Tidskriften Skärgård

Årgång 26 Nr 2 / 2003
Tema: Ekologer, eldsjälar och föränderlig mångfald

Mikael Nordström

MINKFRIA ÖAR I SKÄRGÅRDSHAVET
– en viltvårdsutmaning som ger resultat

Minken är en främmande art i vår fauna, och den hör ursprungligen hemma i Nord-Amerika. Till Europa importerades minken fr.o.m. 1920-talet, främst för att uppfödas på pälsfarmer. Förrymda individer började snart dyka upp i naturen, och i Finland förekom förvildade populationer redan på 1950-talet. Minken etablerade sig snabbt och under 1970-talet hade arten spritt sig över hela Finland, inklusive den yttre skärgården och Lappland (Kauhala 1996, 1998). Minkens betydelse som ett hot mot skärgårdens fåglar har länge varit ett regelbundet uppdykande tema bland såväl skärgårdsbor, jägare, naturskyddare som sommargäster.

I denna artikel redogör jag för de centrala resultaten av en undersökning i Skärgårdshavets nationalpark där minkarna från två skärgårdsområden utplånades och två områden där minkstammarna fick leva ostört (Nordström 2003). Huvudpunkten ligger i förändringarna i fågelpopulationer i minkdecimerings- och kontrollområden.

Före jag närmare ger mig in på minkens levnadssätt och inverkan på fågelfaunan i våra skärgårdar, skall jag behandla gruppen introducerade arter. En introducerad art har spritt och etablerat sig till nya områden med hjälp av människans ettdera avsiktliga eller oavsiktliga ändamål.

Introducerade arter framgångsrika

De första introduktionerna skedde redan för flera tusen år sedan, t.ex. etablerade sig den svarta råttan (Rattus rattus) på öar i Medelhavet för mer än 2000 år sedan medan vildhunden, dingon (Canis familiaris dingo) introducerades till Australien för minst 3500 år sedan. I och med européernas fram marsch och kolonialvälde, spreds allt fler arter till nya områden i världen. Under de senaste hundra åren har frekvensen av introducerade arter ökat markant, och har på många håll blivit såväl ett ekologiskt som ekonomiskt problem (Ebenhard 1988, Leppäkoski et al. 2002).

Introducerade arter som framgångsrikt lyckats etablera sig i nya områden är ofta opportunistiska och klarar sig bra i konkurrensen med andra arter, de förökar sig snabbt, har en snabb förmåga att sprida sig och har anpassat sig till ett liv i omväxlande miljöer.

Då det gäller introducerade rovdjur, har följderna i den ursprungliga faunan ofta varit förödande. I områden där det inte tidigare funnits landlevande rovdjur har faunan varit speciellt känslig i.o.m. saknaden av både försvarsmekanismer eller flyktbeteende gentemot predatorer. Detta gäller i stor grad oceaniska öar, där de största förlusterna förknippade med främmande rovdjur skett. Typiska introducerade rovdjur är t.ex. förvildade katter (Felis domesticus), råttor (Rattus spp.), rävar (t.ex. "vår" rödräv Vulpes vulpes), vesslor (Mustela spp.), mungon (Herpestes spp.) och tvättbjörn (Procyonoides lotor).

Den bruna trädsnoken (Boiga irregularis), som av misstag kom att spridas till en ö i Mikronesien på 1950-talet, är kanske en av de mest ökända introducerade arterna (Fritts & Rodda 1998). Etableringen av arten har lett till att flera fågelarter, fladdermöss och reptiler har minskat drastiskt eller försvunnit från ön; till exempel 9 av 13 skogsfågelarter har dött ut på ön p. g. a. predation av trädsnoken. Nu är man rädd för att den bruna trädsnoken skall sprida sig även till andra öar i Mikronesien.

Man skall dock komma ihåg att människan även på andra betydande sätt, utöver att sprida nya arter, påverkar miljön. Erosion, förändringar i markanvändningen och habitat fragmentering är stora hot vilka påverkar livsmöjligheterna för ett stort antal arter världen över.

Däremot blir introducerade arter ofta syndabockar för förändringarna inom den ursprungliga faunan, även om den primära orsaken till en arts försvinnande varit p.g.a. annan mänsklig verksamhet (Cuthbert 2002).

Minkens ursprungliga utbredningsområde sträcker sig över stora delar över Nord-Amerika. Den är bunden till vatten och våtmarker, såväl i inlandet som längs med kusterna. I Nord-Amerika består minkens föda av fåglar, däggdjur (t.ex. bisamråtta, jordekorrar, smågnagare), fisk, insekter, växter och kräftdjur (Gilbert & Nancekivell 1981, Ben-David et al. 1997).

Bisamråttan är en av minkens viktigaste bytesdjur i Nord-Amerika och deras populationer fluktuerar i 8-9 års cykler (Errington 1954).

Då det gäller minkens inverkan på fågelstammar i Nord-Amerika, anses det oftast att inverkan är av liten betydelse för populationernas välbefinnande, men speciellt längs kusterna och bland kolonihäckande arter kan minkens predation få betydande lokala följder (Alberico et al. 1991, Burness & Morris 1993). Minken har även introducerats till delar av Syd-Amerika men dess inverkan på bytesdjurstammarna där är inte kända.

