. Kabomba (Cabomba caroliniana) Foto: Steven Nichols (CC BY-NC 2.0). 3.6.1 Om arten Kabomba (Cabomba caroliniana) är en akvatisk, tålig och konkurrens kraftig växt från Nord- och Centralamerika. I vatten drag med gynnsamma temperaturförhållanden kan arten konkurrera ut andra växter. I Australien har den klassificerats som en av de värsta invasiva främmande arterna på grund av sin spridningspotential samt sin ekonomiska och miljömässiga påverkan (Global Invasive Species Database). I Sverige har kabombor rapporterats från ett par platser, bland annat sedan 1980-talet i ett isolerat vattenfyllt stenbrott i Gladsax i Skåne län samt i ett dike i Huddinge kommun, Stockholms län. I Huddinge förekommer den dock inte längre. Arten bedöms kunna bli invasiv i de södra delarna av Sverige med förväntade klimatförändringar. Figur 15. Förekomster av Cabomba caroliniana i Sverige mellan 2000 2016 inom Europeiska miljöbyråns referens ruta på 10 x 10 km (data från Artportalen). 52

3.6.2 Påverkan ALLMÄN PÅVERKAN Kambomba påverkar framförallt ekosystemen genom konkurrens med andra vattenväxter. Vid gynnsamma temperaturförhållanden kan växande plantor påverka möjligheten att utöva olika typer av aktiviteter i vattnet, som användningen av båt, bad, dykning osv. I den bemärkelsen kan både rekreationsvärden och estetiska värden påverkas negativt. Arten kan också minska försörjande tjänster som uttag av dricksvatten. Kabomban orsakar även negativa effekter för vattenbruk, fiske och transporter (EU:s översiktsblad om Cabomba caroliniana). AKTUELL OCH POTENTIELL PÅVERKAN I SVERIGE Kabomba har för närvarande en begränsad påverkan i Sverige. Ett varmare klimat skulle dock kunna leda till att arten överlever, åtminstone i landets södra delar. Tabell 11. Kabomba: Sammanfattning av effekter. Typ av effekt Ekosystemtjänster Stödjande Allmänt för arten Möjliga effekter på grund av konkurrens med andra arter. Aktuell effekt i Sverige Potentiell effekt i Sverige 0 Reglerande Inga större effekter. 0 0 Försörjande Möjlig effekt på fiskproduktion i vattenbruk. 0 Kulturella Biologisk mångfald Människors hälsa Övriga effekter Möjliga effekter på rekreationsvärden och estetiska värden. Möjliga effekter på grund av konkurrens med andra arter. Möjliga effekter på grund av risker associerade med fritidsaktiviteter i vatten där kabomba förekommer. Möjlig minskning av vattnets lagringskapacitet och försörjning av dricksvatten av god kvalitet. Anmärkning: Den semikvantitativa skalan för aktuell och potentiell påverkan i Sverige baseras på författarnas tolkning av källor som anges i texten. Potentiell påverkan baseras på ett antagande om populationstillväxt till följd av inaktivitet. 0 0 0 0 Stor negativ effekt Liten negativ effekt 0 Ingen eller mycket liten effekt + Liten positiv effekt + + Stor positiv effekt 53

3.6.3 Svenska hanteringsalternativ: kostnader och nyttor UTROTNING Utrotning kan praktiskt ske genom olika typer av mekaniska åtgärder, exempelvis: a) övertäckning: kabomba behöver direkt sol ljus, så skuggning kan användas för utrotning på små områden men kan vara kostsamt och tekniskt svårt för stora vattenområden b) manuell skörd: snorklare/dykare kan dra upp växterna för hand c) maskinskörd: avskärning och borttagning av växter d) sänkning av vattennivån eller torrläggning av vattendrag. Kabomban är mycket känslig mot uttorkning och genom att torrlägga en vatten förekomst kan man bekämpa den. Det är dock viktigt att komma ihåg att arten vid störningar lätt delas i små fragment som kan ge upphov till nya plantor. Av denna anledning kan åtgärder i själva verket bidra till spridning av växten om de inte utförs på lämpligt sätt (Global Invasive Species Database). Kostnaden för att utrota kabomba i den lokal där den för närvarande är etablerad har inte uppskattats men bedöms vara låg. Utrotning av arten kan pedagogiskt vara viktig, dessutom försvinner även kostnaden för övervakning av arten samt minskar risken för illegal flyttning till ett nytt vattenområde. POPULATIONSBEGRÄNSNING Populationsbegränsande åtgärder för akvatiska växtarter och val av metod ska baseras på lokala förutsättningar, så som vattenutbyte, strömmar, bottenförutsättningar och hur populationerna sprids. Åtgärderna för populations begräns ning kan eventuellt bli aktuella om arten blir invasiv i landet. Motsvarande nationella metoder som används för bekämpning av sjögull (Nymphoides peltata) kan då bli aktuella. Sjögull är för närvarande den enda invasiv främmande vattenväxt som bekämpas i större skala (Havsoch vatten myndigheten, 2016). Sjögull finns i dag etablerad på ungefär 40 platser i 19 vattensystem i mellersta och södra Sverige. Metoder för att täcka bestånd av sjögull, antingen på botten eller vid ytan har visat sig effektivast. Havs- och vattenmyndigheten (2016) konstaterar att oavsett vilka åtgärder som väljs måste de utföras mycket metodiskt och eventuellt kompletteras, förbättras eller upprepas över tid för att vara effektiva. SPRIDNINGSBEGRÄNSNING Spridningen av vattenväxter så som exempelvis genom att undvika att köra båtar genom bestånd, att ta hand om växtdelar som flyter, att göra sig av med växten genom att bränna eller torka dem samt att utbilda och öka allmänhetens medvetenhet. Risken för att kabomba sprider sig från det gamla stenbrottet i Gladsax är i nuläget mycket liten, särskilt jämfört med risken för att den sprider sig från akvarier i privata hem. Både kostnaderna och nyttorna förknippade med åtgärder för att begränsa spridningen av arten förväntas vara mycket små, särskilt nyttorna. SAMMANFATTNING AV KOSTNADER OCH NYTTOR MED DE SVENSKA 54

