Kandidatafhandling: Udarbejdet af Rune Kargo ... - Naturstyrelsen

En vegetationskartografisk vurdering af Danmark som potentielt bæverhabitat.
Kandidatafhandling:
Udarbejdet af Rune Kargo.
Vejleder: Lektor Peter Vestergaard.
Ved
Botanisk Institut, Økologisk Afdeling.
Københavns Universitet.
År 2000.

Indholdsfortegnelse
FORORD .................................................................................................................................................................... 3
PROBLEMFORMULERING................................................................................................................................... 4
ENGLISH SUMMARY ............................................................................................................................................. 4
BAGGRUND .............................................................................................................................................................. 5
BÆVERENS BIOLOGI............................................................................................................................................ 6
FØDE ........................................................................................................................................................................ 12
NATURTYPEN........................................................................................................................................................ 14
METODE.................................................................................................................................................................. 16
POLYGON METODEN.............................................................................................................................................. 18
Metode..................................................................................................................................................................... 20
Oversigtskort ........................................................................................................................................................... 22
Kort med træarter.................................................................................................................................................... 34
Reference områder. ................................................................................................................................................. 37
Udenlandske områder ............................................................................................................................................. 40
Problemer ved Polygon Metoden ............................................................................................................................ 42
Sammenfatning........................................................................................................................................................ 43
GIS METODE - AUTOMATISK KORTLÆGNING ........................................................................................................ 46
CORINE-ADK ......................................................................................................................................................... 47
LCM datalaget......................................................................................................................................................... 47
Problemer................................................................................................................................................................ 51
Sammenfatning........................................................................................................................................................ 52
SPREDNINGS GRÆNSER .......................................................................................................................................... 53
Overgange ............................................................................................................................................................... 53
Rankning ................................................................................................................................................................. 54
Vurdering ................................................................................................................................................................ 57
RESULTATER ........................................................................................................................................................ 58
DE DANSKE REGIONER .......................................................................................................................................... 60
BESTANDSUDVIKLING....................................................................................................................................... 62
VORTEX PROGRAMMET.......................................................................................................................................... 62
DISKUSSION........................................................................................................................................................... 67
KONKLUSION........................................................................................................................................................ 73
REFERENCER........................................................................................................................................................ 74
2

Forord
Det er som bekendt besluttet, at der skal leve bævere (Castor fiber) i Danmark, og under arbejdet
med dette speciale er der sket udsætning af 18 bæver i Jylland. Det er meningen, at der skal
udsættes flere bæver på nogle af de mest egnede habitater i Danmark. Men hvor er disse habitater,
hvor mange er der og hvor mange udsætninger er nødvendige, hvis man ønsker, at der skal
være bævere i alle egnede habitater? Det er spørgsmål som disse, dette speciale vil søge at besvare,
og det er mit håb, at specialet vil kunne bruges i planlægningen og forvaltningen af en
dansk bæverbestand (Asbirk, 1998. Berthelsen, 2000).
Specialet er en vurdering af Danmark som bæverhabitat. Hovedelementet er en vegationskartografisk
undersøgelse af, hvad der skønnes at være de vigtigste og mest relevante områder i
Danmark. Det der er kortlagt, er områdernes egnethed som bæverhabitat. For bedre at fastlægge
dette parameter, er der undersøgt områder i udlandet med en kendt bæverbestand. Der er udarbejdet
flere kort på baggrund af feltarbejde og luftfoto. Men der er også anvendt bl.a. GISprogramet
Map-info og satellitfoto til en mere automatisk kortlægning. Opgaven indeholder også
en indledning omhandlende baggrunden for specialet, samt et afsnit om bæverens biologi.
Specialet er forsøgt skrevet til en målgruppe bestående af de naturforvaltere, der skal træffe beslutninger
i forbindelse med forsatte bæverudsætninger og om bæverenes fremtid i Danmark. En
lang række problemstillinger blev i 1997 overordnet belyst af Ina Fischer Andersen i kandidatafhandlingen
”Reintroduktion af bæveren (Castor fiber) til Danmark? En konsekvensanalyse.”
Det er bl.a. nogle af disse problemstillingerne, der i denne opgave bliver taget op og forsøgt belyst
mere uddybende. I denne opgave er det bestands- og populationsaspekter der bliver lagt
særlig vægt på (Andersen, 1997).
Min vejleder Peter Vestergaard skal have stor tak for at have accepteret, at et speciale på botanisk
institut, udover vegetationskartografi, også kan indehold så mange andre emner som er forsøgt
belyst i denne rapport.
Meget tak til Skov- og Naturstyrelsen for at have dækket en del af mine udgifter i forbindelse
med mit feltarbejde og for under hele arbejdet at have stillet arbejdsplads, computer og kortlægnings
programmer til rådighed. Tak også til biologerne Elin Pitter og Sten Asbirk og de andre
ansatte og studenter på Skov- og Naturstyrelsen for stor hjælp og mange gode diskussioner
samt et inspirerende arbejdsmiljø.
Tak til Thomas Borup Svendsen og Anett Schuhmacher for stor gæstfrihed i forbindelse med
feltarbejde i Klosterheden Statsskovdistrikt og i Tyskland.
Jeg vil ligeledes takke to andre specialestuderende, Lena Bau og Liat Romme Thomsen for samarbejde
under dele af feltarbejdet og for at lade mig bruge nogle af deres data om bæveren i Klosterheden
Statsskovdistrikt. Også tak til Geoff Groom, fra DMU for hjælp og for at lade mig
bruge data fra AIS kortlægningen.
3

Problemformulering
Følgende spørgsmål søges besvaret i specialet: Hvilke kvantitative og kvalitative krav har bæven
(Castor fiber) til sit habitat? Hvor i Danmark kan der leve bævere? Hvor mange bævere kan
der leve i Danmark? Hvilke områder vil have en sammenhængende bestand og hvilke vil være
isolerede? Udstrækningen og opløsningen af kortlægningen afpasses til en størrelse, der kan
overkommes på den tilgængelige tid.
English summary
The goal of this report is to assess Denmark as a potential beaver (Castor fiber) habitat. The
main element in this one-year project is the use of two vegetation cartographic methods for assessing
the quantity and quality of beaver accessible woody species vegetation.
With a method called ‘the polygon method’ 1603 areas with woody vegetation were identified,
using maps and arial photography. During fieldwork the quality of 929 of these areas was assessed.
The polygon method covered only the most relevant river catchments in Denmark. With a
method called the ‘GIS method’ the entire area of Denmark was assessed. The GIS method is
done using existing databases containing lakes, rivers and forest for automatic identification of
woody vegetation in proximity to freshwater.
The result of the two methods leads to the conclusion that the carrying capacity of the continental
part of Jutland is approximately 5000 beavers. And that other regions can contain an additional
2500 animals.
Simulations of possible population developments are carrie out with the VORTEX program. The
simulations indicate that the present Danish population of approximately 18 beavers in the Flynder
Å-system is viable. But that additional releases will greatly enhance the genetic variations in
the future population. The simulations indicate, that it will take around 120 years for present
population to populate four major streams in central Jutland, but that with additional substantial
releases this time can be reduced to less than 25 years.
4

Baggrund
Der er sket en ændring i det danske naturideal. For 40 år siden var et effektivt land- og skovbrug
idealet. Et lavt grundvandsniveau og monokulturer i skovene var et mål i sig selv. I dette natursyn
var der kun plads til den produktive natur og i nogen udstrækning til halvkulturer, som heder,
overdrev og strandenge. I det natursyn der i dag synes at dominere forvaltningen, har den
produktive natur en lavere prioritet og i tillæg til halvkulturerne ønsker man også urørt natur.
Det er i den urørte natur, der er plads til og brug for de store dyr, som nogen nu ønsker at genindføre.
Efter den ophedede debat om vildsvinene i Lindet Skov i 1995, afholdt Skov- og Naturstyrelsen
en natursynskonference, hvor man bl.a. diskuterede genindvandring og reintroduktion af store
pattedyr til Danmark. Dette var en del af udviklingen i retning af et nyt natursyn, der i større udstrækning
end tidligere havde plads til vild natur og som i det hele taget indeholdt en forståelse
af, at der i Danmark skulle være plads til det økosystem der oprindeligt fandtes. Man ønskede at
åerne skulle slynge sig frit (f.eks. Skjern Å) og at der i nogle skove skulle findes den dynamik,
der fandtes i de skove der engang dækkede Danmark (Naturskovs-strategien). For at opnå den
oprindelige dynamik i skovene ville det være nødvendigt, at der fandtes bestande af f.eks. bæver
og vildsvin. Men reintroduktion af vildsvin var i første omgang ugennemførlig pga. de meget
store omkostninger, der kunne komme i forbindelse med svinepest og i mindre grad fordi en
vildsvinebestand kan forsage betydelige markskader.
Bæveren var en mere velegnet kandidat til reintroduktion, den er sød, den er ufarlig, den laver
økonomiske ubetydelige skader og den bærer ingen sygdomme af betydning. Der var samtidigt
en god PR-værdi i et bæverreintroduktionsprojekt for Svend Auken, som lige have beordret
bortskydningen af vildsvinene i Lindet Skov (Hald-Mortensen, 2000).
Flere arter end bæveren og vildsvinet mangler i den danske natur. Elg og ulv kan genindvandre
når som helst og los burde måske udsættes. Bjørn, jærv, ren og bison er sikkert urealistiske kandidater
til en plads i den danske fauna.
Der findes flere fortalere for at der burde udarbejdes en samlet strategi for hvilke arter, der er
ønskelige og hvilke af disse der skal reintroduceres. Naturrådet har opfordret til en stillingtagen
så der findes en officiel holdning, før der kommer en reproducerende elgstamme på Sjælland og
før de første ulve strejfer op i Jylland. To begivenheder der meget vel kan forekomme i en overskuelig
fremtid. Med hensyn til reintroduktioner findes der så tilstrækkeligt med argumenter
mod vildsvin på Fyn og Sjælland? Skal der flyttes odder til Nordsjælland eller kronhjort til
Bornholm? Måske kunne der på længere sigt findes midler til reintroduktion af los, men først
må det undersøges om en sådan art kan leve i det danske landskab og om det overhovedet er ønskeligt.
5

Bæverens biologi
Den europæiske bæver (Castor fiber Linnaeus, 1758) er den største gnaver i Europa og udgør
sammen med den Canadiske bæver (Castor canadensis) de eneste to arter i familien Castoridae.
Der er kun lille ydre forskel på den canadiske og den europæiske bæver, men det er to forskellige
arter da de har forskellige kromosomantal (48 hos C. fiber og 40 hos C. canadensis). Forsøg
på krydse C. fiber og C. canadensis har ikke givet afkom. Det er blevet foreslået at dele C. fiber
i to arter men dette er blevet forkastet da krydsningsforsøg har givet fertilt afkom og da der er
meget lille forskel på underarterne. Den europæiske bæver er blevet foreslået som stamform for
den canadiske, da der findes forssile fund af C. fiber der er 13 mill. år gamle og da C. canadensis
kun er kendt fra de sidste en mill. år (Rosell & Pedersen, 1999).
Både den canadiske og den europæiske art opdeles i et varierende antal underarter, 13-24 for C.
canadensis og 2-8 for C. fiber. Der er meget begrænset forskel på de opstillede underarter inden
for hver art. Men i forbindelse med forvaltningen af den overlevende genetiske variation hos C.
fiber er opdelingen af nogen betydning. Normalt opdeles C. fiber i 4 underarter som er bestemt
af de områder hvor bæveren overlevede. Disse 4 områder er: Skandinavien (C. f. fiber), Frankrig
(C. f. galliae), Tyskland (C. f. albicus) og Østeuropa-Asien (C. f. vistulanus). Da der er minimal
forskel på disse underarter er det forslået at samle C. f. galliae og C. f. albicus til en vestlig underart
og C. f. vistulanus og C. f. fiber til en østeuropæisk underart. Men andre mener at C. f. vistulanus
fra Østeuropa-Asien bør deles i de 5 underarter: C. f. belarusicus, C. f. osteuropaeus, C.
f. pohlei, C. f. tuvinicus og C. f. birulai (MacDonald et al., 1995. Nolet, 1997).
Den europæiske bæver var i forhistorisk tid udbredt i store dele af det eurasiatiske område. Fra
Portugal og Skotland i vest over Italien, Tyrkiet og Irak i syd til Kinas kyst i øst. Mod nord
fandtes bæveren ud på tundraen så længe der var krat ved floder og deltaer. Den store
udbredelse, som bæveren tidligere havde skyldes, at den er tilpasset alle typer af
ferskvandshabitater i de skove der engang dækkede næsten hele Europa og Asien. Med bævere
ved alle floder, åer, bække, søer, kær og moser må der før mennesket blev talrigt have været
millioner af bævere i Europa og de må have haft enorm betydning for landskabets udseende.
Betydningen for mange hundrede arter af planter, insekter og fugle der er knyttet til fugtige
lysåbne biotoper må også have været af en størrelse der giver begrebet nøgleart ny vægt.
Bæveren er nok altid blevet jaget for pels og kød og blev tidligt udryddet i Sydeuropa, England
og Danmark. Senere blev jagttrykket forøget da bævergejl (et osteligende urinkoncentrat der
findes i særlige kirtler nær urinåbningen) blev stærkt efterspurt som lægemiddel. Pelsen blev i
1600-tallet en vigtig handelsvare, da hårerne blev anvendt til fremstilling af hatte. De hatte som
enhver respektabel europæer i 16-, 17- og 1800-tallet bar var fremstillet af uldhårene fra bævers
skind. Men på trods af den store efterspørgsel på pels til hatte, indbragte bævergejl fra én bæver
på samme tid en pris, der var mange gange højere end prisen på et skind (Rosell & Pedersen,
1999).
6

Figur 1. Eksempler på hatte fremstillet af hårerne fra bæver. (Rosell & Pedersen, 1999)
Det var først i det 19. århundrede at bæveren blev udryddet i de resterende dele af dens udbredelsesområde.
Kun i Norge, Tyskland, Frankrig og Østeuropa-Asien overlevede små bestande. I
Norge blev bæveren fredet første gang i 1845. I 1880 var der i Sydnorge mellem 60 og 120 dyr
og i 1899 ca. 100. I Tyskland overlevede ca. 200 bævere ved Elben og de blev fredet i 1910. Bestanden
steg langsomt og nogle dyr blev flyttet til Havel vandsystemet, men Anden Verdenskrig
reducerede igen bestanden til ca. 200 dyr. Ved Rhônens delta i Frankrig blev de kun ca. 30
overlevede dyr fredet i 1909. I Østeuropa og Asien overlevede 10 bestande i 5 områder fra den
Hviderussiske grænse til Mongoliet og Kina. Bestandene i de 5 områder var ved deres minimum
ca. 290, 70, 300, 30-40 og 100-150 (Nolet & Rosell, 1997).
7