I Europa är minken likaså bunden till vatten; den lever längs floder, åar och bäckar samt sjöar och havskuster. Födan i Europa liknar den i Nord-Amerika: fisk, små däggdjur, kaniner och harar, fåglar, insekter, kräftdjur, groddjur och växter, medan bisamråttan verkar vara av mindre betydelse för minken i Europa (Gerell 1967, Jędrzejewska et al. 2001).

I den yttre skärgården i Finska viken och Skärgårdshavet utgör fisk, fåglar och sorkar minkens viktigaste föda (Niemimaa & Pokki 1990, Laanetu & Nummelin opubl.). Fåglar kan stå för 60-75 % av födan under vår och sommar, medan fisk kan utgöra 60-80 % av födan under vintermånaderna.

I skärgården kan minkens revirstorlek variera betydligt; från 6 upp till 50 (land)hektar, men revirstorleken varierar även mellan olika årstider; under vintern rör sig minken oftast lite.

Minkpredation har påverkat populationerna hos en del bytesdjur i Europa. På de Brittiska öarna har predation från mink och fragmenteringen av levnadsmiljöer lett till en drastisk minskning i bestånden av vattensork (Arvicola terrestris) (Woodroffe et al. 1990). Man räknar med att vattensorken idag fattas från upp till 94 % av de lokaler som arten fanns i på 1930-talet.

Även om vattensorken "bara" är en liten oansenlig gnagare som dessutom är svår att se, har fallet fått stor publicitet på de Brittiska öarna. Lyckligt för vattensorken är att den är välkänd bland den breda publiken, tack vare att den modiga Råttan i Kenneth Grahame´s "Det susar i säven" faktiskt är en vattensork!

Det finns indikationer på att vattensorken minskat p.g.a. mink även i våtmarker i naturligt tillstånd i östra Europa (Macdonald et al. 2002), men sådana bevis finns inte från Finland. Man misstänker att minken även bidragit till att flodillern (Mustela lutreola) försvunnit eller minskat från stora delar av Europa eftersom den Nordamerikanska kusinen är en överlägsen konkurrent i jämförelse med sin Europeiska släkting (Maran & Henttonen 1995, Sidorovich et al. 1999).

Den utrotningshotade bisamnäbbmusen (Galemus pyrenaicus) som lever på den Iberiska halvön hotas bl. a. av mink, förorenade vattendrag och förändringar i levnadsmiljöerna (Poduschka & Richard 1986). Minkens inverkan på fiskstammarna är dåligt kända, men har ansetts vara av liten betydelse (Dunstone 1993). I små vattendrag kan minken däremot vara av stor betydelse för överlevnaden bland laxfiskar (Heggenes & Borgström 1988).

Då det gäller kolonihäckande fåglar i skärgårdar och fågelsjöar, har minkens framfart kanske blivit mest känd hos oss. Minkens predation har lokalt lett till betydande minskning bland t.ex. fisk- och skrattmås, silver- och fisktärn- samt alkfågelkolonier både inom Östersjön (Olsson 1974, Andersson 1992, Kilpi 1995, Hario 2002) och i Skotland (Craik 1997, Clode & Macdonald 2002).

Däremot ser det ut som änder och våtmarksfåglar inte påverkats lika mycket av mink, även om vissa arter, såsom sothöna och små andarter, kan vara känsligare än andra (Ferreras & Macdonald 1999, Opermanis et al. 2001).

Å andra sidan har minkens effekt på änder, vadare och småfåglar ofta inte uppmärksammats i tidigare undersökningar.

Det finns egentligen tre huvudorsaker till varför minken klarat sig så bra i Skärgårdshavet. För det första är den en utomordentligt god simmare, som väl klarar av simturer på några kilometer. För det andra är minken en s.k. generalist då det gäller födovalet (se ovan), d. v. s. mångsidig och nöjer sig ofta med den föda som är lättast tillgänglig. För det tredje, saknar minken så gott som helt och hållet naturliga fiender och konkurrenter i Skärgårdshavet. Havsörnen (Haliaeetus albicilla) är en av få fiender (Sulkava et al. 1997), men uppgifter om dess betydelse på minkstammen finns inte. Uttern (Lutra lutra) har föreslagits vara en starkare konkurrent gentemot minken speciellt i situationer då det är ont om föda, t.ex. under vintern (Erlinge 1972, Jędrzejewska et al. 2001). Uttern har tyvärr varit s.g.s försvunnen från Skärgårdshavet sedan 1960-talet, men det finns hopp om en ljusare framtid för arten eftersom populationerna i inlandet ökat stadigt under senaste år. Därför kan det bli intressant att se hur minken i Skärgårdshavet reagerar ifall utterstammen återhämtar sig!

Allt sedan minken spred sig till Skärgårdshavet har man varit oroad över dess möjliga negativa inverkan på fågelstammarna. Så gott som alla traditionella skärgårdsfåglar häckar på marken, ofta på små trädlösa skär och kobbar, alltså på ställen dit naturligt förekommande landlevande rovdjur, som t.ex. räven, endast mycket sporadiskt anländer. Däremot når minken mer eller mindre alla öar och kobbar i Skärgårdshavet.