HANTERINGSALTERNATIVEN Kostnaden för att inte göra något är för närvarande liten eller mycket liten. Trots att utrotning skulle kunna vara en möjlig åtgärd i Sverige har detta hittills inte prioriterats av ansvariga myndig heter på grund av det faktum att arten i dagsläget inte bedöms som invasiv, populationen är isolerad och har varit så under mycket lång tid. Även om åtgärder för att utrota växten kan öka risken för spridning, har utrotning troligen en lägre kostnad över tid då de andra alternativen medför återkommande kostnader. Fortsatt regelbunden övervakning av den etablerade populationen av kabomba i stenbrottet i Gladsax bedöms lämpligt. Stenbrottet används inte för fritidsaktiviteter och risken för att arten sprider sig är därför mycket liten, vilket gör att åtgärder för att begränsa spridningen därifrån är mindre prioriterade. Tabell 12. Kabomba. Monetär eller semikvantitativ bedömning av kostnader, nyttor och nyttokostnadsförhållanden för svenska hanteringsalternativ. Kostnad för inaktivitet Åtgärd Kostnader Nyttor Förväntad rangordning av nytto-kostnadsförhållanden Liten Utrotning Små Små 1 Populationsbegränsning Små Spridningsbegränsning Mycket små Mycket små 2 Anmärkning: Skalan för semikvantitativa bedömningar omfattar kategorierna Mycket små, Små, Stora och Mycket stora. Utifrån befintliga data är det inte möjligt att göra om dessa bedömningar till monetära bedömningar. Rangordningen av de förväntade nytto-kostnadsförhållandena samt de semikvantitativa bedömningarna av kostnader och nyttor baseras på författarnas tolkning och måste beaktas med försiktighet. Vidare är det inte säkert att strategierna är ömsesidigt uteslutande. 3.6.4 Rekommendationer Den etablerade populationen av kabomba i stenbrottet i Gladsax behöver fortsatt övervakas alternativt utrotas. Stenbrottet används dock inte i någon större utsträckning och risken för att arten sprider sig är därför liten. 55

3.7 Gul skunkkalla (Lysichiton americanus) Förekomst: etablerad i Sverige (populationen ökar). Påverkan: bland annat konkurrens med andra våtmarksarter. Hanteringsåtgärder: lokal utrotning, med prioritet för områden där påverkan eller risk för vidare spridning är stor. Rekommendation: utrotning rekommenderas ur ett ekonomiskt perspektiv. Figur 16. Skunkkalla (Lysichiton americanus). Foto David Knott. 3.7.1 Om arten Skunkkalla (Lysichiton americanus) är en växt med en kort, tjock stamutlöpare, stora blanka gröna blad och ljusgult blomskaft som omsluter en lång blomkolv med blommor i botten. Arten kan bli upp till 1,5 meter hög (Bravenboer, 2009). Arten växer i våta miljöer som skuggiga skogsbevuxna kärr, sump marker och grunda bäckar med rinnande vatten eller i utkanterna av tjärnar eller sjöar. Den kommer ursprungligen från Nordamerika där den är hemmahörande i Alaska, British Columbia, Washington, Oregon, Kalifornien, Montana, Idaho och Wyoming (USDA-NRCS, 2011). I Europa introducerades den först i Storbritannien under tidigt 1900-tal för odling och som en prydnadsväxt, och sedan i de flesta andra europeiska länder på 1960-, 1970- och 1980-talet. De första registreringarna av etablering vilt i naturen kommer från Stor britannien 1947. Sedan dess har arten observerats i det fria i Belgien, Danmark, Finland, Tyskland, Irland, Nederländerna, Norge och Sverige. Klingen stein och Alberternst (2010) klassificerar i ett faktablad av NOBANIS etableringen som sällsynt i alla nämnda länder, utom i Sverige där etableringen klassas som lokal. För Sverige visar figur 17 de rapporterade observationerna av arten, med en fördelning till landets södra delar, inklusive området runt Stockholm. Några av de ungefär 200 rapporterade observationerna i Artportalen innehåller information om stora mängder. Det genomsnittliga antalet växter per observation för dem där data finns tillgängliga är 18, vilket som en grov uppskattning är likvärdigt med ett täckningsområde på ungefär 3 m 2. Dessa uppskattningar är dock osäkra eftersom det genomsnittliga antalet växter kan variera stort mellan olika platser. Längs några vattendrag i Halland och något i Skåne finns till exempel 1000-tals exemplar spridda efter kilometerlånga sträckor. 56

Växten är inte särskilt vanlig i trädgårdar på grund av dess storlek, habitatkrav och lukt. Den är vanligare i stora trädgårdar och dammar. Bravenboer (2009) konstaterar dock att den aldrig har varit en särskilt populär art i stor skala. I Sverige såldes den fortfarande 2015 som en växt för användning i privata dammar. De flesta populationer är troligen ett resultat av oavsiktliga handlingar, till exempel att man slänger ut trädgårdsavfall i skogen, men det finns även exempel på avsiktlig plantering i naturen. Arten sprids via frön som kan transporteras via strömmar, fåglar eller andra djur som äter eller samlar in bären. Fröspridning via fåglar har dock inte bekräftats i Europa. Fysisk delning eller annan sönderdelning av stamutlöparen kan också innebära spridning, till exempel av maskiner och fordon som används i skogsbruket (Klingenstein och Alberternst, 2010). 3.7.2 Påverkan ALLMÄN PÅVERKAN Figur 17. Förekomster av Lysichiton americanus i Sverige inom Europeiska miljö byråns referensruta på 10 x 10 km (data från Artportalen) mellan 2000 2016. Arten har förmåga att bygga täta bestånd som tränger ut och skuggar mindre växter i våtmarker (påverkan på habitat eller stödjande tjänster). Exempelvis har man identifierat att olika arter av mossor, violer och orkidéer påverkas negativt. Det bör noteras att de invaderade våtmarkshabitaten ofta är sällsynta och hotade i Europa, och även inkluderar ett antal hotade eller sällsynta arter som kan påverkas negativt av den gula skunkkallan. Vidare har de ändrade ljusförhållandena och växtsamhällenas struktur potentiella effekter på fauna och näringsväv (Klingenstein och Alberternst, 2010) Artens närvaro leder inte till effekter på människors hälsa eller andra direkta ekonomiska skadekostnader, förutom potentiella långsiktiga effekter på grund av lokala ekosystemeffekter. AKTUELL OCH POTENTIELL PÅVERKAN I SVERIGE Baserat på de 200 observerade förekomsterna i Sverige och ett täckningsområde på 3 m 2 per förekomst påverkas ungefär 600 m 2 svenska våtmarkshabitat. I dessa områden räknar man med att många våtmarksarter har trängts ut på grund av bristen på ljus. Till exempel påverkas flera moss arter negativt. Täckningsområdet är dock troligtvis en underskattning eftersom 57