Figur 2. Bæverens udbredelse før og nu. De sorte områder A-H viser områder hvor bæveren aldrig blev udryddet.
De brune områder viser dagens udbredelse af Castor fiber og de grå områder viser udbredelsen af
Castor canadensis. (Rosell & Pedersen, 1999)
Den nuværende status for den europæiske bæver er, at flytninger og/eller genudsætninger i Sverige,
Norge, Rusland, Letland, Finland, Tyskland, Polen, Litauen, Schweiz, Estland, Mongoliet,
Frankrig, Østrig, Ungarn, Holland, Tjekkiet, Slovakiet, Kroatien, Rumænien, Belgien og Danmark
(i kronologisk rækkefølge) har øget bestanden fra ca. 1150 dyr i starten af århundredet til
524 000 dyr i 1999 (Rosell & Pedersen, 1999). Selvom der i dag findes bævere i de fleste Europæiske
lande er det kun i Sverige, Sydnorge, Letland, Litauen, Rusland og Hviderusland at der
findes sammenhængende bestande. I Vesteuropa er man langt fra en sammenhængende bestand.
Belgien, Rumænien, Tjekkiet og Ungarn har 50 dyr eller mindre. I England, Skotland og Bulgarien
overvejer man reintroduktion og i Danmark er der kun de 18 udsatte dyr i et fjerntliggende
område (Berthelsen, 2000. Nolet, 1997).
Den mest succesrige reintroduktion var nok den svenske, der også var den første. I 1922 blev de
første bævere, på privat initiativ, flyttet fra Norge til Sverige. I alt 80 dyr blev i tiden frem til
1939 flyttet til 19 forskellige lokaliteter. Antallet af dyr der blev udsat i hver udsætning var
mellem to og ni. Der blev observeret reproduktion på 11 lokaliteter og antallet af bævere i Sverige
er siden steget til mere end 100 000 dyr (Hartman, 1994a).
En af de mindre vellykkede udsætninger er en af de seneste. I den Hollandske National Park Biesbosch
udsatte man mellem 1988 og 1991 42 bævere. Man var meget grundig med undersøgelser
og mærkning så dyrene blev håndteret mange (ca. 15) gange (Heidecke pers. komm.). Alle
dyrene blev øremærket og 31 dyr fik indopereret radiosender. Dødeligheden det første år var 33
% og i 1993 var det kun 31 % af parene der ynglede (MacDonald et al. 1995). Bestandens udvikling
blev fuldt nøje og de indsamlede data blev brugt til en computersimulering af bestandens
udvikling. Man fandt at yderligere udsætning i er nærtliggende område var nødvendigt. Så i
1994 og i 1995 blev der udsat yderlige ca. 28 dyr i Gelderse Poort.
Det menes, at tre årsager bidrog til den høje dødelighed og lave reproduktion. For det første blev
dyrene stressede under de mange håndteringer og dette sammen med de indopererede radiosen
8

dere gjorde dem modtagelige for infektioner (en hyppig dødsårsag). For det andet var den valgte
udsætningsstrategi, med flere efterfølgende udsætninger, med til at give mange territoriale kampe
med yderlige stress og skader til følge. For det tredje var udsætningsområdet ikke optimalt
med en meget ensartet vegetation (pil) og en vandstand der i nogen grad var tidevandspåvirket
(Nolet & Baveco, 1995).
Arten kan pga. det store antal dyr ikke betragtes som truet. Der findes mere end 5000 rene
Rhônen-bævere, mere end 5000 rene Elben-bævere og ca. 160 000 rene Skandinaviske bævere.
Men antallet af dyr der stammer fra de asiatiske områder er ikke tilfredsstillende for alle bestande.
Fra et genetisk synspunkt er det interessant at bevare et tilstrækkeligt antal dyr i de rene bestande
indtil der er genskabt en sammenhængende bestand, med et naturlig genetisk flow, i hele
det oprindelige udbredelsesområde. Hvis man udsætter blandede bestande, bør disse placeres
mellem de oprindelige bestande således at de bidrager til at skabe en flydende genetisk overgang
mellem de oprindelige bestande. Dette er i nogen grad tilfælde med de udsætninger, der er foretaget
af blandede bestande tidligere men det er nok nødvendigt at stramme op på dette felt hvis
man ønsker en naturlig genetisk gradient hos den europæiske bæver (Rosell & Pedersen, 1999).
Den største trussel mod den europæiske bæver er den canadiske bæver, der er udsat i Finland og
i Russisk Karelen. Her findes henholdsvis ca. 9400 og ca. 5000 dyr. Der er muligvis også canadisk
bæver i Tyskland, Polen, Slovakiet, Ungarn, Østrig og Øst Rusland. Det må anses for meget
uheldigt at Castor canadensis breder sig i Europa, da det er ukendt hvordan de to arter klarer
sig i konkurrence med hinanden. Man kan frygte for den europæiske bævers skæbne på langt
sigt, da den canadiske har en lidt højere reproduktion. Det er i denne forbindelse uheldigt, at det
i felten er meget vanskeligt at skelne de to arter fra hinanden og at selektiv jagt i en blandet bestand
derfor er umulig (Nolet, 1997).
Bæveren (Castor fiber) er som nævnt den største europæiske gnaver. En bæver kan veje op til
36 kg men det normale for voksne er mellem 18 og 22 kg. Totallængde er normalt op til ca. 110
cm (max. 135 cm) for en voksen, hvoraf halen udgør ca. 30 cm. Kønsbestemmelse på ydre karakterer
er vanskelig, men hunnen er normalt lidt større end hannen (Rosell & Pedersen, 1999).
Bæveren er knyttet til ferskvand og veltilpasset en semiakvitisk levevis. Dens bagfødder, som
bruges til svømning, har således svømmehud og er over 15 cm lange. Den flade hale bruges til at
styre med, eller sammen med bugtning af kroppen til fremdrift under vandet. Bæveren har højtsiddende
øjne, små ydre øre som kan foldes, så de lukker øregangen, ligesom dens næsebor kan
lukkes når den dykker. Der er også en gennemsigtig hinde der beskytter øjet under vandet og en
forhøjning på tungen der sammen med en særlig foldning af overlæben kan lukke for svælget så
bæveren kan gnave under vandet.
Bæverens tænder er meget vigtige for dens levevis. Den har en kraftig kæbemuskulatur og store
rodåbne fortænder, der er dybt forankret i kæberne. Tænderne har en skarp mejselformet skæreflade,
som består af emalje fra tændernes forside. Skærefladen vedligeholdes og skærpes, når
bæveren gnaver og ved at gnide tænderne i overmunden mod tænderne i undermunden. Dette at
9

tænderne skærpes af at blive brugt skyldes at tændernes inderside består af blødt dentin, som
slides hurtigere end ydersidens emalje (Rosell & Pedersen, 1999).
Figur 3. Bæverens fortænder (Rosell & Pedersen, 1999)
På forbenene er fødderne udviklet i en retning, så de kan betegnes som hænder. For at kunne
håndtere, bære, slæbe og skubbe de mange kviste, grene og stammer, der udgør bæverens føde
og dens bygningsmaterialer, er hænderne udviklet meget avanceret, men de er i deres funktion
ganske forskellig fra primaternes hænder. Hos bæveren er det den 5. finger (lillefingeren) der er
fri og mest bevæglig, mens den 1. finger (tommelfingeren) er næsten rudimentær. Når bæveren
griber holder den f.eks. en gren mellem den 5. finger og trædepude bag de andre fingre (Rosell
& Pedersen, 1999).
Figur 4. En bævers højre hånd, tommelfingeren ses længst oppe til højre. (Wilsson, 1995)
10

Ved fødslen, som normalt finder sted i slutningen af maj eller begyndelsen af juni, er bæverungen
meget veludviklet men vejer kun ca. 500 gram. Efter kun få timer er øjnene helt åbne og inden
der er gået en uge kan den slås, svømme og spise lidt fast føde. I den første tid har ungen en
tyk meget vandskyende uldpels så den ikke ved egen hjælp kan dykke ud af hytten, da dennes
indgang er placeret et stykke under vandoverfladen. Men efter 10 – 14 dage begynder den at
kunne dykke og når den er 4 – 5 uger gammel begynder den at færdes uden for hytten. Ungerne
stopper med at die når de er ca. to måneder gamle og vejer ca. 3 kg. I løbet af den første sommer
og efterår bliver de mere og mere selvstændige og opnår en vægt af 7-8 kg. Normalt bliver ungerne
sammen med familien til lige før de bliver to år gamle (Rosell & Pedersen, 1999. Wilsson,
1995).
Bæveren lever normalt i familier, som består af et voksent par og deres unger fra samme år og
året før. Men hvis der er mangel på ledige territorier kan også ældre unger blive på forældrenes
territorium. Da hunnen føder 1-3 (max. 5) unger næsten hvert år er det gennemsnitlige antal dyr
i en familie 3,8 men op til 9 er observeret i Norge og op til 18 i Rusland. Der er også territorier,
der er optaget af enlige dyr eller par uden unger. En bæverfamilie er sammen om at bygge på
dæmninger og bo, samt at afmærke og forsvare det fælles territorium (Rosell & Pedersen, 1999).
Bæveren gør sig store anstrengelser for at beskytte sig mod den vigtigste oprindelige predator,
ulven (Canis lupus)(Rosell, Parker & Kile, 1996). Den lever kun ved vand der er dybt nok til at
den kan dykke og flygte eller gemme sig. Hvis vanddybden ikke er tilstrækkelig til dette, vil den
forsøge at bygge dæmninger. På et bæverterritorium kan der være mere end 30 dæmninger. Det
er særligt vigtigt at der er mindst 50 cm vand uden for indgangen til boet, således at indgangen
kan være helt under vand.
På et territorium kan der være flere bo eller hytter. Normalt er kun en i brug ad gangen men
f.eks. om sommeren kan ungdyr benytte en sekundær hytte for så at flytte sammen med forældrene
igen før vinteren. Hvis der på et egnet sted findes en brink med blød jord foretrækker bæveren
at grave et bo. Hvis breddens højde ikke er tilstrækkelig til at redekammeret, som ligger
over vandet, kan få et tag af en rimelig tykkelse, vil bæveren lægge grene, jord og plantedele
oven på boet indtil taget yder en tilstrækkelig beskyttelse. Hvis bredden er lav, vil der blive
brugt så mange materialer at det kan kaldes en egentlig hytte. En hytte kan også bygges f.eks. i
en rørzone eller oven på undersøiske sten midt i en sø.
Når bæveren forragere holder den sig altid tæt ved vandet. Den vil helst sidde i vandkanten og
spise det den kan nå derfra. Langt det meste føde findes mindre end 20 meter fra vandkanten.
Det sker at den søger føde op til 200 m fra vandet, men når den går mere end 50 m er det næsten
altid for at fælde en popel (Populus sp.) eller bævreasp (Populus tremula) (Rosell & Pedersen,
1999).
For at forbedre adgangen til vigtige fødeområder eller for at skabe forbindelse mellem f.eks. to
søer kan bæveren lave kanaler. Disse er normalt 20 – 30 cm dybe og 30 – 60 cm brede, men kan
være større. Længden er normalt under 10 m men et kanalsystem på 420 m er kendt (Rosell &
Pedersen, 1999).
11

Føde
Bæveren er herbivor og lever hovedsageligt af landvegetation. Den er enestående ved selv at
kunne fælde store træer for at skaffe føde. Blade, skud, kviste, bark og/eller rødder fra mindst 80
træarter og 149 andre arter af karplanter kan indgå i bæverens føde (MacDonald et al., 1995).
Om sommeren spiser bæveren den føde der er lettest tilgængelig. Dette er ofte urter eller vandplanter.
Ikke-vedplanter udgør om sommeren op til 100% af føden. Om vinteren eller hvis vandog
urtevegetationen er sparsom er det blade, skud, kviste og bark fra træer og buske der udgør
hovedføden. En undtagelse er hvis der findes store mængder åkander (Nynphaea alba eller Nuphar
lutea). Disses rodstængler kan bæveren spise hele året og det er observeret, at hvis isen lægger
sig på en sø med mange åkander, hvor bæveren ikke har fået samlet et fødedepot, kan disse
være hovedføden vinteren igennem. Da bæveren ikke går i vinterhi og derfor har behov for føde
hele vinteren igennem bygger den normalt et fødedepot i områder hvor der kan forventes et isdække.
Dette fødedepot består af grene og stammer på op til to meters længde, som placeres på
bunden i nærheden af hyttens udgang. Bæveren kan så helt uafhængigt af isens tykkelse hente
grene fra fødedepotet ind i hytten hvor den så kan spise barken. Disse fødedepoter kan have er
betydelig størrelse og er ofte synlige fra bredden. Fødedepoter på ca. 90 kubikmeter tæt pakkede
grene, er kendt fra svenske elve og det er observeret at en bæverfamilie der gentagende gange
mistede fødedepotet pga. stærk strøm kunne indsamle 4 depoter af denne størrelse i løbet af få
måneder (Wilsson, 1995).
De urter der indgår i sommerføden er f.eks. gåsefod (Chenopodium sp.), pileurt (Polygonum
sp.), skræppe (Rumex sp.), guldkarse (Rorippa sp.), dueurt (Epilobium sp.), mjødurt (Filipendula
sp.), storkenæb (Geranium sp.), fredløs (Lysimachia sp.), kragefod (Potentilla palustris), gederams
(Chamaenerion angustifolium), kær-svovlrod (Peucedanum palustre) og mangeløv (Dryopteris
sp.). Halvgræsser som kæruld (Eriophorum sp.), kogleaks (Scirpus sp.) og star (Carex
sp.). Vand- og sumpplanter som hvid åkande (Nynphaea alba), gul åkande (Nuphar lutea), brasenføde
(Isoetes sp.), gul iris (Iris pseudacorus), tagrør (Prhragmites sp.), siv (Juncus sp.),
kermysse (Calla palustris) og bukkeblad (Menyanthes trifoliata). Samt padderok (Equisetum
sp.) og ørnebregne (Pteridium sp.) (Andersen, 1997).
Det er de hurtigvoksende løvtræer med blødt ved der foretrækkes blandt vedplanterne, mens
nåletræer normalt kun fældes til byggemateriale. De vigtigste arter er: Bævreasp (Populus tremula),
andre poppelarter (Populus sp.), pil (Salix sp.), birk (Betula sp.), el (Alnus sp.), eg (Quercus
sp.), almindelig røn (Sorbus aucuparia), ask (Fraxinus excelsior), hæg (Prunus padus) og
almindelig hassel (Corylus avellana) (Curry- Lindahl, 1969). (Når kun slægten er nævnt indgår
der flere arter i føden.)
Der er i praksis enighed blandt alle forfatter om at bævreasp (Populus tremula) er den fortrukkene
føde, efterfulgt af andre poppelarter (Populus sp.), pil (Salix sp.) og birk (Betula sp). Birk
udnyttes ikke fuldstændigt da de tyndeste grene, yderbarken og bladene normalt ikke spises. En
norsk forfatter angiver at almindelig røn (Sorbus aucpuparia) i hans undersøgelse var den mest
12

eftertragtede art men at den, kvantitativt ikke havde stor betydning, da arten kun havde lille
forekomst i undersøgelses området (Simonsen, 1973).
Fyrretræer (Pinus sp.) spises sjældent og grantræer (Picea sp.) næsten aldrig, men begge kan
undertiden ringbarkes for harpiksens skyld eller fældes til bygningsmaterialer. Nåle og skud kan
spises, men det er normalt kun i meget små mængder. Der er dog få beretninger om familier der
ikke har haft andre fødemuligheder end nåletrær og har overlevet på dette. Almindelig Hyld
(Sambucus nigra) spises ikke og af el (Alnus sp.) spises kun bladene og resten bruges til bygningsmaterialer
men ikke til føde (Simonsen, 1973).
Fødesammensætningen kan variere meget, i Nord Karelen er vegetationen ensartet og her udgør
birk 97.5% af føden. I Syd Karelen er vegetationen mere varieret og her er føden ; pil 53%, bævreasp
21% og hæg 12%. I Biesbosch National Park i Holland udgør hvidpil (Salix alba) 90% af
vegetationen og her opsøger bæverne de mere sjældne træarter, muligvis pga. deres mineralindehold
(Nolet, Hoekstra & Ottenheim, 1994).
Bæveren kan fælde træer op til en meter i diameter, men foretrækker langt mindre dimensioner.
I en norsk optælling fandt man at 80 % af stammerne fældet af bæverne var under 5 cm i diameter
(Owesen, 1979). Større træer er ofte bævreasp, som fældes for at indgå i vinterforrådet,
eller træer der fældes sådan, at de kan blive rygrad i dæmninger (MacDonald et al., 1995. Owesen,
1979).
Det er normalt ikke sommerføden der er begrænsende da der ved de allerfleste søer eller åer findes
siv, tagrør, græsser, urter eller vandplanter i overflod om sommeren. Den begrænsende faktor
for en bæverpopulation, synes at være mængden af tilgængeligt vinterføde (MacDonald et
al., 1995).
Mængden af ikke-vedplanter i et område er også af betydning for bæveren. Hvis der findes
mange ikke-vedplanter vil bæveren spise disse om sommeren og derfor ikke i denne tid spise
vedplanterne. Dette medfører, at mængden af vedplanter der er nødvendige på et territorium er
mindre. Der synes også at være data der indikerer, at et varieret fødeudbud er af betydning for
bæveren. Det vigtigste krav til et bæverhabitat er mængden af vinterføde i form af hurtigvoksende
løvtræer. Mange vegetationstyper vil kunne bidrage til bæverens føde, men der er nogle
der kun kan bidrage meget begrænset. En gammel løvskov med kun store træer og ingen bundvegation
eller en stærkt afgræsset eng, er to vegetationstyper der hverken kan bidrage med meget
sommer- eller vinterføde.
En bæver er et ret stort dyr og behøver derfor ganske megen føde. En voksen bæver æder dagligt
ca. 2 kg bark og blade (MacDonald et al., 1995) eller hvad der svarer til bark fra 4000 kg træ årligt
(Andersen, 1997). Som nævnt ovenfor spiser bæveren også andet end bark, men det er ganske
interessant, at vide hvor meget skov der skal til at producere denne mængde træ. Mindsteproduktionen
af pil i dansk energi skov er 1800 kg tørstof/ha. årligt og denne værdi skulle være
sammenlignelig med genvæksten af birk og el. Dette medfører at en bæver skulle kunne æde
hele tilvæksten på 2,2 ha. skov, hvilket svarer til at en familie med 4 bævere skal have 3 km
13