Ödelagda fågelkolonier, tiotals dödade ungar och ibland även fullvuxna fåglar, ledde till att man hade skäl att bli oroad över minkens negativa inverkan på fågelbestånden i skärgården. Minken är dessutom känd för att döda mer än vad den förtär, en benägenhet som är kännspak för alla vesslor.

I Skärgårdshavet har speciellt alkfåglarna varit utsatta för minkens härjningar. Från åren 1973-74 till 1994 minskade tordmulekolonierna från 45 till tio stycken och skär där tobisgrisslan häckade minskade från 144 till 50 (Miettinen et al. 1997).

Detta faller väl in i bilden med minkens spridning i Skärgårdshavet. Alkfåglarna har varit speciellt utsatta för minken eftersom även vuxna fåglar lätt kan bli byte för mink då de häckar under stenar och stenhögar. Då det dessutom gäller långlivade fåglar med en låg ungproduktion (1 och 2 ägg), kan det vara ödesdigert ifall de vuxna individerna faller offer för minken.

Minkforskning i Skärgårdshavet

Hösten 1992 påbörjade Forststyrelsen ett försök i Trunsö södra skärgård i Nagu, där man ville utrota minken från ett visst område i den yttre skärgården helt och hållet. Jukka Nummelin utvecklade en jaktmetod som har visat lämpa sig utmärkt i utskärsförhållanden (Nummelin & Högmander 1998, Högmander 2000).

I teamet ingår två jägare samt en för ändamålet skolad hund, i detta fall en finsk stövare som snabbt spårar och lokaliserar minken på de små skären.

I princip lämpar sig även flera andra raser, som drever, retrievers eller terrier, för ändamålet. När minken känner sig hotad trycker den ofta under stenrösen, inne i bergssprickor eller under täta enbuskage, och är synnerligen svår att få ut. För att köra ut minken ur dess gömställe använder man en maskindriven lövblåsare som gör att minken nästan omedelbart kommer ut ur gömslet.

För att ta livet av minken har man använt sig av en hagelbössa.

Hund & lövblåsarmetoden har använts under hösten och på våren före fåglarnas häckning kommit igång. Som en tilläggsmetod har man även använt dödande fällor, vilka lämpar sig väl för placering på avlägsna kobbar eftersom dessa inte behöver kontrolleras regelbundet. Med litet erfarenhet om minkens sätt att röra sig på och mellan öar kan man lätt hitta öar som är viktiga med tanke på spridningen av nya minkindivider. Genom att placera fällor på strategiskt viktiga platser kan man med fällor stoppa en hel del minkar före de sprider sig till t.ex. någon ögrupp. Lövblåsar & hundmetoden är dock överlägsen ifall målet är att få bort alla minkar inom ett visst område. Metoden ger en klart bättre säkerhet på att ett skär bebos av mink; med fällan vet man aldrig hur många minkar som gått förbi utan att gå in i fällan, medan hunden ger en s.g.s. 100 procent säkerhet om minkens förekomst. Och dessutom tycks minken inte lika lätt gå i fälla senare på våren då tillgången på föda i skärgården ökar.

Mink har på detta sätt jagats i Trunsö södra skärgård, ett område som utgör 60 skär, sedan hösten 1992. Den häckande fågelfaunan har taxerats varje år sedan 1993. I ett kontrollområde i Dragsfjärd, Vänö (1994 -1997 37 skär, 1998-2001 77 skär), där minkstammen får leva fritt, har fågeltaxering skett sedan 1994. Eftersom resultaten från denna första fas var hoppingivande, i. o. m. att flera fågelarter ökade markant på det minkfria området, grundades år 1998 ett nytt decimeringsområde i Korpo, Utö – Jurmo (62 skär) och ett kontrollområde i Korpo, Brunskär – Österskär (64 skär).

Fåglarna har taxerats tre gånger per säsong för att täcka variationen i häckningstiden mellan olika arter och för att klargöra häckningsframgången. De undersökta områdena är typisk yttre skärgård; trädlösa, oftast klippiga skär med en knapp vegetation.

På flera öar är krypenen vanlig, medan det på de största skären kan finnas enstaka solitärträd. Skären är i medeltal knappt 2 hektar stora (Nordström et al. 2002, 2003).

Under hösten 1992 och våren 1993 avlägsnades 63 minkar från de 60 skären i Trunsö skärgård, ett antal som vittnar om att minkstammen varit synnerligen stor. Efter att området en gång effektivt jagats på mink, har mängden påträffade minkar varit betydligt lägre. Följande år jagades ännu 12 individer, men efter det har antalet varit 0-7 per jaktperiod (Tabell 1).