ett mycket stort antal förekomster finns längs några få floder i södra Sverige (Hör lingeån och Brostorpsån i Skåne samt Fylleån och Genevadsån i Halland). Förekomster som dessa, nära rinnande vatten, har mycket större spridningspotential än förekomster i våt- och sumpmarker. Utan kontroll och ökad medvetenhet kan arten förväntas spridas kontinuerligt men långsamt, både av nya introduktioner i naturen via trädgårdsavfall eller plantering och via spridning från befintliga populationer. Tabell 13. Gul skunkkalla: Sammanfattning av effekter. Typ av effekt Ekosystemtjänster Stödjande Allmänt för arten Möjliga effekter på grund av utträngning av andra arter som inte får tillräckligt med ljus. Aktuell effekt i Sverige Potentiell effekt i Sverige Reglerande Inga större effekter. 0 0 Försörjande Inga större effekter. 0 0 Kulturella Biologisk mångfald Inga större effekter. Möjliga effekter på grund av utträngning av andra arter som inte får tillräckligt med ljus. 0 0 Människors hälsa Inga större effekter. 0 0 Övriga effekter Inga större effekter. 0 0 Anmärkning: Den semikvantitativa skalan för aktuell och potentiell påverkan i Sverige baseras på författarnas tolkning av källor som anges i texten. Potentiell påverkan baseras på ett antagande om populationstillväxt till följd av inaktivitet. Stor negativ effekt Liten negativ effekt 0 Ingen eller mycket liten effekt + Liten positiv effekt + + Stor positiv effekt 3.7.3 Svenska hanteringsalternativ: kostnader och nyttor UTROTNING Utrotning av lokala populationer är möjligt. Utrotning kräver dock resurser under flera års tid. På grund av de känsliga habitat där arten kan förekomma är det eventuellt inte möjligt att använda växtskyddsmedel eftersom det kan påverka andra arter och har stor risk att spridas med vatten. I stället krävs mekaniskt avlägsnande som sker genom att man gräver upp växternas rötter och tar bort dem från platsen, ett krävande arbete på grund av de många gånger svåråtkomliga habitaten. Denna åtgärd måste följas upp över flera års tid och effektiviteten måste övervakas. I Alberternst m.fl. (2009) refereras till en kostnadsuppskattning som har gjorts i Schweiz. Kostnaden för att utrota en population på 100 växter genom mekaniskt avlägsnande och kontroll under den efterföljande perioden uppskattades till 11 100 kronor 10. 10 Enligt priser 2015, beräknat på 1 000 euro som uppskattades 2009 och med årlig genomsnittlig växel kurs för 2012 (Riksbanken, 2015) och justering för konsumentprisindex (SCB, 2015). 58

Om vi antar att kostnaden är linjär i förhållande till mängden växter motsvarar detta 111 kronor per växt. I en annan uppskattning från Sverige (Genevadsån; Johan Strand, personlig kommentar, 2016) nämns en kostnad på 15 87 kronor per växt, baserat på avlägsnande av 500 1 000 växter, 87 arbetstimmar och en arbetskostnad på 120 500 kronor. Kostnads upp skattningen är mer kopplad till antalet lokaler än till antalet individ, eftersom det centrala är transport av utrustning till känsliga lokaler. Den lägre uppskattningen baseras på ung sommarpersonal och den högre på inhyrning av konsulter. I det specifika projektet tillämpades den lägre timkostnaden. Om vi antar att den totala mängden växter i Sverige är 200 x 18 (enligt rapporten i avsnitt 3.7.1) skulle den sammanlagda kostnaden för utrotning i Sverige bli ungefär 54 000 400 000 kronor. Det är dock troligt att det finns fler förekomster än vad som rapporterats in till ArtDatabanken, och mängden växter på varje plats är dessutom en mycket osäker uppskattning, det verkliga antalet kan vara tio- eller hundrafalt större. Bara i Genevadsån har antalet växter till exempel uppskattats till cirka 3 600 (Johan Strand, personlig kommentar, 2016). Vidare är ytterligare kostnader att vänta för kontroll efter utrotningen. Således är utrotningskostnaden på 54 000 400 000 kronor sannolikt en underskattning och relativt höga kostnader är förknippade med utrotning längs med vattendragen med talrika förekomster (Hörlingeån, Brostorpsån, Genevadsån och Fylleån). Utrotningsåtgärdernas nyttor är bland annat en mindre risk för negativa effekter på inhemska våtmarksarter och i än större grad arter längs vattendrag. Det finns inga tillgängliga uppskattningar om det monetära värdet, men på grund av de känsliga habitaten kan nyttorna vara betydande. Eftersom det inte finns några tillgängliga monetära nyttouppskattningar är det inte möjligt att dra några slutsatser om nytto-kostnadsförhållandet. Jämfört med kostnaderna för att hantera många andra främmande arter är dock kostnaderna för att utrota populationerna av gul skunkkalla låga. POPULATIONSBEGRÄNSNING För den här arten kan populationsbegränsningsåtgärder likställas med (lokala) utrotningsåtgärder. SPRIDNINGSBEGRÄNSNING För att begränsa spridningen finns två huvudsakliga strategier: att begränsa spridningen från etablerade populationer i naturen och att begränsa nya introduktioner i naturen. För att begränsa spridningen från etablerade populationer är det viktigt att kunna upptäcka etableringar längs vattendrag och att utrota dessa populationer. Arten sprids relativt sakta men säkert (Bravenboer, 2009). Enligt Newman och Angel Duenas (2015) kan arten spridas effektivt inom avrinningsområden via frön som transporteras via vatten, men spridningen mellan avrinningsområden är långsam. 59