ed, som de udnytter i en 30 m bræmme(3 km x 30 m). Eller ca. 9 ha. i en mose, hvor hele arealet
er tilgængelig for bæveren uden at den kommer for langt væk fra tilstrækkeligt dybt vand
(Andersen 1997). At en bæverkoloni skulle behøve 3 km træbevokset bred eller 10 ha. mose, er
værdier der går igen i meget litteratur og må anses for at være en god tommelfingerregel
(MacDonald et al., 1995).
Naturtypen
Den naturtype, som man håber at bæveren skal skabe, var i forhistorisk tid af stor betydning for
en lang række dyr og planter i Eruopa. Efter den sidste istid indvandrede bæveren allerede i den
senglaciale indvandringsbølge. De første bæverfund fra Danmark er dateret til ca. 11.700 f.Kr,
et tidspunkt hvor landet var dækket af den såkaldte skov-tundra med bevoksninger af birk, fyr
og pil på beskyttede steder. Da skoven indvandrede for alvor ca. 2000 år senere var bæveren
således allerede etableret i landskabet (Aaris-Sørensen, 1998). Sammen med skovetræerne må
man formode at en lang række andre plantearter indvandrede. I vores klimabælte findes der ca.
600 forskellige karplanter i græsmarks økosystemet. Af disse vokser omkring 350 udelukkende
på åbne græsmarker. Dette virker som et stærkt indicie for at der også i tidligere tider har været
lysåbne områder (Andersson & Appelqvist, 1990). Der er ikke meget litteratur der giver et bud
på dynamikken i dette skovmiljø og på i hvilken udstrækning der fandtes lysåbne områder. Men
hvis man ser på hvor mange arter der er tilpasset især lysåbne fugtigbunds arealer og hvor udviklet
konkurrencen er imellem arterne virker det sandsynligt at de lysåbne fugtigbunds arealer
er en oprindelig naturtype (Buchwald, 1994).
I den oprindelige skov, der fandtes før mennesket opdyrkede landet, var der en lang række store
græssere som kronhjort (Cervus elaphus), elsdyr (Alces alces), bison (Bison bonasus), vildhest
(Equus ferus), urokse (Bos primigenius), rådyr (Capreolus capreolus) og vildsvin (Sus scrofa).
Alle disse arter fandtes samtidigt i den midterste del af præborial (ca. 8500 f.Kr.) og må have
været ansvarlige for et betydeligt græsningstryk. Man kan forestille sig at bæverens træfældning
har været første trin i en friholdelse af en stor del af lavbunds arealerne, som de mange græssere
så mere eller mindre permanent har friholdt for træbevoksning (Graae, 2000). Det er dog vanskeligt
at vurdere hvor stort græsningstrykket har været, da det må ha være afhængigt af jagt- og
predationstrykket der fandtes i den pågældende periode. Her må man huske på, at det jagttryk
som mennesket udøvende allerede ved slutningen af sidste istid medførte at fire arter uddøde i
Europa (mammutten (Mammutus primigenius), uldhåret næsehorn (Coelodonta antiquitatis),
steppebison (Bison priscus) og kæmpehjort (Megaloceros giganteus) ). I de efterfølgende årtusinder
blev yderligere arter udryddet, som vildhest, elsdyr, bison, og urokse. Dette indikerer at
der har været et betydeligt jagttryk der har holdt antallet af de nævnte græsser på et ikke oprindeligt
niveau og det er muligt at den senboriale klimaksskov var tæt og mørk som det f.eks. angives
i Danmarks Natur (Iversen, 1967).
Det virker rimeligt, at det plantesamfund der i dag findes på de lysåbne fugtigbundsarealer er et
oprindelig samfund og at bæveren var en vigtig nøgleart i den naturtype hvori samfundet oprindeligt
fandtes. Det er vanskeligt at vurdere om plantearterne der tilhører dette samfund er indvandret
før eller efter mennesket opdyrkede skoven (Larsen & Virkstrøm, 1995).
14

Hvorvidt plantesamfundet fra de lysåbne fugtigbundsarealer indvandrede før eller efter den senboriale
klimaksskov dækkede landet (3000 – 6000 f.Kr) er i virkeligheden ikke så interessant i
denne forbindelse. For bæverens berettigelse ligger i, at det er under dens påvirkning, at plantesamfundet
udvikledes og tidsperspektivet for denne udvikling er meget længere end den postglaciale
periode.
15

Metode
Hvad er den begrænsende faktor for en dansk bæverbestand? Dette er et meget centralt spørgsmål
for dette speciale. Først kan man se på om de faktorer, der udryddede den danske bestand
for 2500 år siden, vil være et problem i dag. Ukontrolleret jagt var den direkte årsag dengang og
selvom det ikke kan udelukkes, at en frustreret lodsejer eller en enkelt jæger med pelsjægerambitioner
skyder en bæver engang imellem, vil dette ikke true bestanden. Hvis regulering eller
jagt bliver tilladt, må det forventes at det bliver styret på en sådan måde, at det ikke vil true bestanden.
Den indirekte årsag til at bæveren uddøde i Danmark var sandsynligvis opdyrkning af
de moseområder, der var de sidste tilholdssteder i en tid med megen jagt. Det høslæt, der tidligere
blev drevet på disse meget våde arealer har nu mistede meget af sin økonomiske betydning og
er mange steder opgivet. Således at mange store moser nu igen er dækket af skov eller er ved at
gro til. Men i en tid uden ukontrolleret jagt vil bæveren også fint kunne leve i det åbne land.
Derfor må man sige, at der nu igen syntes at være gode muligheder for at en bæverbestand vil
kunne trives i Danmark. Når jagt således ikke er den begrænsende faktor og der ikke er naturlige
predatorer af betydning i Danmark, synes det sandsynligt, at det bliver bæverens territorie krav,
der vil begrænse bestanden i gode områder.
Det er dette speciales hovedhypotese, at det er mængden af vinterføde der normalt vil være
den begrænsende faktor for en bæverbestand.
På et bæverterritorium skal der først og fremmest være ferskvand. Det skal være mindst 50 – 80
cm dybt eller der skal være mulighed for at der kan bygges dæmninger der skaber mindst denne
vanddybde. Der skal være et egnet sted for et bo, et sted hvor vandet er dybt nok til at boets indgang
han være under vandoverfladen og hvor der er i nærheden er plads til at et fødedepot kan
bygges under vandet. Der skal være en tilstrækkelig mængde vinterføde og det er bedst hvis der
er mulighed for nogen variation i føden. Det er også bedst, at der ikke er kraftige forstyrrelser i
området og det enkelte territorium må ikke deles af en trafikeret vej, der ikke kan krydses sikkert.
Selvom der er tilstrækkeligt føde er det meget unormalt at to forskellige bæverfamilier har
deres hytter nærmere end 400 meter fra hinanden. Den gennemsnitlige afstand i et område i Sverige
er målt til 2,1 km (Hartman, 1994a).
Hvad er en tilstrækkelig mængde vinterføde? I det meste litteratur om dette emne er angivet at
en bæverfamilie (ca. 3.8 dyr) i gennemsnit skal bruge 3 km træbevokset bred (Hartman, 1994a,
angiver 2 km) eller 10 ha tilgængelig sumpskov (3000 m x 33 m = 100 000 m² eller 10 ha)
(Nolet & Baveco, 1995. Nolet & Rosell, 1997. MacDonald et al., 1995. MacDonald et al.,
1997).
16

Den bedste måde at vurdere et områdes bærekapacitet synes at være, at bestemme hvor mange
ha. sumpskov der findes nær bredderne. Kun bred til åer og søer med tilstrækkeligt vanddybde
medregnes. Herefter må man så vurdere hvor mange territorier der findes med tilstrækkelig vegetation.
Andre begrænsende faktorer kunne være; forstyrelser, trafikdrab eller fragmentation af bestanden.
- Da bæveren normalt er skumrings- og nataktiv er den normalt upåvirket af forstyrelser i
dagtimerne. I Biesbosch National Park i Holland lever bævere i et område der på feriedage
besøges af et meget stort antal sejl- og motorbåde og intet tyder på, at dette er et problem for
bestanden (Andersen 1997). I Østrigs hovedstad Wien med ca. 1,5 milion indbygger, lever et
antal bæverfamilier inden for bygrænsen. Der er familier der lever i vandmagasiner (retention
basins) med hurtige vandstandsændringer (6 m!) og der er familier der lever i badesøer
hvor hundrede af mennesker bader og fisker (Sieber, 1999).
- Trafikdrab er i nogle områder en betydelig dødsårsag. Bæveren afpatruljere hver nat det meste
af sit territorium og hvis der findes forhindringer som veje eller dæmninger krydses disse.
Hvis der findes overkørsler eller reelle broer må bæveren vælge mellem at svømme eller
gå under, eller at gå over. Hvis en underkørsel har en tilstrækkelig dimension og der ikke er
en for høj vandstand så passagen virker for klaustrofobisk, vil bæveren svømme igennem og
derved ikke blive udsat for at blive påkørt. Det er kendt at faunapasager for odder (Lutra lutra)
fungerer bedst når der er mulighed for, at dyrene kan gå igennem passagen. Derfor
monteres der i områder med odder ofte gangbroer i underkørsler og under broer. Det vides
ikke om dette tiltag også forbedrer sandsynligheden for at bæveren benytter en faunapassage.
Hvis en bæverbestand har kerneområder, hvor der er etablerede faunapasager eller hvor
der ikke er trafik, vil trafikdrab normalt ikke true bestanden, men det er sandsynligt at spredningshastigheden
til områder med trafik bliver lavere og at etableringen i disse områder vil
gå langsommere. Generelt vil trafikdrab ikke true en dansk bæverbestand, og hvis der etableres
faunapasager kan problemet næsten elimineres. I udsætningsfasen, og hvor der er tale om
små isolerede bestande, er det dog vigtigt, at dette problem følges nøje (MacDonald et al.,
1995).
- Fragmentation af bestanden er en alvorlig trussel, men på kort sigt kun hvis de enkelte bestande
er mindre end 30 – 40 dyr. Ved bestandsstørrelser mellem 30 og 200 dyr skal man
være opmærksom på at den genetiske variation for hver generation mindskes betydeligt (se
side 57).
Hvordan vurderes mængden af vinterføde? Den føde der søges kortlagt i dette speciale findes i
en meget varieret naturtype. De vedplanter der er potentielle fødeemner indgår i mange forskellige
typer bevoksning. Der er enkeltstående træer, hegn, småkrat, moser, haver, vildtremisser,
løvskove og blandingsskove. Mange arealer er under tilgroning og/eller bliver måske ryddet
med jævne mellemrum. Dette kombineret med at føden skal være indenfor passende afstand af
tilstrækkelig vand gør det til en opgave med flere vanskeligheder.
− Hvilke kriterier anvendes for hvad der er tilstrækkeligt vand?
17

− Hvordan findes de relevante føde områder?
− Hvordan vurderes kvaliteten af de udvalgte arealer?
Disse problemer er søgt løst på to forskellige måder, med Polygon Metoden og med GIS Metoden.
Polygon Metoden
Ved denne metode har det været nødvendigt at afveje ønsket om at dække det størst mulige areal
imod at opnå den bedst mulige kvalitet i de kortlagte områder. Metoden er meget tidskrævende
både med hensyn til feltarbejde og kortlægning ved computeren. Det har derfor været nødvendigt
at begrænse arealet til 12 fuldstændigt undersøgte vandsystemer og 2 delvis undersøgte
vandsystemer. Samt at kun gennemføre feltarbejdet fuldstændigt for 10 af disse samt for de
centrale dele af Skjern- og Guden å-systemet.
18

Figur 5. De områder der er undersøgt med Polygon Metoden er markeret med tyk signatur. Omkring Flynder
Å er åerne Damhus Å, Fåremølle Å, Klostermølle Å og Bredkær Bæk også undersøgt.
Kriteriet for at vælge at undersøge disse områder er forskellige. Flynder Å, Omme Å (Skjern Å),
Guden Å og Arresøsystemet er de af Skov- og Naturstyrelsen i første omgang udvalgte udsætningsområder.
De tre områder på Sydsjælland (Åmose Å, Tude Å og Suså) og Odense Å er
valgt fordi de er kandidater til senere udsætninger. Damhus Å, Fåre Mølle Å, Kloster Mølle Å
og Bredkær Bæk er vandsystemer hvortil spredning er mulig fra bestanden ved Flynder Å. Store
Å og Karup Å er mulige områder hvortil spredning senere kan ske fra Flynder Å, men de er
samtidigt nøglen til hvorvidt der på længere sigt kan blive en sammenhængene bestand i Jylland.
De udvalgte vandsystemer er efter min mening de mest interessante men ikke de eneste. Der er
flere kandidater for spredning og til udsætning, der ikke er medtaget.
Flere store vandsystemer i den sydlige del af Jylland er udeladt mest af tidsmæssige åresager. En
lang række mindre systemer som bæveren kunne spredes til fra de foreslåede udsætningsområder
er ikke undersøgt, da de ikke skønnes at have afgørende betydning for en bestand. Flere lokaliteter
som kunne være kandidater til mere kuriøse udsætninger er også udeladt, f.eks. Mølleåen
og Amager Fælled i Storkøbenhavn eller Blykobbe Å og Læså på Bornholm.
Metode
Polygon Metode er baseret på, at der på baggrund af 4 cm kort og farveluftfoto i GIS programmet
Map-info udtegnes polygoner der dækker områder med hvad der ligner egnet vegetation.
Det er ofte muligt at genkende nåletræersplantager, og disse medtages ikke. Det er et problem at
de anvendte luftfoto er fra 1995 og at nyligt tilgroede områder derfor ikke kan identificeres.
Dette og andre problemer behandles senere. Terrænets topografi der ses på 4 cm kortets højdekurver
tages i betragtning når polygonerne tegnes til en afstand af ca. 100 meter fra vandkanten.
Udtegningen af polygonerne blev foretaget med samme-zoom niveau i alle landsdele for at få
kortlægningen så ensartet som muligt. For at spare tid blev et stort område med spredte træer
tegnet som et mindre område, en smal række træer på begge sider af en å tegnet som en tyk
række på den ene side og arealet af mindre søer blev medtaget i de tegnede polygoner. Haver og
bevoksninger ved rensningsanlæg eller dambrug er ikke medtaget da de normalt er hegnet eller
vil blive det.
20