I Utö – Jurmo området påbörjades minkjakten hösten 1998, och där har man fått drygt 50 minkar, av vilka en del på Utö och Jurmo, vilka möjligen fungerar som spridningscentra för den omkringliggande skärgården. Dessa områden har för det mesta varit minkfria under fåglarnas häckningstid, men några gånger har mink invaderat även under senvåren – sommaren. Således har det varit möjligt att grunda och uppehålla s. g. s. minkfria områden i den yttre skärgården. Å andra sidan måste man konstatera att eftersom minkar nästan varje år återkoloniserat decimeringsområdena, är decimeringen inte permanent utan måste fortgå från år till år. Men då minkstammen inom ett område en gång decimerats kraftigt är arbetsmängden de följande åren betydligt mindre; ca 10 dagar per år räcker för att systematiskt gå igenom ett 60 skärs område två gånger (höst och vår).

De häckande stammarna för ett stort antal skärgårdsfåglar har ökat efter intensiv minkjakt (Figur 1, tabell 2). Även diversiteten, d.v.s. antalet arter per skär har ökat efter att minken utrotats. Dessa resultat är tydligast i det långvariga decimeringsområdet i Trunsö, men trenden är liknande för flera arter i Utö – Jurmo området. Det bör också noteras att populationsstorleken för flera arter var lägre i Trunsö och Vänö, jämfört med de två nya undersökningsområdena.

Det ser därför ut som om mink decimering ger det bästa resultatet i områden där fågelstammarna i början är små, och möjligen där minkens framfart varit allra störst. Skärgårdshavets vanligaste fågelart, ejdern har inte ökat efter minkdecimering, däremot har den minskat i alla fyra undersökningsområden sedan slutet av 1990-talet.

Denna minskande trend började i Finska viken redan i slutet av 1980-talet, och ejdern tycks för tillfället minska i hela den sydvästra skärgården och Finska viken (Hario & Rintala 2002). Två arter som minken utrotat i Trunsö området, tobisgrisslan och tordmulen, återkoloniserade området efter några minkfria öar.

Det finns flera möjliga mekanismer bakom dessa förändringar i fågelpopulationerna. En förklaring är att populationerna inom decimeringsområdena lyckas bättre i sin häckning än inom områden där minken förkommer. Således uppvisar bl. a. silvertärnan och labben klart bättre häckningsresultat i minkdecimerings områden.

I detta sammanhang bör dock noteras att det finns en stor variation i ungproduktionen, som är oberoende av minkpredation, mellan åren. Detta har att göra med väderleken, eftersom kalla, stormiga och regniga perioder under några kritiska dagar i mitten av juni kan spoliera häckningen för hela kolonier. Flera fågelarter har ökat relativt snabbt, speciellt med tanke på att de börjar häcka först då de är 3-5 år gamla (flera änder, vadare och måsfåglar). Därför finns det sannolikt ytterligare mekanismer bakom ökade fågelpopulationer i decimeringsområden än endast i den förbättrade häckningsframgången. Dessa mekanismer kan vara association till att häcka i små vitfågelkolonier, undvikning av predatorer och inom-arts attraktionsmekanismer. Det bör dock nämnas att ytterligare forskning krävs för att utreda rollen och betydelsen av dessa mekanismer.

De är välkänt att ett flertal skärgårdsfåglar gärna häckar i samband med kolonier som utgörs av små vitfåglar, d.v.s. fiskmås och tärnor (i detta fall främst silvertärna) (Hildén & Hario 1993, von Numers 1995). Kolonierna är effektiva att upptäcka fiender, de varnar sina grannar och de är duktiga på att försvara sig mot dagaktiva, flygande fiender. Däremot är dessa kolonier inte särskilt effektiva att försvara sig mot nattaktiva och landlevande rovdjur - som t.ex. mink.

Tvärtom, kolonierna kan dra till sig minkar, de är ju både synliga och ljudliga, men även deras lukt sprids över stora områden. Det finns två effekter av minkens predation i fågelkolonier.

Den första direkta effekten är då minken dödar och äter ungar eller far iväg med ägg. Den andra effekten är indirekt, vilken beror på att de adulta fåglarna kan överge kolonin för flera timmar, speciellt ifall minken besöker en koloni regelbundet och vistas där långa perioder. Detta leder till att en stor del ungar dör av köld eller näringsbrist.

Efter att minkbeståndet decimerats har både antalet små vitfågelkolonier och antalet par små vitfåglar ökat, vilket även lett till en ökning bland arterna som är associerade till kolonierna. Sådana arter är t.ex. vigg, roskarl, större strandpipare, rödbena samt i viss mån även gräsand och svärta (Hildén & Hario 1993, von Numers 1995). Labben är inte beroende av kolonierna som häckningsplats med den skaffar sin föda genom att stjäla föda från tärnor och fiskmåsar. På det sättet är även labben i högsta grad beroende av små vitfågelkolonier.

Man kan alltså med all anledning anse att fiskmås- och tärnkolonierna innehar något av en nyckelposition med tanke på hela skärgårdsfågelsamhället.

Sena häckare mera utsatta

Teoretiskt borde häckande fåglar välja sådana boplatser där risken för att häckningen skall misslyckas, t.ex. genom predation, är liten (Martin 1993). Häckningsperioden är en synnerligen kritisk tid för alla fågelarter, och genom att välja en optimal häckningsplats kan en fågelindivid påverka både sin livslängd som sin årliga ungproduktion. T.ex. är mås- och tärnkolonier kända för att kunna överge sina häckningsskär efter sådana häckningssäsonger då bopredationen varit stor (Kilpi 1995, Craik 2000).