För att begränsa nya introduktioner i naturen är ett antal olika åtgärder möjliga, till exempel att förhindra handel och plantering i det fria, att förhindra att trädgårdsavfall slängs i naturen och att informera allmänheten om artens egenskaper. För stor effekt som täcker in alla introduktionskällor krävs troligtvis ganska omfattande och ambitiösa kampanjer, något som kan förväntas bli kostsamt. En tänkbar modell är upprop via intresseorganisationer, trädgårdsnäring och kommuner att de som har arten och vill bli av med den kan höra av sig, varefter en utrotningsinsats kan göras. Sedan 3 augusti 2016 är arten en invasiv främmande art av unionsbetydelse och handel eller annan avsiktlig spridning är förbjuden inom hela EU. Det finns inga tillgängliga kostnadsuppskattningar för dessa åtgärder som syftar till att begränsa nya introduktioner i naturen. Vidare finns inga tillgängliga uppskattningar om introduktionstakten. Således är det inte möjligt att bedöma nyttorna med dessa åtgärder i monetära termer. SAMMANFATTNING AV KOSTNADER OCH NYTTOR MED DE SVENSKA HANTERINGSALTERNATIVEN Utrotning är möjlig men kräver resurser, främst i form av arbetstimmar. Detta skulle få en kontrollerande effekt på populationen och även begränsa spridningen. Som konstateras ovan är det troligt att åtgärder för att förhindra nya introduktioner i naturen (med en okänd introduktionstakt) är kostsamma, vilket leder till mycket osäkra nyttor. Nyttorna med lokala utrotningsåtgärder skulle å andra sidan vara förhållandevis direkta i den meningen att man skulle undvika habitateffekter och därmed negativa effekter på andra arter. Mot bakgrund av dessa antaganden är nytto-kostnadsförhållandet troligen högst för utrotning som övergripande strategi. Det är dock möjligt att åtgärder för att förhindra nya introduktioner kan vidtas samtidigt. Tabell 14. Gul skunkkalla. Monetär eller semikvantitativ bedömning av kostnader, nyttor och nytto-kostnadsförhållanden för svenska hanteringsalternativ. Kostnad för inaktivitet Åtgärd Kostnader Nyttor Stor Utrotning 0,05 0,4 miljoner (underskattning) Förväntad rangordning av nytto-kostnadsförhållanden Stora 1 Spridningsbegränsning Stora Stora 2 Populationsbegränsning Anmärkning: Skalan för semikvantitativa bedömningar omfattar kategorierna Mycket små, Små, Stora och Mycket stora. Utifrån befintliga data är det inte möjligt att göra om dessa bedömningar till monetära bedömningar. Rangordningen av de förväntade nytto-kostnadsförhållandena samt de semikvantitativa bedömningarna av kostnader och nyttor baseras på författarnas tolkning och måste beaktas med försiktighet. Vidare är det inte säkert att strategierna är ömsesidigt uteslutande. 60

3.7.4 Rekommendationer På grund av den gula skunkkallans potentiella effekter på inhemska våtmarksarter bör utrotningsåtgärder vidtas. En möjlighet som behöver undersökas vidare är prioritering vad gäller tid och plats, genom att först rikta in sig på populationer som kan förväntas ha särskilt stor påverkan eller sprida sig till nya områden. Populationer efter vattendrag i Skåne och Halland hör sålunda till de mest prioriterade. Vidare bör man utvärdera möjligheten att använda riktade informationskampanjer för att undvika ytterligare introduktioner i naturen, och fortsatt övervakning krävs för att följa utvecklingen och upptäcka nya etableringar. Åtgärderna blir sannolikt dyrare ju längre en population tillåts växa. 61

3.8 Tromsöloka (Heracleum persicum) Förekomst: etablerad i Sverige. Påverkan: denna är ännu inte helt kartlagd. Kan inkludera effekter på den biologiska mångfalden och påverkan på rekreation. Hanteringsåtgärder: består främst av lokala insatser. Rekommendation: lokal utrotning rekommenderas ur ett ekonomiskt perspektiv Figur 18. Tromsöloka (Heracleum persicum). Foto: Jouko Lehmuskallio, NatureGate. 3.8.1 Om arten Tromsölokan (Heracleum persicum) är besläktad med jättelokan (Heracleum mantegazzianum) men är en egen art (Often och Graff, 1994). Arten är 150 200 cm hög med stora vita blommor (Naturegate, 2015). Arten finns i många typer av miljöer, till exempel i våtmarker, gräs marker, ängar och utkanter av skogar, längs flodbankar, järnvägsspår/vägrenar och i stadsområden. I Sverige finns den uteslutande kring ödegårdar, i bebyggd miljö, parker och vägkanter. Den kommer ursprungligen från Turkiet, Iran och Irak (EPPO, 2009) men introducerades i Skandinavien som trädgårdsväxt på 1800-talet och förekommer i dag i Danmark, Norge, Finland och Sverige. Dess invasion är komplex och varierar mellan olika europeiska länder. En ny genetisk studie som fokuserar på invasionshistorien finns i Rijal m.fl. (2015). I Sverige är arten etablerad främst i Västerbotten och dess omgivningar (se figur 19). Många tidigare rapporterade observationer innehöll information om stora mängder men dessa observationer har vid validering av experter visat sig vara jätteloka. Antalet plantor per observation i Artportalen är, där dessa data är tillgängliga, ca 6 st och det största beståndet är 20m 2. Troligen härstammar de nordliga populationerna från Nordnorge, dit de i sin tur kommit från Iran via England och Finland. De sydliga är antagligen införda från Danmark (första importen till Europa) eller via direktimport från Iran som köksväxt. Fortplantning sker nästan uteslutande vegetativt, men relativt sakta. Arten har ett flerårigt rotsystem, vilket gör att uppgrävning eller klyvning av roten kan resultera i nya etableringar med hjälp av mänsklig transport av jord. Pollinering associeras vanligtvis med insekter, men även självpollinering förekommer. 62

3.8.2 Påverkan ALLMÄN PÅVERKAN Heracleum-arter kan skapa bestånd som omfattar allt från några kvadratmeter till hela hektar, med varierande densitet, från ganska låg täckningsgrad till att nästan helt täcka marken. I områden med hög densitet kan arten hota den biologiska mångfalden genom konkurrens med andra arter, men det är oklart i vilken utsträckning detta sker (EPPO, 2009). Även hybridisering med inhemsk björnloka förkommer, vilket kan ge hybrider med ökad invasivitet. I Norge har tromsölokan visat sig vara mycket problematisk, till skillnad från den nuvarande situationen i Sverige vilket kan bero på genetiska skillnader mellan tromsöloka i de två länderna (Rijal m.fl. 2015). Klimatet skiljer sig kraftigt mellan Sverige och Norge, vilket också kan förklara skillnaden. Jättelokan är känd för sin förmåga att orsaka brännskador på huden i kombination med solljus. För tromsölokan är däremot hälsoeffekterna mindre allvarliga (Alm, 2013; Mora Aronsson, personlig kommunikation, 2016). Andra möjliga sociala effekter är fysisk blockering av rekreationsområden och nedsatt visibilitet längs vägrenar, vilket kan Figur 19. Förekomster av Heracleum persicum i Sverige inom Europeiska miljöbyråns referensruta på 10 x 10 km mellan 2000 2016 (validerade data från Artportalen). leda till vägtrafikfaror om det inte åtgärdas (EPPO, 2009). Detta är vanligt i Nordnorge, men sällsynt i Sverige. Arten har även potential att bidra till erosion i flodbankar. Dessa effekter gör att arten kan utgöra störning för habitat/stödjande tjänster. Om det finns populationer av arten i rekreationsområden kan den vidare vara ett hinder för kulturella tjänster då den utgör hinder för rekreation. AKTUELL PÅVERKAN I SVERIGE. Som beskrivs ovan har omfattningen av effekterna ännu inte studerats till fullo. För Sverige inkluderar möjliga effekter konkurrens med andra arter, fysiska störningar och rekreationshinder. Baserat på de 62 rapporterade observationerna och en genomsnittlig täckningsyta på ca 6 plantor per observation kan täckningsområdet i Sverige uppskattas till 372 m 2 (förutsatt 1 planta per m 2 ). På grund av likheterna mellan olika Heracleum-arter är denna uppskattning dock osäker. 63