Figur 6. Ved udtegningen af polygonerne blev anvendt 4 cm. kort og farveluftfoto. Til højre ses de udtegnede
polygoner og deres størrelse i ha samt et datalag med åre. © Kort- og Matrikelstyrelsen.
Bæverens evne til at omdanne landskabet skaber et dilemma. Når en bæverbestanden først
kommer til et område er der en naturlig eller menneskeskabt vandstand og der vil kun fourageres
i nærheden af relativt dybt vand. Men på langt sigt kan der opstemmes store søer og graves kanaler
ind i moser, så den mængde vegetation der er tilgængelig øges betydeligt. Men hvad skal
der så kortlægges, det der er umiddelbart tilgængeligt eller det der kan nås med et maksimum af
konstruktioner? Et af opgavens vigtigste mål er at hjælpe med at udpege udsætningssteder og
her er det af stor betydning at føden er umiddelbart tilgængelig. Men et andet mål er at anslå bærekapaciteten
og til dette vil det være mere rimeligt at kortlægge med muligheden for konstruktioner
i betragtning. I praksis er det imidlertid vanskeligt at forudsige hvor der kan og vil blive
bygget og hvor det vil blive tilladt. Der er også det aspekt, at når bæveren kommer til et område
vil det være tilstrækkeligt, at der første år er adgang til vegetationen tæt ved vandet. Senere når
der bliver brug for mere føde vil der have været tid til at lave de nødvendige konstruktioner så
mere føde bliver tilgængelig. Derfor er der i kortlægningen medtaget områder der er ikke er
umiddelbart tilgængelig f.eks. i moser er polygonerne tegnet mere end 100 m brede da det er
mulighed for kanaler og åer med for lille vanddybde er medtaget da der kan bygges dæmninger.
Kun søer og åer, som er i forbindelse med den centrale del af systemet er medtaget. Forbindelsen
skal være af en sådan type, at bæveren let kan finde frem til alle de områder, der er medtaget
i kortlægningen. Hvis en sø f.eks. er adskilt fra resten af systemet med en længere rørlagt åstrækning
er der ikke tegnet polygoner ved den, da disse fødeområder ikke vil være tilgængelige
for bæverbestanden ved åsystemet. I nogle skove og moser findes et meget stort antal grøfter,
der i praksis ikke indeholder vand og derfor ikke kan benyttes af bæveren. For at undgå at medtage
disse i kortlægningen blev det besluttet at anvende signaturen på 4 cm kortet for åer over
2,5 m som kriterium for hvilke vandløb der skulle medtages i kortlægningen. Hvis topografien
21

og antallet af forgreninger eller feltarbejdet gav grund til at tro, at åer med signaturen under 2,5
m kunne anvendes af bæveren blev kortlægningen forsat typisk 500 – 1000 m.
Figur 7. Til venstre ses en å mindre end 2.5 m der er medtaget i kortlægningen da topografien antyder at der
er tilstrækkelig vandføring. Til højre ses en skov med grøfter der ikke er medtaget. Kortene er i samme målestok.
© Kort- og Matrikelstyrelsen.
Oversigtskort
På figur 8 ses de udtegnede polygoner. Der ses også de danske kystlinjer og vandskellene til de
største vandsystemer. Vandskellene til de vandsystemer der er undersøgt med Polygon Metoden
er ekstra markeret. Som det ses er det kun er Odense Å opstrøms Odense og den øvre del af Tuse
Å der er kortlagt i disse vandsystemer. Ved de andre vandsystemer er det forsøgt at medtage
alt potentiel fødevegetation.
22

Figur 8. Oversigtskort med kystlinjer og vandskellene til de største vandsystemer.
24

Bedømmelsen af vegetationens kvalitet.
Ved Polygon Metode blev kvaliteten af vegetationen i områderne vurderet for at bedømme i
hvor stor udstrækning vegetationen kan udnyttes af bæverne. For at den indsamlede information
om vegetationen kan gengives på kort i et rimeligt størrelsesforhold tillægges hvert område en
værdi for dens optimalitet som bæver vinterføde. Sådan at en værdi fra 0 til 100 angiver i hvor
stor udstrækning føden kan udnyttes. Denne værdi tager bæverens føde præferencer og potentialet
for genvækst i betragtning. El og nåletræer spises næsten ikke og deres andel bidrager derfor
ikke. Den potentielle genvækst er for poppel, pil og birk så god at disse arters andel bidrager
mest til værdien. Årsagen til at der skelnes mellem stamme diametre over og under 20 cm skal
findes både i bæverens føde præference og i den potentielle genvækst.
Efter grundige overvejelser er kriterierne for denne optimalitets-værdi blevet valgt som følger:
Den procentvise andel af Populus sp. +
Den procentvise andel af pil og birk, mindre end 20 cm i diameter. +
To tredjedele af den procentvise andel af pil og birk, større end 20 cm i diameter. +
Halvdelen af den procentvise andel af andre løvtræer undtaget el, mindre end 20 cm i diameter. +
En fjerdedel af den procentvise andel af andre løvtræer undtaget el, større end 20 cm i diameter. =
Optimalitet
Disse optimalitets værdier anvendes til en automatisk farveudtegning af de tegnede polygoner. I
Map-info programmet farvelæges polygonerne med 10 røde farver fra lyse til mørke nuancer.
Det der blev bedømt ved feltarbejdet var:
− om områderne havde den forventede vegetation
− om de var tilgængelige for bæveren fødesøgning
− deres optimalitet og
− hvilke træarter de indeholdt.
Det blev vurderet ved feltarbejdet hvad den procentvise fordeling af træarterne i polygonerne
var. Dette blev skønnet til nærmeste 5 procents værdi. I en kategorien ”Ubestemt” blev træarter
der ikke blev bestemt, træarter med mindre end 5 procents forekomst samt usikkerheden i vurderingen
samlet. Sådan at hvis kun halvdelen af et område kunne besigtiges vil ”Ubestemt”- kategorien
indeholde mindst 50 %. På det anvendte feltskema var der rubrikker til pil (Salix sp.),
birk (Betula sp.), el (Alnus sp.), bævreasp (Populus tremula), andre poppel arter (Populus sp.),
nåletræ (Pinus sp. og Picea sp.), eg (Quercus sp.), bøg (Fagácear sylvatica) og hassel (Corylus
avellana). Hvis andre arter end disse blev fundet blev deres andel også tilskrevet kategorien
”Ubestemt”.
Der blev på feltskemaet ikke registreret alle de oplysninger der er nødvendige for senere at beregne
optimalitetsindekset da dette blev bestemt under selve feltarbejdet. Den præcise beregningsmodel
blev opstillet da det var ønskeligt at data var reproducerbare og træarterne blev regi
26

steret for at de kunne anvendes til cirkeldiagrammerne sådan at hvis læseren var uenig med beregningsmodellen
kunne man danne sig sin egen vurdering for de vigtigste områder.
Det ville være praktisk uoverkommeligt at angive træarter med cirkel- eller søjlediagrammer for
alle områder da dette ville kræve et størrelsesforhold på kortene der ville medføre at der skulle
trykkes urimeligt mange kort for at dække de interessante arealer. Cirkeldiagrammer er lavet for
nogle bevoksninger (Se side 30).
Ved de 14 å systemer blev der tegnet 1603 polygoner. Det var som nævnt ikke muligt at besøge
alle områder af tidsmæssige årsager. Dette var ikke et stort problem da det af pladsmæssige årsager
ikke ville være muligt at medtage så mange kort som det ville kræve at gengive alle de
tegnede områder med den informationer der blev indsamlet ved feltarbejdet. På de arealer der er
dækket af kortene på figur 9 - 14 blev mere end 90 % af områderne besøgt. De resterende der
var for utilgængelige eller for tidskrævende at besøge og blev bedømt udfra luftfoto ved at
sammenligne med områder der var blevet besøgt. De ikke besøgte områder blev bedømt konservativt
og der blev kun angivet træarter når der ikke var tvivl. I alt blev 929 områder vurderet. De
besøgte områder blev normalt vurderet med kikkert fra den nærmeste vej eller ved en kort gåtur
i selve området. Nogle områder ved Arresøen er vurderet fra isen eller fra land i vinteren 1998-
1999 men resten af feltarbejdet er udført sidst på sommeren og i efteråret 1999.
Dette er signaturforklaringen til de
efterfølgende kort ( figur 9 – 14 ).
27

Figur 9. Arresøen og de åer der løber til Arresøen. Med bæverfødeområder farvelagt efter kvalitet og arealer
angivet i hektar.
28

Figur 10. Odense Å opstrøms Odense. Med bæverfødeområder farvelagt efter kvalitet og arealer angivet i
hektar.
29

Figur 11. Den centrale del af Susåen. Med bæverfødeområder farvelagt efter kvalitet og arealer angivet i
hektar.
30

Figur 12. Den centrale del af Skjern Å-systemet omkring Omme Å. Med bæverfødeområder farvelagt efter
kvalitet og arealer angivet i hektar.
31

Figur 13. Flynder Å-systemet og de omkringliggende å-systemer. Med bæverfødeområder farvelagt efter
kvalitet og arealer angivet i hektar.
32

Figur 14. Den centrale del af Guden Å-systemet. Med bæverfødeområder farvelagt efter kvalitet og arealer
angivet i hektar.
33

Kort med træarter
For nogle områder er træartsfordelingen angivet
for at illustrere hvilken variation der findes i de
forskellige områder. Som det fremgår er der i
næsten alle områder mange forskellige træarter
hvilket er en bekræftelse af at det ville være
unødvendigt at medtage betragtninger om
ensartethed i optimalitets indekset.
Ved Arresøen findes mange gode områder bl.a.
Ellemosen på ca. 100 ha. Nogle områder, især i
den vestlige del har et uheldigt stort indehold af
el men generelt findes meget god vegetation
hvilket også ses af det vægtede optimalitets
gennemsnit på 61,6.
Figur 16. Træartsfordelingen i områderne i dele af Arresøsystemet. Se figur 15 for signaturforklaring.
© Kort- og Matrikelstyrelsen.
34
Figur 15. Signaturforklaring til kort med
træartsfordeling.

På Fyn ved Odense Å er der et meget stort indehold af el i de fleste mindre polygoner. Dette
medføre en meget lavt vægtet gennemsnitligt optimalitets værdi på kun 46,9 og gør området
mindre egnet end forventet.
Figur 17. Træartsfordelingen i områderne ved en del af Odense Å. Se figur 15 for signaturforklaring.
© Kort- og Matrikelstyrelsen.
Udsætnings området ved Flynder Å, i den nordlige del findes både områder med en egnet vegetation
og områder med meget lav kvalitet pga. et stort indehold af nåletræer. I den sydlige del
findes store områder med pil og i de ret store områder øst for Bækmarksbro er der en ganske
ensartet artssammensætning. Den gennemsnitlige vægtede optimalitet er 64,0.
35

Figur 18. Træartsfordelingen i områderne i dele af Flynder Å systemet. Se figur 15 for signaturforklaring.
Ved Silkeborg er der i mange områder mange store skovtræer og dette medføre at optimalitets
værdien ikke er helt i top. Disse polygoner indeholder normalt en bredzone med pil og birk og
så den bagved liggende skov med eg og bøg. Den gennemsnitlige vægtede optimalitet er kun
36

44,9 men dette betyder ikke at området er uegnet for bæver men at et større areal er nødvendigt
for en familie.
Figur 19. Træartsfordelingen i områderne i dele af Guden Å systemet. Se figur 15 for signaturforklaring.
Reference områder.
For at undersøge i hvor stor udstrækning Polygon Metoden beskriver de faktiske forhold, blev to
områder gennemgået med en væsentlig større præcision. Det blev valgt at genundersøge to områder
der var blevet undersøgt første gang i efteråret 1998 sådan at det samtidigt kunne bedømmes
om der var sket ændringer på de ca. 15 måneder. En å-strækning der gennemløber nogle
mindre moser og en søbred med skov og krat blev valgt så variationen kunne bedømmes. De to
områder blev gennemgået og nye polygoner blev udtegnet alene på baggrund af feltarbejdet.
37

Disse nye polygoner er så små at hver eneste bevoksning får et eget polygon. Det blev samtidigt
vurderet hvilke vandløb og søer der på nuværende tidspunkt var tilstrækkeligt dybe (mere end
50 cm – mørkeblå signatur) og hvor der ellers var vand som bæveren vil kunne følge under sin
fødesøgning (30 til 50 cm - lyseblå signatur).
Figur 20. Til højere ses området kortlagt efter Polygon Metoden og til venstre ses området opmålt med reference
opmålingen. I reference opmålingen angiver den blå streg umiddelbart tilstrækkeligt vand og den lyseblå
streg hvor der er potentiale for tilstrækkelig vand. © Kort- og Matrikelstyrelsen.
Som det ses er der for reference området med søbredden (figur 20), ganske god overensstemmelse
mellem kortet fra december 1998 vurderet med Polygon Metoden og kortet fra marts
2000 vurderet med den forbedrede præcision.
38

Figur 21. Til højere ses området kortlagt efter Polygon Metoden og til venstre ses området opmålt med reference
opmålingen. I reference opmålingen angiver den blå streg umiddelbart tilstrækkeligt vand og den lyseblå
streg hvor der er potentiale for tilstrækkelig vand. © Kort- og Matrikelstyrelsen.
For reference området ved Lyngby Å (figur 21) er der med den forbedrede præcision fundet flere
nye områder. Årsagen til dette er at nogle mindre grøfter ved feltarbejdet i marts 2000 blev
vurderet til at have en tilstrækkelig vandstand til at bæveren ville kunne anvende dem til sin fødesøgning.
Vurdering af de valgte områder med den normale metode og ved den mere præcise gennemgang
giver ret ens resultater. Ved den præcise gennemgang blev nogle grøfter der ellers var blevet
forbigået inkluderet. Dette medførte at et par større bevoksninger kunne medtages ved den mere
præcise gennemgang. Denne problemstilling er i god overensstemmelse med et af de problemer
der er omtalt senere. Nemlig at det er vanskeligt at vurdere hvad der er vand nok og at dette er
en betydelig fejlkilde af stor betydning for kortlægningen i nogle områder.
Der er ikke fundet nogen nævneværdig forskel på resultaterne, når man ser på træarter. De forskelle
der er fundet, skyldes at hvis et område var blevet udtegnet med Polygon Metoden og det
indeholdt en del med en træart og en anden del med en anden træart blev området registreret
som blandet. Ved den præcise registrering blev der udtegnet et område til hver del, sådan at områderne
fremstår som mere rene bevoksninger.
39

Udenlandske områder
Da det ville være interessant at se hvor meget af den type vegetation der er kortlagt med Polygon
Metoden en bæverfamilie i realiteten bruger, blev nogle områder med en kendt bæverbestand
kortlagt. Der blev udvalgt et område i Sverige og et i Tyskland. Det ville være ønskeligt
hvis områderne var af en landskabstypen sammenlignelig med den danske og der fandtes en
betydelig, stabil og vel undersøgt bæverbestand.
Det var ikke muligt at finde et område i Sverige der levede helt op til disse krav. Der fandtes
kun et område der overhovedet var undersøgt og det lå i et skovområde langt nord for Uppsala.
Det var ikke muligt at finde et landbrugsområde med en tæt bestand så et område med en relativ
ny bestand bestående af kun 4 familier blev valgt.
I Tyskland lever det meste af bestanden ved Elben i en landskabstype sammenlignelig med den
danske. Det var i dette område at bæveren overlevede i Tyskland og man har i mange år fulgt
bestanden tæt. Et stort antal frivillige indberetter hvert år hvor og hvor mange dyr der findes område,
og disse oplysninger er anvendt ved valg af undersøgelsesområde i Tyskland.
For disse områder er der udarbejdet kort med samme signaturer som de danske kort efter Polygon
Metoden. På de udenlandske kort er der også angivet udstrækningen af familiernes fødesøgnings
område.
Et ekstra kort i samme størrelse er lavet for Flynder Å området med den nuværende bæverbestands
placering. Feltarbejdet til dette kort, der viser aktivitetsområder for bestanden på ca. 18
dyr, i foråret 2000, er lavet i samarbejde med Lena Bau og Liat Romme Thomsen.
Figur 22. Det danske bæverområde ved Flynder Å og et område i Tyskland. De blå områder er aktive bæverterritorier
og de røde områder er vegetation vurderet med Polygon Metoden. © Kort- og Matrikelstyrelsen. ©
Landesamt für Landesvermassung und Datenverarbeitung.
40