Om minken finns på ett häckningsskär redan innan häckningen kommit igång, kan åtminstone små vitfåglar välja ett annat häckningsskär redan det året. Det är dock svårt att faktiskt bevisa att skärgårdsfåglar aktivt söker sig till minkfria områden.

Det finns även inom-arts attraktions mekanismer, vilka kan påverka var fåglarna börjar häcka (Stamps 1988, Danchin & Wagner 1997). Kolonihäckande fåglar kan nämligen använda sig av signaler hos artfränder, angående vilken koloni det lönar sig att börja häcka i.

Fågelindivider kan använda t.ex. kolonins storlek som en sådan signal, eller så kan icke-häckande eller individer som misslyckats med häckningen använda häckningsframgången i andra kolonier för att välja sin kommande häckningsplats. Dessa inom-arts attraktionsmekansimer är en relativt ny sak man börjat studera bland fåglar, men de kolonihäckande arter som tillsvidare studerats, bl. a. rödfalk, storskarv och tretåig mås, har gett synnerligen intressanta resultat (Danchin et al. 1998, Fredriksen & Bregnballe 2001, Serrano et al. 2001).

Utöver dessa mekanismer finns det även vissa artkaraktärer vilka kan påverka en arts känslighet för minkpredation. Förutom den redan nämnda attraktionen till små vitfågelkolonier, vilken då det gäller minken alltså kan öka predationsrisken, är de arter som ökat i decimeringsområdena ofta sent häckande och små till sin storlek (t.ex. vigg, roskarl, större strandpipare, silvertärna). Däremot har flera av de stora och tidigt häckande arterna inte ökat i mink decimerings områden (knölsvan, grågås, ejder, storskrake, strandskata, havstrut). Minkens ungar föds vanligtvis i slutet av april och början av maj, och honan är bunden till boet då ungarna är små. I början av sommaren då flera sent häckande arter inleder sin häckning (vigg, svärta, roskarl, silvertärna, fiskmås, alkfåglarna), ökar ungarnas näringsbehov och kullarna börjar röra sig över allt större områden. Dessutom kan större arter säkert försvara sig mera effektivt mot minken än arter som är små till storleken.

Minken har nu varit en vitt spridd nykomling i Skärgårdshavet i nästan 30 års tid.

Ifall minkens effekt på den lokala fågelfaunan skulle ha liknande förödande effekter som vissa introducerade arter har på oceaniska öar, kunde man nästan vänta sig att någon art på 30 år skulle ha försvunnit helt och hållet från våra skärgårdar.

Lokalt kan en del arter ha försvunnit pga. predation från mink (Nordström et al. 2002), t.ex. tobisgrissla och tordmule, men överlag ser de flesta skärgårdsfågelstammar ut att klara sig rätt så bra. Man kan därför fråga sig ifall skärgårdsfåglarna anpassat sig till minken i skärgården på något sätt?

Under åren 1998-2001 insamlades alla observationer och spår (avföring, bytesrester, färska spår) i Vänö södra skärgård för att utreda vilka öar som besöktes av mink. Denna metod berättar inget om det totala antalet mink inom området, men på basen av den kan man få en uppfattning om vilken typ av öar som minken prefererar. Minkens närvaro kunde konstateras på ca 60 procent av alla öar. Även om minken kan nå s.g.s alla öar i Skärgårdshavet verkar det som om både öns storlek och speciellt isolering har betydelse för förekomsten av mink. Isolerade och enskilda öar besöks inte lika ofta av mink, som sådana öar som ligger i ögrupper eller i områden där avståndet mellan öarna är litet. Detta märks även i fågelsamhället. I områden där minken finns är både mängden arter och det totala antalet par störst på de mest isolerade öarna, medan en ös isoleringsgrad inte hade något inverkan på dessa parametrar i mink decimeringsområden. Således kan isolerade öar fungera som en sorts flyktplatser för fåglar som lever i en skärgård under predationstryck från mink. Fåglarna kan dels aktivt söka sig till isolerade öarna, där det inte finns mink, eller så har fåglarna minskat pga. mortalitet förorsakad av mink predation på de mindre isolerade öarna. Dessa mekanismer fungerar antagligen parallellt med varandra, och påverkar distributionen av fågelsamhället i skärgården på landskapsnivå.

Inom den ekologiska forskningen använder man sig idag i allt större utsträckning av experimentella studier vid sidan om beskrivande studier. Då man vill undersöka någon viss ekologisk hypotes kan man via ett experiment avlägsna, tillägga eller på annat sätt manipulera den faktor vilken man är intresserad av. På detta sätt kan man genom experimentella studier, som samtidigt utförs i jämförelsebara omanipulerade kontroll omständigheter, kontrollera för den övriga variationen i systemet som man studerar. Speciellt i nordliga arters populationer är den årliga variationen stor beroende bl. a. på väderlek, tillgången på föda och förhållanden under vintern. Genom att decimera eller utesluta (om man använder sig av inhägnader) ett rovdjur från ett visst område kan man utreda betydelsen av artens predation på dess bytesstammar.