Risken för artens framtida ytterligare spridning i Sverige är ännu inte helt klarlagd. Det är därför svårt att förutsäga vilka de framtida effekterna kan bli. På grund av att taxonomin av lokasläktet inte är helt etablerad är man heller inte helt på det klara med vilka konsekvenser spridning av tromsölokan kan få. Täta bestånd skulle dock kunna tränga ut andra arter, varav vissa kan vara hotade. Tabell 15. Tromsöloka: Sammanfattning av effekter. Typ av effekt Ekosystemtjänster Stödjande Allmänt för arten Möjliga effekter på grund av konkurrens med andra arter. Aktuell effekt i Sverige Potentiell effekt i Sverige 0 Reglerande Inga större effekter. 0 0 Försörjande Inga större effekter. 0 0 Kulturella Möjliga effekter på grund av rekreationshinder. 0 0/ Biologisk mångfald Möjliga effekter på grund av konkurrens med andra arter. 0 Människors hälsa Kan orsaka brännskador på huden. 0 0/ Övriga effekter Kan orsaka erosion i flodbankar.?? Anmärkning: Den semikvantitativa skalan för aktuell och potentiell påverkan i Sverige baseras på författarnas tolkning av källor som anges i texten. Potentiell påverkan baseras på ett antagande om populationstillväxt till följd av inaktivitet. Stor negativ effekt Liten negativ effekt 0 Ingen eller mycket liten effekt + Liten positiv effekt + + Stor positiv effekt 3.8.3 Svenska hanteringsalternativ: kostnader och nyttor UTROTNING För att utrota lokala populationer kan åtgärder liknande dem som används för jättelokan (Heracleum mantegazzianum) användas. Tromsölokan kan på grund av sin anpassning till kyla och därmed klimatet i norra Sverige, vara något lättare att kontrollera och utrota i södra Sverige. EU har tagit fram en handbok för bästa praxis där olika åtgärder mot jätteloka beskrivs (Forest and Landscape Denmark, 2005). Kontrollmetoder kan inkludera mekaniska metoder som uppgrävning av växten med rötterna, betning och användning av växtskyddsmedel. Hanteringsmetoderna kräver upprepad tillämpning (Klingenstein, 2007). Att skära av eller gräva upp rötterna med en spade med ett vasst blad bör göras tidigt på våren och upprepas i mitten av sommaren. Roten måste skäras av minst 10 cm under jordnivån. De avskurna växtdelarna dras upp ur jorden och förstörs eller lämnas att torka ut. Metoden är mycket effektiv men arbetsintensiv och rekommenderas därför för enstaka och mindre bestånd (den typiska situationen i Sverige). 64

Växter kan skäras av manuellt om populationen är liten eller svår att komma åt för mekanisk slåttring, till exempel längs floder eller på sluttningar. För stora och lättillgängliga angripna områden är det lämpligt att använda maskinell slåttring. Skär- och slåttertekniker måste upprepas 2 3 gånger under växt säsongen så att de nya skotten inte kan lagra närings ämnen i roten och börja blomma och sätta frön. Slåttrat växtmaterial måste bortföras från platsen. Erfarenheter av bete är främst från bete med får, men växten är också uppskattad av nötkreatur och det finns även ett fåtal beteserfarenheter med getter och hästar. Det är dock viktigt att beakta risken för hudinflammationer. Användning av växtskyddsmedel som glyfosat och triklopyr anses effektivt. Dock medför de risk för skada även på andra arter. Det finns inga publicerade kostnadsuppskattningar för tromsöloka (Heracleum persicum), men eftersom åtgärderna liknar dem för jätteloka (Heracleum mantegazzianum) kan uppskattningar för denna art användas. Gren m.fl. (2007) sammanfattar att kostnaden för avlägsnande av jättelokan ligger på 1 4 kronor/m 2 i offentliga kommunala områden. Längs vägar och järnvägar ligger den på 100 kronor/m 2 på grund av behovet av en mer selektiv användning av kemikalier och ökad transport. Baserat på kostnaden100 kronor/m 2 och en total yta av 372 m 2 i Sverige är en grov kostnads upp skattning för utrotning av arten 372 00 kronor. Denna uppskattning är troligen en underskattning eftersom den inte inkluderar uppföljningsåtgärder under de kommande åren. De relativt stora avstånden mellan de olika förekomsterna av tromsöloka i Sverige kräver också större resurser för reskostnader. Om man antar att uppföljningsåtgärder behövs under ytterligare tre år är en uppskattning i en högre storleksordning ungefär 200 000 kronor 11. En möjlighet är också att insatser görs i kommunal regi, vilket skulle sänka reskostnaden betydligt. De tio senaste åren har Vilhelmina kommun gjort utrotningsinsatser mot täta bestånd av stora björn lokor, vilket i praktiken ofta betyder jätte- och Tromsöloka. Där förekommer numera Tromsölokan enbart på ödetomter och dylik mark som inte är åtkomlig av juridiska skäl. Inga kostnadssiffror för detta har publicerats, men en uppskattning från tekniska kontoret i Vilhelmina (muntligen) är att det läggs ner 100-talet mantimmar per år, motsvarande 35 40 000 kronor. Nyttorna med dessa åtgärder är svåra att uppskatta i monetära termer, men innebär bland annat lägre risk för negativa konsekvenser för den biologiska mångfalden och lägre risk för effekter på människors hälsa i form av hud skador. Gren m.fl. (2007) presenterar uppskattningar för de sammanlagda årliga hälsokostnaderna på grund av brännskador på huden orsakade av jätteloka (33 000 6,8 miljoner kronor). Motsvarande kostnad för tromsölokan är dock inte möjlig att uppskatta på grund av bristen på kunskap om artens förmåga att orsaka hudskador. 11 En inflation på ungefär 8 procent under perioden 2007 2015 är medräknad i denna grova uppskattning. 65