På det danske område (se figur 22 tv.) er der registeret 120,8 ha sumpskov efter Polygon Metoden
med en gennemsnitlig (vægtet) optimalitet på 64,3. De 18 udsatte bævere har fordelt sig på
ca. 6 terriorier og der er i foråret 2000 set mindst end 14 dyr. Der er ingen kendte dødsfald så
bestanden er mellem 14 og 18 dyr. Dette svare til 12,9 ha med en optimalitet på 100 pr. familie.
Der er et meget tilfredsstillende sammenfald mellem vegetations kortlægningen og de territorier
dyrene har valgt. Der er dog en familie der lever i et område hvor der ikke er registreret føde.
I det tyske område (se figur 22 th.) er en bestand på mindst 71 individer fordelt på 24 territorier.
Indberetninger fra 1994 til 1997 har været tilgængelige og det er på det grundlag skønnet hvad
der er den gennemsnitlige bestand for området. En del (4) territorier er beboet af kun et dyr og
det gennemsnitlige antal dyr er kun 3,0 pr. familie. Dette er baseret på hvor mange dyr der er set
samtidigt og er derfor minimums antallet så gennemsnittet er i tilfredsstillende overensstemmelse
med at det opgives at den europæiske bæver i gennemsnit lever i familier på 3,8 dyr (Rosell
& Pedersen, 1999). Der er registeret 274 ha sumpskov efter Polygon Metoden med en gennemsnitlig
(vægtet) optimalitet på 49,3. Der er hvad der svare til 5,6 ha med optimaliteten 100 pr.
familie. Det ses af det tyske kort, at en del familier lever i områder hvor der ikke er registret
vinterføde af betydning men at der generelt er en tilfredsstillende stabilitet i territorie størrelsen
og den mængde kortlagt føde som de indeholder.
Figur 23. To svenske bæverområder. De blå områder er aktive bæverterritorier og de røde områder er vegetation
vurderet med Polygon Metoden. © Lantmäteriverket.
De 4 svenske bæver-territorier der er kortlagt var alle med tegn på stor aktivitet, men der blev
kun observerede bævere ved det ene. Her blev set 3 bævere samtidigt så det samlede antal dyr i
de 4 terriorier er mindst 6 dyr. Det er sandsynligt at der var dobbelt så mange individer eller flere
pga. den store aktivitet. Der er registeret 179,5 ha sumpskov efter Polygon Metoden med en
gennemsnitlig vægtet optimalitet på 58,4. Dette svare til 26,2 ha med en optimalitet på 100 pr.
familie.
Hverken det svenske eller det danske område har tilsyneladende en stabil bestand tæt på områdets
bærekapacitet. Det ser ud som om at bæverne i disse nyligt koloniserede områder er aktive i
mindre områder mens de fastholder afstanden til andre territorier.
41

Problemer ved Polygon Metoden
Polygon Metoden har flere svagheder, nogle bidrager til at overvurdere fødegrundlaget og andre
bidrager til at undervurdere det. Dette medføre at der findes en betydelig usikkerhed på de vurderinger
som kan laves. Man skal derfor være forsigtig med at drage konklusioner om enkelte
dyr eller familiers føde muligheder men huske på at formålet med metoden er at vurdere områder,
å-systemer og landsdele. Det var nødvendigt at kortlægningen havde en udstrækning der
dækkede de relevante områder i Danmark og den begrænsede tid taget i betragtning blev den
bedst mulige metode valgt.
Metoden kortlægger bevoksninger og ikke enkelte træer, buske og hegn. Dette medføre at fødeunderlaget
undervurderes, da områder med meget spredt vegetation ikke medtages i kortlægningen.
Områder med 30 – 80 % kronedække tegnes ofte som mindre områder, men hvis vegetationen
er mere spredt end dette, undervurderes fødeunderlaget.
De anvendte luftfoto er fra 1995 og dette gør at nogen bevoksninger ikke er medtaget, fordi de
ikke kunne erkendes på dette tidspunkt og at andre områder er medtaget i kortlægningen selvom
de i mellemtiden er ryddet. Om dette går lige op er et åbent spørgsmål, men det er nok ikke en
stor fejlkilde selvom det måske kan forventes at der er en tendens til at der sker mere tilgroning i
moser og å-dale. Når denne type fejl er opdaget under feltarbejdet er kortlægningen blevet korrigeret,
men dette har kun været nødvendigt ganske få gange.
Nogle områder kan være hegnet uden dette er blevet opdaget under feltarbejdet og andre områder
kan blive hegnet når der kommer bævere i området. Dette er sikkert en ganske lille fejlkilde
da haver og ligende lokaliteter normalt ikke er medtaget i kortlægningen og da den type vildt
hegn der opsættes omkring nyplantninger sjældent findes på så lavtliggende områder at de er
interessante for bæveren.
En langt større fejlkilde er den anvendt definition på, hvad der er vand nok. En meget stor del af
et vandsystemer har mellem, 50 cm vanddybde og det vandflow der netop er tilstrækkelig til at
en tæt dæmning kan opdæmme en sø. Dette spørgsmål er tæt knyttet til hvorvidt kortlægningen
skal afspejle hvad der er umiddelbart tilgængeligt eller hvad der er tilgængeligt med et maksimum
af konstruktioner. Hvis der var valgt en entydig definition som f.eks. en gennemsnitlig
sommer vanddybde eller et minimums vandflow ville det have været helt uoverkommeligt at i
praksis anvende en sådan definition ved kortlægningen. Som kortlægningen er gennemført med
den anvende definition på baggrund af signaturen angivet på 4 cm kortet, er det et noget konservativt
skøn der sikkert undervurdere mængden af tilstrækkelig vand. Man kan sige at kortlægningen
er ganske tæt på hvad der er umiddelbart tilgængeligt men at den undervurderer hvad der
senere kan blive tilgængeligt.
For at en bæverfamilie vil bosætte sig i et område, må det forventes, at der skal være et vist minimum
af vegetation. Nogle små registrerede områder kan derfor ligge for langt fra andre områder
til at de kan blive udnyttet. Eller hvis der er i et område er føde til lidt mere end en familie
men ikke nok til to vil det overskydende areal måske ikke blive udnyttet. Langt de fleste områ
42

der ligger tæt på andre områder og danner store næsten kontinuerlige fødeområder, så derfor er
dette en minimal fejlkilde.
Store forekomster af åkander kan have betydning som vinterføde men dette er ikke medtaget i
kortlægningen. Dette skønnes også at være en minimal fejlkilde.
Det der kortlægges er vedplanter til vinterføde, men der kan også have betydning hvor meget
ikke vedplante sommerføde der er i et område. I langt de fleste områder er der sikkert rigeligt
ikke vedplante sommerføde og derfor er det muligt at bestands vurderingen generelt er lidt for
lav. I områder hvor der er lidt ikke vedplante sommerføde er det derimod muligt at der er behov
for mere vedplante vegetation end der er indeholdt i beregningsmodellerne. Generelt er det muligt,
at hvis man antager at der er rigeligt ikke vedplante sommerføde så kan fødekravet måske
nedsættes fra de 10 ha til f.eks. 7,5 ha pr. familie i Populations Skøn 1 beregningen. Dette vil
være rimeligt i forhold til Ina F. Andersens fødebehovs beregning men der er valgt at anvende
den i litteraturen ofte angivende værdi på 10 ha. Det er således usikkert om Populations Skøn 1
er f.eks. 25% for lavt på baggrund af dette problem (Andersen, 1997).
En generel kilde til over- eller undervurdering af fødegrundlaget er dybden af polygonerne. Den
afstand bæveren går fra vandkanten er ganske variabel. I kortlægningen er polygonerne tegnet til
mellem 30 og 250 meter fra vander afhængigt af typografien i området. Men det er meget svært
at argumentere for at disse afstande ikke skulle være 10 eller 20 % større eller mindre. Med et
maksimum af konstruktioner er det mest sandsynligt at nogle polygoner skulle være lidt dybere
og at fødegrundlaget derfor er lidt undervurderet udfra dette synspunkt.
Kvaliteten er ved denne metode vurderet på en skala fra 0-100 og det er intentionen at dette skal
angive den udnyttelses grad som bæveren kan have af området. Der er lagt et stort arbejde i at
kriterierne der anvendes i dette index, afspejler dette sådan at et område med kvaliteten 100 kan
give lige så meget føde som et dobbelt så stort område med kvaliteten 50. Hvorvidt dette er lykkedes
er meget vanskeligt at vurdere, og når indekset anvendes til forskellige beregninger på
baggrund af det vægtede gennemsnit for de forskellige områder, må en vis usikkerheden forventes.
Sammenfatning
På trods af de mange fejlkilder giver Polygon Metoden efter min mening et godt billede af fødegrundlaget
i de undersøgte områder. Der er helt sikkert en betydelig forskel på det antal bævere
der kan leve i områder hvor der er registreret lidt føde og i områder hvor der er registeret meget
føde. Metoden giver grundlag for at sammenligne de forskellige vandsystemer og delområder.
Der er også mulighed for at identificere potentielle udsætnings områder, med der må stærkt anbefales
at informationer fra denne metode suppleres med yderligere feltundersøgelser, hvis der
ønskes at arbejde med individ- eller familie- niveau.
I nedenstående tabel er resultaterne af fra de 14 å-systemer der er undersøgt med Polygon Metoden
gengivet. Der er 12 fuldstændigt kortlagte vandsystemer og 2 delvis kortlagte vandsystemer.
43

Feltarbejdet er fuldstændigt gennemført for 10 af disse samt for den centrale del af Skjern åsystemet
og den centrale del Guden å-systemet. Et mindre antal områder er vurderet i Store Å og
disse ligger til grund for denne å’s gennemsnitlige optimalitet. Ingen områder er vurderet i Karup
Å og for denne å er værdien 50 anvendt, som et omtrentligt gennemsnit af Karup Å og Gudenå.
Område Antal Polygoner
Total Areal Gennemsnitlig
Optimalitet
44
Justeret
Areal
Populations
Skøn 1
Populations
Skøn 2
Gennemsnit
Antal Dyr
1 Arresø 65 389,4 63,19 246,1 148,0 167,0 157,5
2 Suså 142 990,1 61,51 609,0 376,2 413,3 394,7
3 Tude Å* 22 174,6 60,36 105,4 66,4 71,5 68,9
4 Åmose Å 41 314,0 64,63 202,9 119,3 137,7 128,5
5 Bredkær Bæk 6 6,7 73,88 5,0 2,6 3,4 3,0
6 Damhus Å 15 48,4 61,74 29,9 18,4 20,3 19,3
7 Flynder Å 41 120,8 64,27 77,6 45,9 52,7 49,3
8 Fåremølle Å 12 9,5 43,26 4,1 3,6 2,8 3,2
9 Klostermølle Å 8 10,5 60,43 6,4 4,0 4,3 4,2
10 Store Å 233 526,1 55,32 291,1 199,9 197,5 198,7
11 Karup Å 152 483,5 50,00 241,8 183,7 164,0 173,9
12 Guden Å 399 1754,2 45,47 797,7 666,7 541,3 604,0
13 Omme Å 300 2225,5 54,44 1211,5 845,7 822,1 833,9
14 Odense Å* 72 387,3 44,07 170,7 147,2 115,8 131,5
* kun delområde 7440,6 3999,0 2827,5 2713,6 2770,6
Tabel 1. Beregning af de undersøgte områders bærekapacitet på baggrund af Polygon Metoden.
Det var intentionen at man på baggrund af denne metode skulle kunne komme med et bud på de
forskellige områders bærekapacitet. I kolonne ”Justeret areal” i ovenstående tabel er arealet for
hele området justeret ved at gange med det vægtede optimalitets gennemsnit (og dividere med
100) for de undersøgte områder i det samme å-system.
To metoder ligger lige for til vurdering af de undersøgte områder.
- Den ene er at følge litteraturen og antage at en familie i gennemsnit skal bruge 10 ha tilgængelig
ved-vegetation uafhængigt af kvaliteten. Med 3.8 dyr i hver familie giver det de populations
størrelser der er angivet i kolonnen ”Populations Skøn 1”.
Total Areal (ha) x 0,1 Familie pr. ha x 3,8 Dyr pr. familie = Populations skøn 1.
Regneeksempel for Arresø: 389,4 x 0,1 x 3,8 = 148,0 Dyr.
- Den anden metode er at anvende det resultat at i det undersøgte tyske område havde en familie
i gennemsnit hvad der ville svare til 5,6 ha vegetation med en optimalitet på 100. At
kun resultatet fra det tyske område anvendes i denne sammenhæng skyldes at både det danske
og de svenske områder ikke har en bestand nær deres bærekapacitet. Med 3,8 dyr i hver
familie giver det de populations størrelser der er angivet i kolonnen ”Populations Skøn 2”.
Justeret areal (ha) x 5,6 -1 Familie pr. ha x 3,8 Dyr pr. familie = Populations skøn 2.
Regneeksempel for Arresø: 389,4 x 5,6 -1 x 3,8 = 167,0 Dyr.

Som det ses er de to populations skøn meget ens. Men det er ikke rimeligt at forvente at metoden
er så præcis at bærekapaciteten skal findes i intervallet mellem de to skøn. Det er intentionen
at kortlægningen skal angive hvad bærekapaciteten er med en moderat mængde konstruktioner.
Det angivende gennemsnit må forventes at være et godt konservativt bud på områdernes
bærekapacitet.
45

GIS Metode - Automatisk kortlægning
Ved denne kortlægning anvendes eksisterende geografiske databaser til at generere kort med
potentielle bæverføde. Disse kort skal dække hele Danmark. Der er intentionen at der ved at
sammenligne kort fra GIS Metoden med kort fra Polygon Metoden kan drages konklusioner om
hvorvidt de områder der ikke er undersøgt med Polygon Metoden er af samme kvalitet som dem
der er undersøgt. Herved kan yderlige potentielle udsætningssteder identificeres og det bliver på
baggrund af den estimerede bærekapacitet, for de områderne der er undersøgt med Polygon
Metoden, muligt at anslå den samlede bærekapacitet for Danmark.
For at vurdere Skotland som muligt bæverhabitat har en ligende metode været anvendt. Her
udelukkede man først områder over 400 m, vandløb med over 2 % hældning, vandløb med tidevands
påvirkning og det industrielle område i Sydskotland. I Danmark er det ikke nødvendigt at
foretage ligende udelukkelser da næsten ingen vandløb ville blive udelukket med disse kriterier.
I Skotland var der meget dårlig overensstemmelse mellem det datalag der indeholdt vandløb og
søer og det datalag der indeholdt vegetations data. Dette skyldes måske at der var anvendt forskellige
projektioner. Der var op til 800 meters forskel på placeringen af punkter i de to typer
datalag. Derfor var det nødvendigt at anvende en bufferafstand på 500 m for at være sikker på at
vegetation tilgængelig for bæveren ville blive medtaget i kortlægningen (Webb, French &
Flitsch, 1997).
Til den automatiske kortlægning af Danmark er anvendt to eksisterende geografiske data set på
vektorform udarbejdet af Danmarks og Grønlands Geologiske Undersøgelse som indeholder alle
åstrækninger og større søer i Danmark. Disse data set stammer fra 1998 (søer) og 1994 (åer).
Med en kommando i Map-info programmet lægges en buffer på 100 m om disse ferskvandssystemer,
for at angive hvad der er tilgængeligt for bæverens fourasering. Det er så meningen at
der med denne buffer skal udvælges vegetations typer fra andre datalag som indeholder potentiel
føde. Ved denne metode er det ikke muligt at vurdere vegetationens kvalitet som bæverføde men
der anvendes fortrinsvis datalag med løvskov.
Valget af en 100 m buffer er et kompromis. Langt hovedparten af bæverens fødesøgning finder
sted mindre end 20 m fra vandet men hvis en så lille buffer skulle anvendes ville det blive svært
at se de meget smalle områder ved et rimeligt størrelsesforhold på de tegnede kort. Det ville
heller ikke være hensigtsmæssigt at undlade en meget stor del af den føde der rent faktisk er tilgængelig,
ide bæveren kan søge føde mere end 20 m fra vandet. Der kunne også være valgt en
buffer på 200 m da dette er den maksimale afstand en bæver vil gå ind land. Men det at søge føde
så langt fra vandet er ganske ekstraordinært så det virker ikke rimeligt at inkludere alt den føde
det findes op til denne afstand. Hvis en 200 m buffer eller en 500 m buffer som i den skotske
kortlægning, var blevet valgt kunne man have argumenteret med at det var en repræsentation af i
hvilke områder der fandtes ”å-nær skov” og at koncentrationer af ”å-nær skov” ville indikere at
der nok også fandtes koncentrationer af tilgængelig føde. Datas nøjagtighed og mulighederne for
gengivelse gjorde valget af en 100 m buffer til et rimeligt kompromis.
46