En rovdjursdecimering i ett dylikt forskningssyfte kan vara svår att förverkliga och ytterst arbetsdryg, för att inte tala om en tillämpning av dessa metoder i större skala för att t.ex. skydda viltarter.

Det finns åtminstone tre viktiga mekanismer som kan påverka resultatet av en rovdjursdecimering.

Först av allt, så kan det vara ytterst svårt att kunna decimera en tillräckligt stor andel av rovdjuren så att detta skulle ha en effekt på bytesdjurens populationer. Och även om detta skulle vara möjligt finns risken att återkoloniserande individer från omgivande områden snart etablerar sig så att koncentrationen rovdjur igen är lika stor som före decimeringen. Därför måste decimeringen vara kontinuerlig från år till år.

För det andra, om endast en rovdjursart decimeras kan de återstående arterna öka sitt predationstryck eller ändra sitt födoval; det blir m.a.o. mera rum för de rovdjursarter som blir kvar.

Och för det tredje, då en art minskar kan det leda till att inom-arts konkurrensen minskar, och de återstående individerna kan i sådana fall kompensera för minskningen genom att öka sin reproduktion och överlevnad och på detta sätt bidra till att decimeringen av rovdjur inte leder till önskat resultat (t.ex. ökade populationer hos bytesdjuren).

Man skall alltså komma ihåg, att den lucka som uppstår då en art decimeras snabbt kan fyllas av de rovdjur som blir kvar i.o.m. minskad konkurrens om föda. Dessa svårigheter är mest aktuella på fastlandet, med flera olika rovdjursarter och snabb återkolonisering, där det visat sig vara ytterst svårt att decimera rovdjurspopulationer över stora ytor (Kauhala et al. 2000).

Optimal situation i skärgården

På öar och skärgårdar är situationen däremot en annan: det finns ofta få, eller endast en rovdjursart och återkoloniseringen är långsammare (Marcström et al. 1988, Côté & Sutherland 1997). Före man ger sig in för att i större skala decimera rovdjursstammar, bör man också känna till hur en rovdjursart påverkar sina bytesstammar. Det kan hända att det är mest unga, sjuka eller individer i dålig kondition som faller offer för rovdjuret, medan den reproducerande, och med tanke på en populations fortsatta existens, delen av stammen inte i nämnvärd utsträckning blir byte.

Om det faktiskt är så att det egentligen är det s.k. "dödsdömda överskottet" (termen doomed surplus används ofta i engelskan) som faller offer för ett rovdjur har en decimering inte nödvändigtvis någon betydelse för en bytesarts populationsstorlek. Fastän överskottet klarar sig undan predation, kan det hända att konkurrensen inom arten ändå är så hård att dessa individer ändå inte kommer åt att bilda revir eller fortplanta sig.

Då det gäller introducerade rovdjur har det visat sig att de ofta påverkar även den del av populationen som är viktig för att en population skall fortleva, vilket leder till att populationerna börjar minska.

Således kan man konstatera att en rovdjursdecimering har de bästa möjligheterna att lyckas ifall introducerade rovdjur decimeras och ifall detta sker på öar eller i skärgårdar.

Skärgårdsfåglar har genom tiderna påverkats av människan, först via jakt men under de 50 åren i allt större utsträckning av miljögifter, eutrofiering, avfallshantering, skärgårdens rekreationsbruk och förändringar i övervintringsområden men också av skyddsåtgärder. Den av människan tillförda minken är en viktig faktor som påverkar fågelsamhällets mångfald, numerär och fåglarnas beteende i våra skärgårdar. Minkundersökningen i Skärgårdshavet visar att det är möjligt att utrota minken från vissa utvalda områden i skärgården, men samtidigt måste man konstatera att en total utrotning över mycket stora områden, t.ex. över hela Skärgårdshavet, är en utopi - vi får även i fortsättningen leva med minken som en av våra grannar i skärgården.

Denna undersökning kan ha betydelse vid skyddet av hotade arter, upprätthållandet av fågel mångfalden i skärgården eller i viltvårdssyfte.

Minkundersökningen har startats av Skärgårdshavets nationalpark och har ägt rum inom parkens samarbetsområde under åren 1992-2001 (de facto pågår minkdecimeringen fortfarande).

Projektet har finansierats av Forststyrelsen, Interreg IIa programmet (åt Jouko Högmander) och Finlands Akademi (åt Erkki Korpimäki). Undertecknad har erhållit personligt stipendium av Maj och Tor Nesslings fond för att göra doktorsavhandling i ämnet vid Åbo universitet. Detta projekt är ett resultat av samarbete med flera personer både i fält och vid skrivbordet: Erkki Korpimäki och Kai Norrdahl fungerade som handledare för avhandlingen. Jouko Högmander, Nikolaj Laanetu, Jarmo Laine och Jukka Nummelin har deltagit i undersökningen ända från början.

Jukka Nummelin uppfann "hund & lövblåsarmetoden", vilken överhuvudtaget gjort det möjligt att decimera mink effektivt.