POPULATIONSBEGRÄNSNING Populationsbegränsning är troligen möjligt genom de åtgärder som beskrivs ovan men utrotning medför lägre kostnader på sikt. SPRIDNINGSBEGRÄNSNING Det effektivaste sättet att begränsa spridningen är att utrota befintliga populationer. SAMMANFATTNING AV KOSTNADER OCH NYTTOR MED DE SVENSKA HANTERINGSALTERNATIVEN Medan det finns uppskattningar av kostnaderna för utrotning är det svårare att bedöma nyttorna, även i semikvantitativa termer, eftersom det finns mycket lite litteratur om artens påverkan i Sverige. Spridningen kan begränsas genom utrotning av lokala populationer men också genom att begränsa den mänskliga spridningen av stamutlöpare. Tabell 16. Tromsöloka. Monetär eller semikvantitativ bedömning av kostnader, nyttor och nyttokostnadsförhållanden för svenska hanteringsalternativ. Kostnad för inaktivitet Åtgärd Kostnader Nyttor Förväntad rangordning av nytto-kostnadsförhållanden Stor Utrotning 200 tkr?? Spridningsbegränsning??? Populationsbegränsning Anmärkning: Skalan för semikvantitativa bedömningar omfattar kategorierna Mycket små, Små, Stora och Mycket stora. Utifrån befintliga data är det inte möjligt att göra om dessa bedömningar till monetära bedömningar. Rangordningen av de förväntade nytto-kostnadsförhållandena samt de semikvantitativa bedömningarna av kostnader och nyttor baseras på författarnas tolkning och måste beaktas med försiktighet. Vidare är det inte säkert att strategierna är ömsesidigt uteslutande. 3.8.4 Rekommendationer Baserat på de erfarenheter som beskrivs i avsnitten ovan bör utrotning kunna vara ett generellt mål. Vidare kan spridningsbegränsning vara en effektiv åtgärd för att förhindra framtida skadekostnader. Dessa åtgärder måste dock studeras mer i detalj. 66

3.9 Parkslide (Reynoutria japonica) Förekomst: etablerad i Sverige. Stadig ökning från befintliga etableringar. Påverkan: omfattar infrastrukturskador och habitatförsämring. Hanteringsåtgärder: lokala utrotningsåtgärder. Rekommendation: utrotning rekommenderas ur ett ekonomiskt perspektiv. Känsliga habitat och områden där fysisk skada kan uppstå bör prioriteras. Medvetenhet om växten bör stärkas. Figur 20. Parkslide (Reynoutria japonica). Crown Copyright 2009. Fotot tillhör GBNNSS. 3.9.1 Om arten Parkslide (Reynoutria japonica, synonym Fallopia japonica) är en örtartad perenn med en kraftig, rörformig och bambuliknande stam. Den kan bli upp till 4 meter hög och har ett vidsträckt snabbväxande utlöparsystem som kan bli 15 20 meter långt och sträcka sig 2 3 meter ner i jorden. Huvudsaklig växtperiod är från maj till juni. Stammen är vanligtvis ljusgrön med rödbruna fläckar (Alberternst och Böhmer, 2011). Arten växer till exempel i trädgårdar, längs flodbankar, i våtmarker, på soptippar, längs vägar och järnvägar och på trädesmark i olika jordtyper och ph-värden mellan 3,5 och 7,4. Det är en ljuskrävande art som föredrar direkt solljus, men den förekommer även i halvskuggiga habitat, till exempel i utkanten av skogar (tas upp och sammanfattas av Alberternst och Böhmer, 2011). Ursprungligen är parksliden en östasiatisk art från Japan, Korea, Taiwan och norra Kina (Pysek, 2006). Den introducerades i Europa under tidigt 1800 tal som en prydnadsväxt för parker och trädgårdar. I Tyskland användes den även för erosionskontroll i sandjord och som foder. Den registrerades som naturaliserad i mitten av 1800-talet och är i dag invasiv i de flesta europeiska länder. Det huvudsakliga spridningssättet är genom mänskligt transporterad jord som innehåller stamutlöpare. Två exempel på sätt som arten sprids på är genom dumpning av trädgårdsavfall och jord som används för jordövertäckning i byggnadsområden (Locandro, 1978). Det finns dock även naturliga transportvägar längs vattendrag, främst av rotfragment. Arten växer snabbt och har också förmåga att regenerera från mycket små fragment av stamutlöpare (så små som 7 gram) (Pysek, 2006). Förökningen sker främst vegetativt via stamutlöparna, och största delen 67

av den befintliga populationen i Europa kommer från en enda honklon (Pysek, 2006). I Sverige förekommer parkslide främst i landets södra delar, se figur 21. Några av de ungefär 2 800 rapporterade observationerna i Artportalen innehåller information om stora mängder (100 m 2 ). Det genomsnittliga täckningsområdet per observation är, där dessa data är tillgängliga, ungefär 20 m 2. 3.9.2 Påverkan ALLMÄN PÅVERKAN Parkslide har förmåga att bilda dominanta täta bestånd som ändrar växtsamhällets struktur och ekosystemets ljus- och energiförutsättningar (t.ex. Hejda m.fl., 2009). I första hand är den resulterande skuggan ett hinder för många arter (Alberternst och Böhmer, 2011), något som också påverkar faunan. Gerber m.fl. (2008) visar att habitat som invaderas av parkslide ger stöd för ett lägre antal växtarter och ett mindre allmänt överflöd av ryggradslösa djur jämfört med habitat som inte invaderas, och drar slutsatsen att storskaliga invasioner av Reynoutria-arter allvarligt kan påverka den biologiska mångfalden och minska kvaliteten på strandnära ekosystem för amfibiearter, reptiler, fåglar och däggdjur. Figur 21. Förekomster av Reynoutria japonica i Sverige inom Europeiska miljöbyråns referensruta på 10 x 10 km mellan 2000 2016 (data från Art porta len). Observera att vissa förekomster är ickebekräftade rapporteringar från lekmän. Arten har ett antal potentiella negativa fysiska effekter. Rheinhardt m.fl. (2003) visar hur den kan bidra till erosion längs flodbankar och strömmar eftersom dess stamutlöpare löser upp stenfördämningar som används för skydd mot översvämning eller för att den skugga den skapar tränger undan det stabiliserande skiktet av andra arter på flodbankarna. Om den får växa fritt orsakar den också problem i form av skador på husgrunder och avloppsrör, blockering av vägrenar, stigar och järnvägar. Detta kan också minska sikten och utgöra ett problem i trafiken. Vidare kan den växa genom asfalt, vilket skapar behov av omasfaltering. Alberternst och Böhmer (2011) ger en översikt över potentiella positiva effekter av arten (t.ex. för användning som prydnad, för medicinska ändamål och för att skydda andra växter mot svampsjukdomar). Det är dock inte troligt att dessa effekter gäller i vilda etableringar. Snarare kan de utgöra motivation för kontrollerad odling eller användning under kontrollerade förhållanden. 68