CORINE-ADK
Det ville være ønskeligt hvis der fandtes et datalag med løvtræer i en meget god opløsning.
Dansk Aarealdata Kontors kortlægning fra 1985 af skove over 5 ha (ADK-data laget) er noget af
det bedste der findes, men i denne kortlægning er der ingen informationer om træarter. Et andet
eksisterende datalag er CORINE databasen fra 1993 der inddeler hele Danmark i vegetationstyper
med en mindste polygonstørrelse på 25 ha. I CORINE er der kategorier for løvskov, nåleskov
og blandet skov og mange tilgroede moser er indeholdt i kategorien ”Transitional woodland-scrub”.
Det er en svaghed at mindre krat, hegn og småskove normalt er for små til at være
medtaget i disse kortlag. Der er derfor ikke tvivl om at en stor del af de vedplanter der er potentiel
bæverføde ikke er medtaget i disse datalag. Det der er medtaget er reelle skove og store krat
. Det kan desværre ikke forventes at der et konstant forhold mellem f.eks. store skove og mindre
krat fra landsdel til landsdel. Men det stadigt interessant at se hvordan føden fra de medtagede
vegetationstyper fordeler sig i landet.
Det blev valgt ved udtegningen at lade laget med løvskov ligge øverst med en grøn farve sammen
med ”Transitional woodland-scrub” laget repræsenteret med en rød farve. Under disse ligger
laget med skove over 5 ha med en blå farve. Dette lag er både gammelt og indeholder alle
træarter men da dets opløsning er så meget bedre måtte det medtages for at få flere af de små
bevoksninger med.
LCM datalaget
For at kunne tilskrive areal-anvendelse til områderne i AIS (Area Information System) kortlægningen
er der af DMU i 1999 udarbejdet et areal-anvendelses kort over hele landet på baggrund
af satellitfoto fra perioden 1992 - 1997. Dette kort som kaldes LCM (Land Cover Map) har en
pixelstørrelse på kun 25x25 meter og opererer med 11 kategorier. De kategorier der er interessante
i forbindelse med bæverføde er kategorien for krat ”scrub woodland” og kategorien for
løvskov ”deciduous forest”.
De to interessante kategorier blev farvelagt med en grøn farve til løvskoven og en rød farve til
krattet. Til denne farveændring af raster billede blev udført i programmet Arc-View og data blev
eksporteret som en tif-fil. I Map-info blev den å- og sø nær vegetation udvalgt med de samme
bufferzone som blev anvendt til CORINE-ADK lagende.
Desværre var der det samme problem ved anvendelsen af LCM datalaget som der tilsyneladende
havde været ved kortlægningen i Skotland. Kortlagende var ikke i samme projektion og problemet
kunne ikke løses på den tilgængelige tid. Det var dog muligt at opnå tilstrækkelig overensstemmelse
(10-20 meter) for mindre kortudsnit og sådanne kort ses på figur 25, figur 26 og figur
28. Af to grunde var dette ikke et stort problem: For det første er der et overraskende stort sammenfald
mellem de CORINE-ADK baserede kort og de LCM baserede. Det ses på de mindre
kortudsnit at der langt de fleste steder er fundet ca. de samme mængder vegetation og på de
samme steder. For det andet ville det være vanskeligt at gengive et landsdækkende LCM baseret
kort uden at anvende urimelig mange eller upraktisk store print pga. den lille pixelstørrelse der
giver en meget diffus karakter.
47

Figur 24. Skove og krat nærmere søer og åer end 100 m. CORINE-lagende 3.3.1 (grøn) og 3.2.4 (rød) samt
ADK-laget (blå).
48

Figur 25 LCM kortudsnit af Nordsjælland med bl.a. Arresøsystemet og Sydsjælland, begge kort med vandskel.
49

Figur 26. LCM kortudsnit af den centrale del af Gudenå omkring Silkeborg og Odense Å, begge med vandskel.
50

Problemer
Anvendelsen af disse GIS genererede kort indeholder flere problemer. Når man anvender kortlag
som andre har lavet er man afhængig af de valg og løsninger som de har gjort. Når man
f.eks. vælger at anvende kortlægningen af vandløb har man ingen indflydelse på f.eks. hvor små
vandløb der er medtaget eller hvorvidt der er medtaget rørlagte strækninger. Men alternativet er
at selv foretage en ny kortlægning hvilket er helt uoverkommeligt. Man får således let adgang til
store data mængder, men man har ikke kontrol over dataenes præcise specifikationer (Mulder,
1988).
Et andet problem er at de datalag man anvender normalt har en vis alder. Når man som i denne
kortlægning forsøger at give et overordnet billede af en tilstand, er det ikke det store problem at
der er sket mindre ændringer. Men det er nødvendigt at vurdere om der er sket en generel ændring.
Det kunne tænkes at der af samfundsmæssige grunde var sket en generel tilgroning af ånære
marginaljorder. Eller man kunne tænke sig at en sådan udvikling kun var sket i nogen
landsdele f.eks. pga. udviklingen i landbruget. Der er f.eks. ikke meget malkekvæg tilbage på
Sjælland hvilket måske her har accelereret tilgroningen af marginale landbrugsarealer.
Hvordan forholder det sig så med oplysningerne i de datalag der er anvendt i denne undersøgelse?
Som allerede nævnet er skovkortlægningen fra 1985 og CORINE-laget både gamle og upræcise.
Lagene med åer og søer er sikkert hovedsageligt korrekte men det er lidt uheldigt at kun
søer over 3 ha er medtaget. De satellitgenerede kort er både nye og har en meget fin opløsning.
Men den teknik der er anvendt til tolkningen af satellitfotoerne er vanskelig af vurdere. Der er
dog lagt et stort arbejde i at verificere de tolkninger som det anvende software har foretaget. Det
er også min opfattelse at LCM kortlægningen giver et godt billede af den relevante vegetation
efter at have sammenlignet kortlægningen med de områder jeg kender fra mit feltarbejde.
Et særligt uheldigt problem er at der med LCM kortet i
realiteten ikke er tale om en kortlægning men om 7 forskellige
kortlægninger der er stykket sammen til et kort.
Dette skyldes at hver af de anvendte satellit foto kun
dækkede en del af landet. For hvert delområde er der
anvendt 2 foto fra forskellige årstider. Men for nogle
områder er det et forårs foto og et sommer foto og for
andre områder er det et sommer foto og et efterårs foto.
Det har derfor været nødvendigt med nye beregninger
og feltundersøgelser for hvert område. Dette medføre at
selvom alt er checket og dobbeltchecket og der måske
er mere end 80 % sande tolkninger i hvert område er
denne kortlægning ikke særligt velegnet til at sammenligne
områder der er kortlagt på baggrund af forskellige
fotoserier.
51
Figur 27. De 7 områder der udgør LCMkortlægningen
(Groom & Aude, 1999).

Sammenfatning
Denne automatiske kortlægning har på en stor skala givet en indikation af hvor man kan forvente
at der findes bæverføde. De LCM baserede kort har i nogen udstrækning bekræftede at de
CORINE-ADK baserede kort på trods af de ganske gamle data stadig indeholder den ønskede
information. Det CORINE-ADK baserede kort indikerer at der generelt er mest tilgængelig vegetation
i Østjylland og på øerne. Især Gudenåen og den vestlige del af Susåen ser interessante
ud. Mens Bornholm og Lolland i forhold til deres størrelse tilsyneladende har et ganske højt bæverføde
indehold. De Sydjyske åer der afvandrer mod vest er blandt de vandsystemer der tilsyneladende
indeholder mindst tilgængelig vegetation.
Figur 28. Bæverføden på Bornholm kortlagt med de to automatiske metoder. Til venstre med CORINE-
ADK metoden og til højre med LCM metoden.
52

Sprednings grænser
For at kunne vurdere i hvilket omfang spredning mellem de relevante områder er mulig, har jeg
identificeret en lang række steder hvor spredning mellem vandløbssystemer syntes mest sandsynlig.
Disse spredningsveje ligger på vandskellene mellem de undersøgte områder og på vandskellene
til andre særligt interessante områder.
Bæverens koloniserings potentiale vurderes normalt som ret begrænset når det handler om
spredning fra et vandsystem til et andet. Når det handler om spredning inden for et vandsystem
er det ikke unormalt at unge dyr vandrer ret store afstande. Det er isært vandring nedstrøms hvor
der kan tilbagelægges ganske store afstande. Den gennemsnitlige sprednings afstand for ungdyr
ved Elben er opgjort til 26 km (Heidecke, 1984) mens i Schweiz vandre de fleste bævere mellem
10 og 20 km når de forlade forældreterritoriet. Fra Norge angives den normale spredningsafstand
til 8 – 10 km og data fra den Canadiske bæver viser at den gennemsnitlige spredningsafstand
for hanner er 3,5 km og for hunner 10,2 km. Spredningsafstande på op til 120 km kendes
fra Tyskland, 113 km fra Schweiz og den længste afstand der er kendt er 340 km (MacDonald et
al., 1995). Efter udsætningen af bævere i Klosterheden Statsskovdistrikt i 1999 vandrede et dyr
16,8 km fra udsætnings stedet til den fjerneste del af vandsystemet.
Hvis der findes føde nok går bæveren sjældent mere end 200 m fra vandet og kommer derfor
sjældent til andre vandsystemer. Generelt er der ingen teori for hvad der får ungdyr til at forlade
forædlernes territorium eller for hvad der igangsætter lange vandringer. Men når ungdyr forsøger
at finde et ledigt territorium og er stærkt presset af de ofte hårde kampe med andre territoriehævende
artsfælder er det langt mere sandsynligt at dyr finder frem til nye områder. Der findes
ingen opgørelse over spredningsafstande over land eller over hvilke indflydelse landskabstypen
eller forhindringer har på sandsynligheden for at spredning sker over en given afstand. Der er
dokumenteret at bæveren kan vandre lange distancer over land da man i flere tilfælde har fundet
bævere flere km fra nærmeste vandløb eller sø og en enkelt gang mere end 10 km (Rosell & Pedersen,
1999).
Det må forventes at der er en sammenhæng mellem f.eks. den afstand der er mellem vandløbene
i to vandsystemer og den sandsynlighed der er for at spredning sker fra det ene vandsystem til
det andet. Andre faktorer der må forventes at indgå som parametre i sandsynligheden for spredning
er antallet af forhindringer som veje og jernbaner, områdes topografi og afstanden til det
nærmeste område hvor der kan leve en bæverfamilie. Det er rimeligt at antage, at afstanden til
nærmeste område hvor der kan leve en bæver har størst betydning på den side af vandskelet,
hvor der findes en bæverbestand, men da det er ønsket at denne klassifikation af overgange er
uafhængig af vandringsretningen er der set bort fra dette forhold.
Overgange
En lang række punkter på vandskellene blev ud fra kort og databaser identificeret. Punkterne
blev valgt på steder hvor det syntes særligt sandsynligt at spredning fra et vandsystem til et andet
kunne ske. Det der i første omgang lå til grund for udvælgelsen var afstanden mellem vand
53

løbene i de forskellige systemer samt forekomsten af særlige forhindringer som f.eks. byer. Et
datalag med vandskel og et med vandløb samt 4 cm kort var grundlag for valget af de 58 punkter.
Rankning
Det vil være urimeligt at tro at der på baggrund af den ovennævnte begrænsede viden kan beregnes
en sandsynligheden for spredning som f.eks. sandsynligheden pr. år eller antallet af år der
vil gå til en vandring sker, når der er så begrænsede kilder om dette emne. Men det er på baggrund
af de ovennævnte betragtninger muligt at komme med en vurdering af hvor der en større
og hvor der er mindre sandsynlighed for spredning. Derfor er det valgt at lave en rankning af
overgangene indbyrdes så man kan vurdere hvilke områder der er mere og hvilke der er mindre
sammenhængene.
Det blev valgt at tilskrive en værdi til hver overgang. Denne værdi er baseret på afstands ækvivalenter.
Sådan at et parameter er afstanden i meter mellem vandløbene og de andre parametre
er opgjort i samme enhed. En vej eller jernbane er vurderet til at udgøre samme forhindring som
en afstand på 1000 m (motorvej = 3000 m), en højdekurve er lig 100 m o.s.v. På denne måde får
de overgange der er lettest at passere en lav værdi og de overgange der er svære at passere en
høj værdi. Valget af parametre og den betydning de tillægges er baseret på et skøn og er ikke
underbygget af data eller undersøgelser men det må alligevel forventes at rankningen repræsentere
et rimeligt billede af muligheden for vandring mellem vandsystemerne.
De præcise kriterier for bedømmelsen og de værdier der er tilskrevet:
Afstanden i meter mellem punkter på de to vandløb.
Hvis vandløbet er angivet med den tynde signatur på 4 cm kortet tillæges en værdi på 500 da
det med stor sandsynlighed kun er en grøft og derfor ikke er primært levested for bæveren.
Veje der er angivet med en rød signatur på 2 cm kort og jernbaner giver et tilæg på 1000 og
motorveje et tillæg på 3000 (motorveje er sikkert en næsten total barriere).
En tiendedel af afstanden til nærmeste, med Polygon Metoden registrerede område med ca.
10 ha føde. Sådan at hvis der er 5000 m til der nærmeste polygon der kunne indgå i et egnet
territorium tilægges værdien 500 (dette er et ret ubetydeligt tillæg, men det er også usikkert
hvor stor betydningen af dette parameter er).
For hver højdekurve fra 4 cm kortet der skal krydses under en eventuel vandring gives et
tillæg på 100 (igen et ret ubetydeligt tillæg da det er usikkert hvor stor betydningen er).
54

Områderne blev fundet i programmet Map-Info og her blev der oprettet en liste der refererede til
deres geografiske placering. Denne liste blev flyttet til et regneark. Beregningen af værdierne
blev foretaget i et regneark og derefter flyttet tilbage til Map-info hvor der på baggrund af værdierne
beregnet i regnearket blev udtegnet et kort hvor størrelsen af en cirkelsignatur angiver
hvor let overgangen kan passeres. Da det var ønsket at en stor signatur skulle vise at det var en
overgang der let kunne passeres var det nødvendigt at vende værdiskalaen, inden dataene blev
flyttet til Map-info da denne funktion ikke er særlig avanceret i dette program. For at få en større
spredning i størrelsen af signaturerne var det også nødvendigt at gange hver værdi med sig selv.
55