I fågeltaxeringar och övriga fältaktiviteter har Markus Ahola, Mikko Jokinen, Markku Kivivirta, Markku Lappalainen, Rami Lindroos, Mika Miettinen, Lauri Nikkinen, Kalle Rainio, Timo Seppälä och William Velmala deltagit. Brita och Ismo Willström (Utö) och Östen Mattsson (Jurmo) har satt ut minkfällor, Jörn Andersson har hjälpt till vid minkjakten.

Tack även till alla privata markägare som tillåtit minkjakt på sina öar.

Mikael Nordström är ekolog och forskare vid Åbo universitet.

Frantzgatan 5 E 58, 20540 ÅBO, tfn 02-2534227, 0400-445234, e-post: miknor@utu.fi

Alberico, J. A. R., Reed, J. M. & Oring, L. W. 1991. Nesting near a common tern colony increasesand decreases spotted sandpiper nest predation. - Auk 108: 904-910.
Andersson, Å. 1992. Sjöfågelbeståndets utveckling i Bullerö skärgård efter invandring av mink. - Ornis Svecica 2: 107-118.
Ben-David, M., Hanley, D. R., Klein, D. R. & Schell, D. M. 1997. Seasonal changes in diets of coastal and riverine mink: the role of spawning Pacific salmon. - Canadian Journal of Zoology 75: 803-811.
Burness, G. P. & Morris, R. D. 1993. Direct and indirect consequences of mink presence in a common tern colony. - Condor 95: 708-711.
Clode, D. & Macdonald, D. W. 2002. Invasive predators and the conservation of island birds: the case of the American mink Mustela vison and terns Sterna spp. in the Western Isles, Scotland. - Bird Study 49: 118-123.
Côté, I. M. & Sutherland, W. J. 1997. The effectiveness of removing predators to protect bird populations. - Conservation Biology 11: 395-405.
Craik, J. C. A. 1997. Long-term effects of North American Mink Mustela vison on seabirds in western Scotland. - Bird Study 44: 303-309.
Craik, J. C. A. 2000. Breeding success of common gulls Larus canus in west Scotland II. Comparisons between colonies. - Atlantic Seabirds 2: 1-12.
Cuthbert, R. 2002. The role of introduced mammals and inverse density-dependent predation in the conservation of Hutton´s shearwater. - Biological Conservation 108: 69-78.
Danchin, E. & Wagner, R. H. 1997. The evolution of coloniality: the emergence of new perspectives. - Trends in Ecology and Evolution 12: 342-347.
Danchin, E., Boulinier, T. & Massot, M. 1998. Conspecific reproductive success and breeding habitat selection: implications for the study of coloniality. - Ecology 79: 2415-2428.
Dunstone, N. 1993. The mink. T. & A. D. Poyser Ltd., London.
Ebenhard, T. 1988. Introduced birds and mammals and their ecological effects. - Swedish Wildlife Research (Viltrevy) 13: 1-107.
Erlinge, S. 1972. Interspecific relations between otter (Lutra lutra) and mink (Mustela vison) in trout waters in Sweden. - Oikos 20: 1-7.
Errington, P. L. 1954. An analysis of mink predation upon muskrats in north-central United States. Iowa State Coll. Agric. Exp. Stn. Res. Bull. 320: 798-924.
Ferreras, P. & Macdonald, D. W. 1999. The impact of American mink Mustela vison on water birds in the upper Thames. - Journal of Applied Ecology 36: 701-708.
Fredriksen, M. & Bregnballe, T. 2001. Conspecific reproductive success affects agr of recruitment in a great cormorant, Phalacrocorax carbo, colony. - Proceedings of the Royal Society of London B 268: 1519-1526.
Fritts, T. H. & Rodda, G. H. 1998. The role of introduced species in the degradation of island ecosystems: a case history of Guam. - Annual Reviews of Ecology and Systematics 29: 113-140.
Gerell, R. 1967. Food selection in relation to habitat in mink (Mustela vison) in Sweden. -Oikos 18: 233-246.
Gilbert, F. F. & Nancekivell, E. G. 1981. Food habits of mink (Mustela vison) and otter (Lutra canadensis) in northeastern Alberta. - Canadian Journal of Zoology 60: 1282-1288.
Hario, M. 2002. Minkin saalistus Söderskärin riskiläyhdyskunnissa vuosina 1994-1999. - Suomen Riista 48: 18-26.
Hario, M. & Rintala, J. 2002. Haahkan ja lokkien kannakehitys rannikoillammevuosina 1986-2001. - Linnut-vuosikirja 2001: 149-158.
Heggenes, J. & Borgström, R. 1988. Effect of mink, Mustela vison Schreber, predation on cohorts of juvenile Atlantic salmon, Salmo salar L., and brown trout, S. trutta L. in three streams. - Journal of Fish Biology 33: 885-894.
Hildén, O. & Hario, M. 1993. Muuttuva saaristolinnusto. Forssan kirjapaino, Forssa, 317 s.
Högmander, J. 2000. Minken - ett hot mot fågelfaunan i våra skärgårdar. I: von Numers, M. (ed.) Skärgårdsmiljöer - nuläge, problem och möjligheter. Nordiska ministerrådets skärgårdssamarbete, Åbo, s. 171-177.