AKTUELL OCH POTENTIELL PÅVERKAN I SVERIGE Baserat på de 2 800 rapporterade observationerna och en genomsnittlig täckningsyta på 20 m 2 kan det totala täckningsområdet i Sverige uppskattas till 56 000 m 2. I dessa områden är den biologiska mångfalden låg och populationer i närheten av infrastruktur kan orsaka ekonomisk skada. Wissman m.fl. (2005) noterar att även om arten i dag inte leder till massiva infrastrukturskador är det ändå en problematisk art som måste hanteras. Utan ytterligare åtgärder är sannolikheten för vidare spridning av arten hög, och konsekvenserna av denna spridning är potentiellt stora, både för ekosystemet och i form av ekonomiska kostnader av de effekter som beskrivs ovan. Baxendale och Tessier (2015) drar slutsatsen att frysning är en faktor som begränsar artens tillväxt. Således finns en risk för att kortare och mildare vintrar kan stimulera vidare spridning i Sverige i framtiden. Tabell 17. Parkslide: Sammanfattning av effekter. Typ av effekt Allmänt för arten Aktuell effekt i Sverige Potentiell effekt i Sverige Ekosystemtjänster Stödjande Möjliga negativa effekter på grund av konkurrens med andra arter. Reglerande Inga större effekter. 0 0 Försörjande Inga större effekter. 0 0 Kulturella Inga större effekter. 0 0 Biologisk mångfald Möjliga negativa effekter på grund av konkurrens med andra arter. Människors hälsa Inga större effekter. 0 0 Övriga effekter Kan orsaka skador på infrastruktur, husgrunder, mm. Anmärkning: Den semikvantitativa skalan för aktuell och potentiell påverkan i Sverige baseras på författarnas tolkning av källor som anges i texten. Potentiell påverkan baseras på ett antagande om populationstillväxt till följd av inaktivitet. Stor negativ effekt Liten negativ effekt 0 Ingen eller mycket liten effekt + Liten positiv effekt + + Stor positiv effekt 3.9.3 Svenska hanteringsalternativ: kostnader och nyttor UTROTNING Larni Nielsen (2017), Alberternst och Böhmner (2011) och Pysek (2006) omnämner ett antal metoder som har testats för att ta bort växten, bland annat slåttring uppgrävning bete med hästar och får tröskning procedurer med kemikalier och värmebehandling bränning plantering av konkurrerande arter. 69

Flera års kontinuerlig slåttring kan försvaga dominanta bestånd av arten så att de blir mer splittrade. Att helt eliminera arten genom slåtter har dock inte lyckats. Vidare kan intensivt slåtter även leda till en försvagning av önskade växter. Bränning ger upphov till liknande effekter som slåtter. Bete med får kan vara en effektiv och billig kontrollmetod i stora växtområden. Metoden kan dock inte användas i fall där inhemska växter måste skyddas. Användningen av växtskyddsmedel tar bort mycket av vegetationen, och för bättre precision kan bekämpningsmedlet injiceras direkt i växten. Den här behandlingen är effektiv men måste upprepas följande år. Växtskyddsmedel är dock skadliga för miljön och kan också påverka människors hälsa. Att gräva upp växtens rötter på mekanisk väg är troligtvis en av de mest miljövänliga metoderna. Denna metod är arbetsintensiv och måste upprepas under många år för att inte växten ska kunna etablera sig igen. Kostnaden för utrotningsåtgärder kan förväntas vara ganska stor med tanke på artens redan stora spridning i Sverige och de insatser som krävs för att utrota en lokal etablering. Till exempel uppskattades kostnaden för applikation av växtskyddsmedel vid två tillfällen under ett år i ett område med parkslide i Tjeckien till 500 19 000 kronor 12 per hektar, beroende av områdets storlek och beståndens täthet. I normalfallet är ett mindre område eller mer täta bestånd faktorer som leder till högre kostnader per hektar (Silca, 2014). I Storbritannien uppskattas de aktuella hanteringskostnaderna till 1 500 miljoner kronor 13 per år (EEA, 2012). Det är inte möjligt att överföra dessa kostnadsuppskattningar till Sverige. Eftersom den genomsnittliga täckningsytan för en observation är endast 20 m 2 skulle en kostnad per hektar leda till en underskattning. Vidare kan behandlingen inkludera mekanisk borttagning, vilket inte har tagits i beaktande i uppskatt ningen från Tjeckien. Gällande uppskattningen från Stor britannien är det inte möjligt att överföra denna kostnad till en kostnad per m 2. Nyttorna med dessa åtgärder är svåra att kvantifiera men innebär bland annat en lägre risk för ekosystemen samt undvikna skadekostnader, samt att man undviker ännu högre hanteringskostnader i framtiden, något som annars kan förväntas om spridningen ökar ännu mer. Ju tidigare dessa åtgärder vidtas, desto mindre blir hanteringskostnaderna i det långa loppet. 12 Enligt priser 2015, beräknat på 50 2 200 euro (2007 respektive 2013) och med årliga genomsnittliga växelkurser (för 2007 respektive 2013; Riksbanken, 2015) och justering för konsumentprisindex (för 2007 respektive 2013; SCB, 2015). 13 Enligt priser 2015, beräknat på 175 miljoner euro som uppskattades 2012 och med årlig genomsnittlig växelkurs för 2012 (Riksbanken, 2015) och justering för konsumentprisindex (SCB, 2015). 70