Figur 29.
56

Vurdering
På figur 29 ses de vurderede overgange på de udvalgte vandskel. Hvis et vandskel er undersøgt,
er alle overgange vurderet, hvis de kunne medføre en signatur, der ville kunne ses.
Der er tilsyneladende gode spredningsmuligheder fra Flynder Å til de omkringliggende åer og
videre til Store Å. Det er muligt at det er et problem, at udvandrerne fra Flynder Å vil slå sig
med i Damhus Å og at der pga. Damhus Å’s lille størrelses kun kan ske en meget begrænset udvandring
til Store Å’en herfra. Måske vil der komme så få dyr til Store Å, at der ikke vil ske
kolonisering; men i betragtning af de ganske gode spredningsveje, de relativt små afstande og da
det også er muligt, at dyr kan vandre den direkte vej fra Flynder Å gennem Nissum fjord til Store
Å, må en relativ hurtig spredning forudsiges.
Fra Store Å’en er der halvgode spredningsmuligheder til Karup Å og halvdårlige spredningsmuligheder
til Skjern Å. Der er tilsyneladende ikke muligheder for spredning direkte fra Store Å
til Gudenåen og hvis der sker vandring mellem Karup Å og Gudenåen bliver det sandsynligvis
ved Bølling Sø.
Der er tilsyneladende gode spredningsmuligheder mellem Skjern Å og Gudenåen og fra disse
åer mod syd er der halvdårlige muligheder.
Spredningsmulighederne på Fyn er ikke vurderet.
På Sydsjælland er der halvdårlige spredningsmuligheder mellem de tre store åsystemer. Ved Arresøen
er der meget langt gennem Gribskov mod øst og en god overgang mod syd til Havelse Å
som desværre indeholder meget lidt føde. Hvis bæveren ikke kan vandre i saltvandet i Roskildefjord
er det meget vanskeligt at se hvordan det skal være muligt at forcere området mellem Købenkavn,
Roskilde og Køge. Dette trekantområde indeholder kun små vandsystemer, lidt føde
og så meget by og så mange trafikanlæg at det sikkert er en total barriere.
57

Resultater
Når man skal opgøre en landsdels bærekapacitet er det fra et genetisk synspunkt ikke særligt interessant
hvor mange dyr der totalt kan leve i en sådan landsdel. Det der er interessant er, hvor
mange dyr der udveksler gener med hinanden.
Man må forvente at der på længere sigt vil ske vandringer fra vandløbssystemer med en tæt bæverbestand
til omkringliggende vandløbssystemer og at dette i første omgang vil medføre deres
kolonisering. Senere vil der vil der ske en udveksling af gener mellem bestande i nærtliggende
vandsystemer.
Der skal ikke meget vand og føde til for at der kan leve en bæver i et område. Men en bestand
med kun en bæver har ikke meget fremtid. Hvis et område har plads til 2 – 3 bæverfamilier vil
der efter en kolonisering normalt gå flere tiår inden bestanden igen forsvinder. For at et område
kan opretholde en bestand der både er livskraftig og som regelmæssig kan bidrage med gener til
andre bestande i regionen må det have en hvis størrelse. Hvis området har en rimelig kvalitet er
det nødvendigt med en størrelse der svare til ca. 45 dyr for at der skal være mindre end 10 procents
sandsynlighed for at bestanden uddør i løbet af hundrede år (se afsnit om VORTEX).
Source-sink teorien omhandler systemer af bestande hvor nogle bestande hovedsageligt eksporterer
dyr (source) og andre bestande hovedsageligt modtager dyr (sink) (Forman, 1995). Meget
små populationer vil ofte være sink-bestande da deres ustabilitet medfører at de ofte vil uddø.
Generelt må bestande, hvor frekvensen af udvandring er i samme størrelsesorden som frekvensen
af uddøen, være af mindre værdi for bevarelsen af genetiske variation.
Det er således hovedsageligt i områder af en vis størrelse en bestand både kan overleve, bevare
en genetisk variation og bidrage med denne variation til andre bestande.
Derfor er kun områder over en vis størrelse medtaget ved beregningen af en regions bestandsstørrelse.
De bestandsstørrelser der fremkommer for en region kaldes derfor de effektive bestandsstørrelser
(ikke det samme som Ne fra normal populationsbiologi). Den reelle bestand i en
region som f.eks. Fyn vil sikkert være større end det angivede da der fra de centrale områder vil
vandre dyr ud og kolonisere de små perifere områder (Siegismund, 1993).
Det må forventes at bestandene i de enkelte vandløbssystemer i de valgte regioner vil være mere
eller mindre sammenhængende. Måske ikke sådan at der kan kompenseres for en høj dødelighed
i et vandløbssystem med indvandring fra et andet; men mere sådan at der vil være en udveksling
af gener som følge af en begrænset vandring.
58

Figur 30 De danske regioner markeret med den tykke streg og stamområder markeret med gråt.
For at beregne hvor mange dyr der kan leve i hver region er antallet af dyr pr. kvadratkilometer
beregnet for de områder der er undersøgt med Polygon Metoden. Der er anvendt gennemsnittet
af de to populations skøn. Det er en mindre fejlkilde at der for stamområderne Fyn og Sydsjæland
er anvendt stamområde populations gennemsnit der for Odense Å og Tude Å der kun er
beregnet for delområder. Dette medføre at den fynske og den sydsjællandske region undervurderes
med måske 5 %.
Der er anvendt to metoder:
Antal dyr pr. kvadratkilometer er beregnet for et undersøgt område ( stamområde ) og så
anvendt for de vandløbssystemer der ligger i samme region. For de regioner der ikke indeholder
et stamområde er tallet for det nærmeste stamområde valgt.
Antal dyr pr. kvadratkilometer er beregnet samlet for alle de undersøgte områder og så
anvendt for alle regioner i landet. Dette ”Lands tal” er kun anvendt for de vandløbssystemer
der ikke er del af et stamområde.
Region Stamområde
Stamområde
populations
gennemsnit
Stamområde
Areal
km2
Region
Areal
60
Dyr/km2 for
stamområdet
Dyr i Region
(Stamområde
tal)
Dyr i Region
(Lands tal for ikke
stamområde)
Gennemsnit
Sydsjælland 3 Åer 552,1 1822 3103 0,3030 940,3 909,5 924,9
Nordsjælland Arresø 157,5 277 956 0,5686 543,6 346,9 445,3
Fyn Odense Å 131,5 623 1684 0,2111 355,5 427,5 391,5
Lolland 3 Åer 552 0,3030 167,3 154,0 160,6
Bornholm 3 Åer 248 0,3030 75,1 69,2 72,2
Midtjylland 9 Åer 1889,5 7206 10846 0,2622 2844,0 2905,1 2874,5
Sydjylland 9 Åer 5404 0,2622 1417,0 1507,7 1462,4
Nordjylland 9 Åer 1753 0,2622 459,7 489,1 474,4
Sum- 6805,7
Tabel 2. Beregning af bærekapaciteten for de danske regioner og hele Danmark.
De Danske Regioner
Den vigtigste og største region er den midtjyske. Her forventes en effektiv bestandsstørrelse på
ca. 2900 dyr i 22 vandløbssystemer. Den sydjyske region vil være sammenhængende med den
midtjyske og de er kun adskilt for at give et bedre overblik. Den sydjyske region er vurderet til
at være den næststørste med en effektiv bestandsstørrelse på lidt under 1500 dyr i 10 vandsystemer.
Dette medfører at der i den midt- og sydjyske region forventes at kunne leve en effektiv
bestand på ca. 4500 dyr. Den reelle bestand i den kontinentale del af Jylland må forventes at blive
noget over 5000 bævere men dette har selvfølgeligt lange udsigter.

Den Sydsjællandske region er vurderet til at kunne indeholde en effektiv bestand på lidt over
900 dyr i 11 områder. Dette vil sikkert blive en stærk og sammenhængende bestand da flere af
områderne er store og der er rimelige spredningsmuligheder mellem områderne.
Den nordjyske region er vurderet til at kunne indeholde en effektiv bestand på over 450 dyr i 6
vandløbssystemer. Disse vandløb er noget mindre end de sydsjællandske, der er ikke et rigtigt
kerneområde og kvaliteten er ikke nærmere kendt. Der er ikke tvivl om at der vil kunne leve en
bestand i området men det er usikkert hvor stærk den vil kunne blive. En overfladisk vurdering
af området udfra luftfoto antyder at der muligvis er mindre egnet vegetation i denne region end
der normalt er i Danmark og at bestandsvurderingen derfor kan være for høj.
Den fynske region består af Odense Å og 10 meget mindre vandløbssystemer og det er vurderet
at der er plads til en effektiv bestand på ca. 400 dyr. Det fremgår af dataene fra Polygon Metoden
at området omkring Odense Å er registrerede det laveste føde indhold pr. kvadratkilometer.
Hvis dette er generelt for hele Fyn kan flere af de medtagede vandløbssystemer være for små til
en egentlig bestand og den effektive bærekapacitet for regionen være under 350 dyr.
Den nordsjællandske region er vurderet til at kunne indeholde en effektiv bestand på lidt over
400 dyr. Dette er et ret usikkert skøn da stamområdet har en meget høj forventet bestandstæthed.
Det er muligt at dette skyldes at der ved Arresøen findes flere store moser som f.eks. Ellemosen
der for dette område medfører det meget høje populations skøn. Hvis dette er tilfældet er det
muligt at regionens effektive bærekapacitet nærmere er 250 dyr. Men det er også muligt at der i
regionen er en højere tæthed af føde pga. de mange skove, mange rekreative områder og det
ekstensive landbrug. Arresøen vil kunne indeholde en fin bestand, men der er en ret stor afstand
gennem Gribskov til områderne mod øst. Mod syd er der en fin overgang til Havelse Å men
denne indeholder ikke meget føde. Det er derfor ikke sikkert om regionen vil kunne have en
sammenhængene bestand. De tre vandløbssystemer nord for København indeholder sikkert ret
store mængder føde og selv om der er en del forstyrelser er det sikkert et egnet område. Det er
dog ikke sikkert, at det bliver helt uproblematisk med en bestand i dette område, da der er mange
haver og en høj befolkningstæthed.
Lolland og Bornholm er to ret kuriøse bud på områder for en bæverpopulation. Begge regioner
har tidligere haft en bæverbestand (Aaris-Sørensen, 1998. Rosell & Pedersen, 1999). Men der
ikke sikkert at det betyder, at der i det nuværende landskab kan leve en bestand. De enkelte
vandløbssystemer er i begge regioner ganske små og flere på Bornholm meget små. Men på
baggrund af GIS-kortlægningen er der grund til at tro at flere af vandløbssystemerne indeholder
ganske gode føde områder. Det vil kræve nærmere undersøgelser for at sige om bestande i disse
regioner har en fremtid og for Bornholm er det muligt at det vil være nødvendigt med f.eks. en
løbende supplering for at opretholde en levedygtig bestand.
61

Bestandsudvikling
Udsætning af dyr eller opretholdelsen af små populationer indeholder flere genetiske problemer
og bør give anledning til forskellige populationsgenetiske overvejelser. Det bør være en målsætning
at en population skal indeholde en genetisk variation der er så stor som mulig og at denne
variation bevares fra generation til generation. Ved at have en stor genetisk variation i en bestand
opnår man to fordele. For det første formindskes sandsynligheden for at et dyr ved indavl
bliver homozygot (autozygot) for et recessivt skadeligt eller letalt allel. Dette er den normale
forklaring på indavl og medføre en lavere fitness. For det andet vil en bestand der indeholder en
stor genetisk variation bedre være i stand til at klare sygdomme, miljøgifte og eventuelle klimaændringer,
da genetisk variation er en forudsætning for evolution (Forman, 1995. Siegismund,
1993).
For at opnå en høj genetisk variation må der udsættes relativt mange dyr og der skal opretholdes
en relativ stor population. I denne forbindelse refereres ofte til en grundregel i conservationgenetikken
der kaldes ”50 – 500 regelen”. Denne ofte citerede regel, som ikke er helt ukontrovertiel
angiver at en populations flaskehals aldrig må være mindre end 50 dyr og at man på langt
sigt skal tilstræbe en effektiv bestandsstørrelse (Ne) på 500 dyr. Det er vigtigt at præcisere at
antallet af dyr i flaskehalsen skal være 50 dyr der ikke er direkte beslægtet. Til de danske bæverudsætninger
har man valgt at udsætte familiegrupper hvor ungerne, hvis man antager monogami,
ikke bidrager med yderligere genetisk variation. Ved udsætningen i Klosterheden Statsskovdistrikt
i 1999 udsatte man 18 dyr fra 5 familier, men i virkeligheden udsatte man mindre
end 10 genetisk forskellige dyr. Det er også vigtigt at forstå, at det er den effektive bestandsstørrelse
der skal være på mindst 500. Den effektive bestandsstørrelse (Ne), er det antal individer i
populationen der i realiteten bidrager til den næste generation. Forholdet mellem den faktiske
bestandsstørrelse og den effektive bestandsstørrelse er forskelligt fra art til art og beregnes udfra
oplysninger som f.eks. parringsmønster, kønskvotient og variationen i antal afkom. For den
europæiske bæver er det beregnet, at den faktiske bestandsstørrelse skal være 1880 dyr for at
den effektive bestandsstørrelse kan være 500 (Nolet & Rosell, 1997. Siegismund, 1993).
Det er interessant, hvis det er muligt at vurdere hvilken udvikling en dansk bæverbestand kan få.
I det følgende afsnit er konsekvenserne af forskellige valg, som forvalterne af en dansk bæverbestand
kan foretage, vurderet. Dels med hensyn til hvor mange dyr der bør udsættes (figur 31,
32 og 33). Dels med hensyn til hvor hurtigt en bestand kan forventes at udvikle sig i de relevante
områder (figur 34 og 35).
Vortex programmet.
Med dette stokastiske populationssimulationsprogram kan man simulere forskellige populationsscenarier
(Lacy, Hughes & Miller, 1995). Det er vigtigt at forstå hvad der menes med stokastisk.
Hvis man har data der indikerer at 70 % af hunnerne i en population deltager i reproduktionen
hvert år vil det være sandsynligt at i en population med 1000 hunner vil tæt på 700 yngle
hvert år. Men i en population med kun 10 hunner er det ikke sådan at man kan forvente at 7
hunner yngler hvert år. I realiteten er det sådan, at hver hun uafhængigt af de andre hunner og af
resultatet andre år, har 70% sandsynlighed for at yngle. Dette vil medføre at nogle år vil der væ
62

e 2 og andre 10 hunner der yngler. For store populationer har det ikke den store betydning om
man så at sige "slår med terningen" for hver hun eller om man bare tilskriver reproduktion til 70
%. Men for små populationen er det helt nødvendigt at anvende det stokastiske element der "slå
med terningen" hvis man ønsker at simulere den ustabilitet der er små populationers største trussel.
Da hver simulation kan komme med et forskelligt resultat foretages normalt 100 eller 1000
kørsler og man ser så på sandsynligheden for de forskellige udfald. Hver kørsel er på typisk 100
år. Det mest interessante resultat er normalt hvor mange procent sandsynlighed der er for at bestanden
uddør. Programmet genererer en datafil der indeholder mange andre informationer, som
f.eks. vækstrate, generations tid og tab af genetisk variation.
For at køre programmet, er det selvfølgeligt nødvendigt at indtaste et stort antal parametre og
vælge mellem forskellige antagelser. Andre forfattere har anvendt dette eller lignende programmer
til simulationer af bestanden af europæisk bæver og de parametre og antagelser, som de har
anvendt er angivet i nedenstående tabel. Der er også parametre fra litteraturen generelt og de to
sæt parametre jeg har anvendt.
Dødelighed pr. år
0-1, 1-2, 2-3 og >3
Maksimale
levealder
63
Kuld størrelse Fraktion
1, 2, 3, 4 og 5 fødende
hunner
Katastrofer
hyppighed, effekt
Minimums
alder for
reproduktion
MacDonald et al. 12 3
Nolet & Baveco 36%, 50%, 9% og 9% 15 17%, 50%, 17%, 8% og 8% 31% 6%, -50% fødsler
Rosell & Pedersen Gennemsnitlig 1,9 50-70%
Heidecke 47%, 19%, 12% og 8% 23%, 59%, 15%, 3% og 0% 63%
Anvendt til Positive
Scenario
36%, 21%, 9% og 8% 15 17%, 50%, 17%, 8% og 8% 50-70% 6%, -40% fødsler 3
Anvendt til Negative
Scenario
40%, 30%, 12% og 8% 12 20%, 55%, 16%, 6% og 3% 50-70% 6%, -50% fødsler 3
Tabel 3. Udvalgte data anvendt til populations simulationer, af andre og til mine simulationer.
Til mine simulationer ønskede jeg at vælge parametre til et positivt og et negativt scenario. Erfaringerne
fra tidligere udsætninger angiver hvor stor en årlig vækstrate man kan forvente fra arten.
Variationen er meget stor, fra negativ vækst til mere end 60 % pr. år (MacDonald et al.,
1995). Den normale årlige tilvækst for succesfulde reintroduktioner er 12 - 25 % og det harmonerer
med, at i de lande hvor arten jages høstes mellem 10 og 20 % pr. år uden, at det har stoppet
bestands tilvæksten.
Til det negative scenario valgte jeg parameter, der hvis der udsattes mange dyr i et ubegrænset
habitat, ville give en årlig tilvækst på 9 %. Hvis et udsætningshabitat ikke har en sådan kvalitet,
at denne tilvækst er mulig uden startproblemer og uden en begrænsende bærekapacitet, er det
uheldigt, at man har valgt et sådan udsætningshabitat. Til det positive scenario blev valgt parameter
der ved fri vækst uden startproblemer, ville give en årlig tilvækst på 16 %. Dette må anses
for et godt konservativt bud på en vækstrate i et rimeligt habitat.
Der er valgt, at lade programmet anvende Heterosis model for indavl med 3,14 letale allelækvivalenter.
Dette er den model og den vægtning, der anbefales af de IUCN forskere der har lavet