Jędrzejewska, B., Sidorovich, V. E., Pikulik, M. M. & Jędrzejewski, W. 2001. Feeding habits of the otter and the American mink in Bialowieza Primeval forest (Poland) compared to other Eurasian populations. - Ecography 24: 165-180.
Kauhala, K. 1996. Distributional history of the American mink (Mustela vison) in Finland with special reference to the trends in otter (Lutra lutra). - Annales Zoologici Fennici 33: 283-291.
Kauhala, K. 1998. Tulokaspetojen - minkin ja supikoiran - leviämisestä ja vaikutuksista alkuperäiseen eläimistöömme. - Suomen Riista 44: 7-17.
Kauhala, K. Helle, P. & Helle, E. 2000. Predator control and the density and reproductive success of grouse populations in Finland. - Ecography 23: 161-168.
Kilpi, M. 1995. Breeding success, predation and local dynamics of colonial common gulls Larus canus. - Annales Zoologici Fennici 32: 175-182.
Leppäkoski, E. Gollasch, S. & Olenin, S. (eds.) 2002. Invasive aquatic species of Europe: distribution, impacts and management. Kluwer Academic Publishers.
Macdonald, D. W., Sidorovich, V. E., Anisomova, E. I., Sidorovich, N. V. & Johnson, P. J. 2002. The impact of American mink Mustela vison and European mink Mustela lutreola on watervoles Arvicola terrestris in Belarus. - Ecography 25: 295-302.
Maran, T. & Henttonen, H. 1995. Why is the European mink (Mustela lutreola) disappearing? - A review of the processes and a hypotheses. - Annales Zoologici Fennici 32: 47-54.
Marcström, V., Kenward, R. E. & Engren, E. 1988. The impact of predation on boreal tetranoids during vole cycles: an experimental study. - Journal of Animal Ecology 57: 859-872.
Martin, T. E. 1993. Nest predation and nest sites: new perspectives on old patterns. - BioScience 43: 523-532.
Miettinen, M., Stjernberg, T. & Högmander, J. 1997. Saaristomeren kansallispuiston ja sen yhteistoiminta-alueen pesimälinnusto 1970- ja 1990-lukujen alussa. - Metsähallituksen luonnonsuojelujulkaisuja Sarja A No 68. Vantaa, 104 s.
Niemimaa, J. & Pokki, J. 1990. Minkin ravinnosta Suomenlahden ulkosaaristossa. - Suomen Riista 36: 18-30.
Nordström, M., Högmander, J., Nummelin, J., Laine, J., Laanetu, N. & Korpimäki, E. 2002. Variable responses of waterfowl breeding populations to long-term removal of introduced American mink. - Ecography 25: 385-394.
Nordström, M. 2003. Introduced predator in Baltic Sea archieplagos: variable effects of feral mink on bird and small mammal populations. - Annales Universitatis Turkuensis AII 158, 118 s.
Nordström, M., Högmander, J., Nummelin, J., Laine, J., Laanetu, N. & Korpimäki, E. 2003. Effects of feral mink removal on seabirds, waders and passerines on small islands in the Baltic Sea. - Biological Conservation 109: 359-368.
von Numers, M. 1995. Distribution, numbers and ecological gradients of birds breeding on small islands in the Archipelago Sea, SW Finland. - Acta Zoologica Fennica 197: 1-127.
Nummelin, J. & Högmander, J. 1998. Ny metod decimerar effektivt minken i havsbandet - Jägaren 47(1): 16-18.
Olsson, V. 1974. Förändringar inom en population av tordmule Alca torda och tobisgrissla Cepphus grylle i Östergötlands skärgård 1954-1973. - Vår Fågelvärld 33: 3-14.
Poduschka, W. & Richard, B. 1986. The Pyrenean desman - an endangered insectivore. - Oryx 20: 230-232.
Serrano, D., Tella, J. L., Forero, M. G. & Donazar, J. A. 2001. Factors affecting breeding dispersal in facultatively colonial lesser kestrel: individual experience vs. conspecific cues. - Journal of Animal Ecology 70: 568-570.
Sidorovich, V. E., Kruuk, H. & Macdonald, D. W. 1999. Body size, and interactions in between European and American mink (Mustela lutreola and M. vison) in Eastern Europe. - Journal of Zoology 248: 521-527.
Stamps, J. 1988. Conspecific attraction and aggregation in territorial species. - American Naturalist 131: 329-347.
Sulkava, S., Tornberg, R. & Koivusaari J. 1997. Diet of the white-tailed eagle Haliaeetus albicilla in Finland. - Ornis Fennica 74: 65-78.

Figurtexter

Figur 1. Antal minkar som decimerats i Trunsö södra skärgård åren 1992/93 (höst/vår)- 2000/01 (höst/vår).

Figur 2. Förändringar i häckande populationer för vigg, roskarl, silvertärna, svärta och ejder samt häckande antalet arter per skär i Trunsö (% ; 1993-2001, decimeringsområde), Vänö (+ ; 1994-2001, kontrollområde), Utö-Jurmo (% ; decimeringsområde 1998-2001) och Brunskär (+ ; 1998-2001, kontrollområde). Standardfelet, som beskriver variationen mellan öarna, är utmärkt med klammern.