Kostnaden för artens fysiska skada på stenfördämningar längs vattendrag har i Tyskland uppskattats till 35 110 miljoner kronor 14 per år (Rheinhardt, 2003). Det är svårt att säga om en motsvarande uppskattning skulle bli högre eller lägre för Sverige. Sammanfattningsvis skulle kostnaderna för utrotning troligen bli mycket höga på grund av metodens komplexitet och artens förhållandevis stora utbred ning i Sverige. Å andra sidan skulle även nyttorna vara mycket stora i form av undvikna risker för skador på biologisk mångfald och infrastruktur. Varken kostnader eller nyttor kan uppskattas i monetära termer på grund av bristen på data. POPULATIONSBEGRÄNSNING För den här arten kan populationsbegränsningsåtgärder likställas med (lokala) utrotningsåtgärder. SPRIDNINGSBEGRÄNSNING Spridning sker både genom tillväxt av etablerade populationer och genom nya etableringar som sprids via stamutlöpare via exempelvis omplacering av kontaminerad jord. Båda dessa spridningsvägar måste således stoppas om spridningen ska kunna begränsas. För att kunna hantera vegetativ tillväxt från etablerade populationer krävs lokala utrotningsåtgärder. Att begränsa spridningen av stamutlöpare är något mer komplicerat och kräver bland annat ökad medvetenhet. Åtgärdskostnaderna för att begränsa spridningen är troligtvis höga. Å andra sidan är sannolikt även nyttorna stora i och med att man und viker framtida skadekostnader. En möjlig modell är att erbjuda kommunala utrotnings insatser med låg kostnad för fastighetsägare, vilket skulle begränsa spridning genom växtavfall. Det är inte möjligt att dra några slutsatser om huru vida nytto-kostnadsförhållandet är högre eller lägre för spridnings begränsning jämfört med utrotningsåtgärder. SAMMANFATTNING AV KOSTNADER OCH NYTTOR MED DE SVENSKA HANTERINGSALTERNATIVEN Om inga åtgärder vidtas över huvud taget blir kostnaderna sannolikt mycket höga på grund av artens förväntade spridning och påverkan på infrastruktur, stödjande ekosystemtjänster och biologisk mångfald. Kostnaden för utrotning är potentiellt mycket hög, men om åtgärderna lyckas leder de också till stora nyttor. Det är inte möjligt att dra några slutsatser om huruvida nyttokostnadsförhållandet är högre för utrotning än för spridningsbegränsning. På grund av artens spridningsförmåga krävs dock även spridningsbegränsning om utrotningen ska ge resultat. 14 Enligt priser 2015, beräknat på 3,5 10,5 miljoner euro som uppskattades 2003 och med årlig genomsnittlig växelkurs för 2003 (Riksbanken, 2015) och justering för konsumentprisindex (SCB, 2015). 71

Tabell 18. Parkslide. Monetär eller semikvantitativ bedömning av kostnader, nyttor och nyttokostnadsförhållanden för svenska hanteringsalternativ. Kostnad för inaktivitet Åtgärd Kostnader Nyttor Förväntad rangordning av nytto-kostnadsförhållanden Stor Utrotning Mycket stora Mycket stora? Spridningsbegränsning Stora Stora? Populationsbegränsning Anmärkning: Skalan för semikvantitativa bedömningar omfattar kategorierna Mycket stora, Små, Stora och Mycket stora. Utifrån befintliga data är det inte möjligt att göra om dessa bedömningar till monetära bedömningar. Rangordningen av de förväntade nytto-kostnadsförhållandena samt de semikvantitativa bedömningarna av kostnader och nyttor baseras på författarnas tolkning och måste beaktas med försiktighet. Vidare är det inte säkert att strategierna är ömsesidigt uteslutande. 3.9.4 Rekommendationer Hanteringskostnaderna är sannolikt mycket höga. Dock är även nyttorna med åtgärderna mycket stora i form av undvikna skadekostnader. Det går inte att säga om nyttorna är större än kostnaderna eller vilken ambitionsnivå som är den mest optimala ekonomiskt sett, men det troliga är att skadekostnaderna och de framtida hanteringskostnaderna kommer att öka med tiden om inte tillräckliga åtgärder vidtas för att förhindra vidare spridning. För att kontrollera arten behövs alltså både lokala utrotningsåtgärder och en större medvetenhet, och här gäller att åtgärderna blir mindre kostsamma ju tidigare de sätts in. 72

3.10 Vresros (Rosa rugosa) Förekomst: etablerad i Sverige. Strandområden och sanddyner är särskilt problematiska. Påverkan: bland annat konkurrens med andra arter och fysiska hinder för rekreation. Hanteringsåtgärder: inkluderar lokala utrotningsåtgärder. Rekommendation: ur ett ekonomiskt perspektiv bör utrotning i känsliga habitat prioriteras. Ny plantering måste förhindras. Figur 22. Vresros (Rosa rugosa). NOBANIS. Finns på http://www.nobanis.org. Åtkomstdatum 2015-11-03. 3.10.1 Om arten Vresros är en buske som bildar täta snår. Blommorna är 8 10 cm i diameter och kan vara vita eller ljus- till mörkrosa. Frukterna består av stora och aningen tillplattade mörkröda nyponfrukter. Den introducerades först i Europa som en prydnadsväxt och växer i trädgårdar. Vilt växer den främst på sandiga eller grusiga stränder eller i sanddyner i gräsmarker. I vissa fall kan den också växa utmed klippiga kuster och i öppna habitat, till exempel på järnvägssluttningar, torra ängar och i skogar och utkanten av åkrar (Weidema, 2006). Arten kommer från östra Asien, bland annat Ochotsk, södra Kamtjatka, Korea och norra delarna av Japan och Kina. Den introducerades i Europa under sent 1700-tal och blev mer och mer vanlig under mitten av 1800-talet (DN, 2013). Ofta härstammar havsnära bestånd från buskar som planterats i trädgårdar. I inlandet är även planteringar utmed vägar viktiga källor till naturalisering. Enligt Weidema klassificeras arten som vanlig i Finland, Irland, Lettland, Litauen och Nederländerna och mycket vanlig i Danmark, Norge och Sverige enligt NOBANIS klassificering. I Sverige är den etablerad främst i landets södra delar, men den förekommer även på östkusten längre norrut med färre observationer (se figur 23). Några av de ungefär 4 700 rapporterade observationerna i Analysportalen innehåller information om stora mängder. Det genomsnittliga täckningsområdet per observation är, där dessa data är tillgängliga, ungefär 10 m 2. Arten sprids vegetativt via stamutlöpare och fröspridning. Jessen (1958) har visat att vresrosens nyponfrukter kan flyta upp till 40 veckor i både sötvatten och saltvatten, vilket indikerar att arten är väl anpassad till denna typ av spridning. Flyttfåglar rapporteras vara en annan viktig spridningskälla 73