programmet og selvom der i litteraturen er en del diskussion af om bæveren er immun overfor
indavl, pga. dens parringsmønster og de flaskehalse som bestandene har været igennem, har jeg
udfra et forsigtigheds hensyn valgt ikke at afvige fra denne anbefaling (Lacy, Hughes & Miller,
1995. Siegismund, 1993).
Programmet egner sig bedst til at analysere forskellige scenarier mod hinanden og ikke til at give
et fast svar på hvad der vil ske. Et fast svar på et spørgsmål som, hvor stor vil populationen
være om 10 år, er umuligt, da man må kende parametrene helt præcist og det i det hele taget, er
uforeneligt med ideen om stokastisk populationssimulation. Men hvis man har en bestand der
lever i et lidt for lille habitat (måske Flynder Å) kan programmet f.eks. hjælpe med en forståelse
af hvad der hjælper mest på sandsynligheden for at populationen uddør. Man kan måske vælge
mellem at udsætte 12 ekstra dyr, eller at forbedre habitatet så bærekapaciteten øges med 20%.
Med en forbedring af habitatet menes f.eks. udplante pilebuske i de dele af området hvor der ikke
er tilstrækkelig vinterføde. Nedenstående figurer illustrere dette spørgsmål med det negative
scenarios vækstrate. Med det positive scenarios vækstrate er der 0 % der uddør.
Figur 31. Sandsynligheden for at en population uddør på 100 år. (K = bærekapacitet.)
Som det ses hjælper det lidt mere at forbedre habitatet, men dette er både vanskeligt og meget
kontroversielt, mens det er dyrt at fange og udsætte flere dyr.
Man kan også se på om hvor meget
hurtigere spredningen til andre områder
vil ske, hvis man udsætter 12
ekstra dyr. Programmet kan simulere
flere populationer der er i forbindelse
med hinanden, hvis man definere
størrelsen på immigrationen. Dette er
en vanskelig og kompleks størrelse
at definere. Man skal angive hvilke
aldersklasser der immigrerer, hvor
mange procent af en aldersklasse der
immigrerer og hvor mange af de
immigrerede dyr der dør inden de
når frem.
Antal
70
60
50
40
30
20
10
0
64
Populationsudvikling 1
1 2 3 4 5 6 7 8
År
9 10 11 12 13 14 15
Figur 32. Mulig udvikling ved Flynder Å.

Det der ses på figur 32 er et eksempel på populationsudviklingerne ved Flynder Å. De to fuldt
optrukne linjer, er udviklingen med det positive scenarium, hvis der ikke sker immigration og
bærekapaciteten for Flynder Å er 50 dyr. De røde linjer er hvis der suppleres med 12 dyr det første
år. De to punkterede linjer er udviklingen hvis det antages at 20% af de 2 årrige dyr vandrer
til et nærliggende område (Store Å) med en meget større bærekapacitet. Det antages, at der er 60
% dødelighed hos de udvandrede dyr (dette kan også forstås, som at nogle dyr vandrer i en
håbløse retninger). Udfra denne graf kan man få et indtryk af hvor meget det hjælper at lave en
supplerende udsætning. Man kan også se i datafilen, som programmet genererer, at der efter 15
år og uden immigration vil være 29 % mere genetisk variation i bestanden, hvis man supplerer.
Med immigration vil der i den totale bestand, efter 15 år, være 36,8 % mere genetisk variation
hvis man supplerer.
Hvis man ser på hvor hurtigt en bæverbestand vil vokse, hvis man udsætter f.eks. 20 dyr i et
stort område. Nedenstående graf giver et indtryk af, hvad der man kan forvente i et system som
Gudenåen. På grafen ses udviklingen med det positive (blå og rød) og det negative scenario
(grøn og sort) og med og uden supplerende udsætning af 20 dyr første år (grøn og rød er med
supplering). Bærekapaciteten sat til 600 dyr og på 100 år tabes mellem 43 og 61 procent af den
genetiske variation. Mest genetisk variation tabes med supplering og det negative scenarios
vækstrate og mindst uden supplering og med det positive scenarios vækstrate. Efter hundrede år
er det udsætningerne, hvor der er blevet suppleret, der har den største genetiske variation. For
simulationerne med det positive scenarios vækstrate er forskellen 61 procent og for det negative
scenarios vækstrate 54 procent.
Antal
700
600
500
400
300
200
100
0
Populationsudvikling 2
0 5 10 15 20 25 30 35 40 45 50 55 60 65
År
Figur 33. Mulig udvikling af en bæverbestand i et område på størrelse med Guden Å. Med udsætning af
hhv. 20 dyr og 20 + 20 dyr og med hhv. det positive og det negative scenario.
65

Der er også muligt at se på hvor lang tid det kan forventes at tage for den nuværende bestand
ved Flynder Å, at sprede sig til og udfylde de store midtjyske åer. Hvis man vælger at anvende
det positive scenarios parametre kan man få en udvikling som vist på figur 34.
2000
1800
1600
1400
1200
1000
800
600
400
200
0
0
20
40
Populationsudvikling 3
60
80
Hvis man derimod forestiller sig massive udsætninger i er relativt begrænset område som Sydsjælland
kan man forvente at man inden for et ganske overskueligt årerække kan nå en bestand i
nærheden af bærekapacitet. I eksemplet vist på figur 35 er udviklingen beregnet med det positive
scenarios parametre og der er udsat 4 gange 30 dyr i de 3 å-systemer.
Antal
Antal
700
600
500
400
300
200
100
0
År
66
100
Populationsudvikling 4
120
140
Flynder Å
Total
Karup Å
Store Å
Omme Å
Guden Å
Figur 34. Mulig udvikling ved de midtjyske å-systemer, hvis de skal koloniseres fra Flynder Å
0 5 10 15 20 25 30 35 40 45
Total
Åmose Å
Tude 50 Å
Suså
Figur 35. Mulig udvikling på Sydsjælland efter massive udsætninger.
År

Diskussion
Bæveren er måske det dyr der kan lave de største ændringer i sit habitat (Rosell & Parker, 1996).
Så at genetablere denne art i Danmark er et ganske ambitiøst mål. Hvis denne art ikke havde været
så stærkt knyttet til den måske mindst økonomisk interessante naturtype i Danmark, er det
meget vanskeligt at forstille sig, at reintroduktionen kunne gennemføres.
.
På trods af de relativt begrænsede interesser, der findes i mange af de områder hvor bæveren vil
have sin aktivitet, har der vist sig modstand fra flere sider. Der er først og fremmest sportsfiskerne,
der har valgt at kæmpe imod bæverreintroduktion. Dette er lidt overraskende, da man
skulle tro at denne interessegruppe generelt var interesseret i at genetablere naturens oprindelige
balance. Men det virker som om, at kampen mod menneskeskabte opstemninger er blevet videreført
til kampen mod bæveren og dens opstemninger, på trods af, at det er usikkert om bæveren
vil medføre en lille fordel eller en lille ulempe for fiskebestanden. Der er også lodsejere, der er
kritiske, men den generelle holdning i befolkningen syntes at være en positiv nysgerrighed.
Landbruget fik efter sigende vendt stemningen imod udsætning i Frederiksborg amt. Men generelt
syntes, der at være en forståelse i landbruget og i skovbruget af, at bæverudsætning i virkeligheden
er en relativ omkostnings fri måde at støtte en grøn bølge i samfundet.
Men selvom reintroduktion af bæver nu er officiel politik i Miljøministeriet, er det stadigt et
åbent spørgsmål om det vil lykkes at genetablere denne nøgleart i en betydelig del af dens oprindelige
danske leveområde. Et af formålene med dette speciale, var at fremkomme med en
vurderinger af hvad der skal til for at genetablere arten. Både hvad angår antal udsætningssteder
og antal dyr, samt at anslå den tid det vil tage før arten har genetableret sig.
Det var ønsket at lave en kortlægning af bæverens levemuligheder i Danmark udfra den hypotese,
at det er mængden af vinterføde der normalt er den begrænsende faktor. Denne hypotese er
sikkert en rimelig antagelse, sådan, at selvom det er vegetation der kortlægges, så giver kortlægningen
et godt indtryk af muligheden for en bæverebestand. Dette gælder i særdeleshed når man
ser på bestandsniveauer over individ og familie. På individ- og familieniveauet, er kortlægningen
for upræcis og her kan forstyrrelser og trafik også indvirke. Et vigtigt forhold der indirekte
er indraget i kortlægningen, og som har stor betydning på bestandsniveauet, er små bestande og
fragmenttation. Kortlægningen er koncentreret om en række store vandløbssystemer og der er
lagt vægt på at vurdere spredningsmuligheder, bestandsstørrelser og genetiske forhold.
Hovedelementet i undersøgelsen er en kortlægning af sumpskove med den såkaldte Polygon
Metode. Med denne meget tidskrævende metode, har det kun været muligt, at undersøge de mest
interessante områder. For at kompensere for dette problem, blev hele Danmark vurderet med en
mere upræcis metode. Den såkaldte GIS metode, der bygger på forskellige datalag, der så er
blevet anvendt til automatisk kortlægning.
I forbindelse med Polygon Metoden, var det en vigtig overvejelse, hvordan de indsamlede data
skulle præsenteres på en overskuelig måde. De kortlagte skovstykker er både små og spredte og
for at de kan ses på et kort, er det nødvendigt, at anvende et størrelsesforhold, der medføre ganske
mange og store kort. Da det var ønsket, at man på kortene kunne danne sig et umiddelbart
67

indtryk af hvor der fandtes gode områder for bævere og da træartssammensætningen, i denne
forbindelse er et vigtigt parameter, blev det valgt at indføre det såkaldte optimalitetsindex. På
baggrund af dette, kunne de kortlagte områder farvelægges, således, at man umiddelbart kan se
om et område indeholder føde både af den ønskede kvalitet og kvantitet. Optimalitetsindekset
kunne også anvendes til beregningen af bærekapaciteten og blev anvendt i beregningen af populationsskøn
1.
Det var kun teknisk muligt at gennemføre en landsdækkende automatisk kortlægning på baggrund
af vegetationsoplysninger fra CORINE og ADK datalaget. Men disse ganske gamle datalag
blev i nogen udstrækning verificeret med mindre kortudsnit baseret på LCM datalaget. De
mindre LCM kortudsnit er gengivet på figur 25, figur 26 og figur 28 for at supplere den mere
detaljerede Polygon metode. Det automatisk genererede landsdækkende kort, baseret på vegetationsoplysninger
fra CORINE og ADK datalaget, er en vigtig kilde til informationer om mulige
levesteder i de områder der ikke er kortlagt med Polygon Metoden.
Som det fremgår af tabel 2 er antallet af dyr pr. kvadratkilometer beregnet til mellem 0,21 og
0,57 med et vægtet gennemsnit på 0,279 dyr pr. kvadratkilometer.
Fra udenlandske kilder er det opgiver at der i to regioner i Sverige i 1976 var en tæthed på henholdsvis
0,06 og 0,10 koloni pr. kvadratkilometer (med 3,8 dyr pr. koloni henholdsvis 0,228 og
0,380 dyr pr. kvadret kilometer). I de to samme regioner fandtes i 1986 henholdsvis 0,17 og 0,20
koloni pr. kvadratkilometer (0,646 og 0,760 dyr pr. kvadratkilometer). I et område i Polen var
tætheden i 1985 0,15 koloni pr. kvadratkilometer (0,570 dyr pr. kvadratkilometer) (MacDonald
et al., 1995). I en opgørelse af bestanden i 58 svenske områder begyndte bestandstætheden 25 til
34 år efter kolonisering at aftage ved et maksimum på mellem 0,25 og 0,20 kolonier pr. kvadratkilometer
(0,950 og 0,760 dyr pr. kvadratkilometer). I et norsk område med en stabil bestand var
er tætheden 0,23 kolonier pr. kvadratkilometer (0,874 dyr pr. kvadratkilometer) (Rosell & Pedersen,
1999).
Der er naturligvis meget stor forskel på det danske landskab, en polsk floddal og et svensk
skovområde. Men det er tilfredsstillende at se at de værdier der er beregnet med mine metoder er
i samme størrelsesorden som de udenlandske. Det virker samtidigt rimeligt at der i de danske
regioner skulle være en lidt lavere bærekapacitet end i de udenlandske områder. Men forskellen
er ganske stor og dette indikerer at der måske er tale om et ganske konservativt bud på de danske
områders bærekapacitet. Det er således ikke utænkeligt at den virkelige bestandsstørrelse
ved et fremtidigt maksimum kan være det dobbelte af det angivede.
Det ville have været ønskeligt, hvis de usikkerhedsfaktorer der er knyttet til de anvendte metoder,
havde været af en sådan karakter, at det havde været muligt at beregne en usikkerhed på de
populationsskøn, der er fremkommet. Sådan, at der kunne siges noget præcist om hvor nøjagtigt
metoden kan forudsige et områdes bærekapacitet. Dette har ikke været muligt, så det er forsøgt,
at beskrive de fejlkilder der kan tænkes at bidrage til et for højt eller et for lavt skøn. Hvis man
sammenligner de skøn der er lavet for de danske områder med litteraturen og med hvad der er
68

kendt fra udenlandske områder, er det rimeligt at antage at populationsskønnene i denne rapport,
er gode konservative skøn for hvor mange bævere der stort set umiddelbart kan leve i Danmark.
En dansk bæverbestand er utvivlsomt en mulighed, hvis vi ønsker det. Dette er vel næppe en
overraskelse, når man tænker på at Danmark ligger midt i det oprindelige udbredelsesområde.
Men hvad skal der til for at genetablere denne art i Danmark? I efteråret 1999 blev der udsat 18
bævere i Klosterheden statsskovdistrikt, men for det første er 18 dyr genetisk et meget lavt antal
til at grundlægge en bestand og for det andet, vil det tage meget lang tid før denne lille og
fjerntliggende bestand vil kunne sprede sig til resten af Danmark. Det er anslået, at det vil tage
mere end 120 år for disse dyr at udfylde de store midtjyske åer. Spredning til resten af Danmark
vil være umuligt eller have meget længere udsigter.
Der burde være to overordnede mål med bæverudsætning i Danmark:
− At genetablere denne nøgleart på de danske fugtigbunds arealer.
− At genskabe en sammenhængene Eur-asiatisk bestand med en naturlig genetisk gradient og
et naturligt genetisk flow.
For at nå disse mål inden for en rimelig tidshorisont, er det er det nødvendigt at udsætte dyr i
mindst et af de centrale vandløbssyatemer i den kontinentale den af Jylland. Det samlede antal
udsatte dyr i den kontinentale del af Jylland bør overstige 50 for at der kan være en rimelig genetisk
variation. Der bør etableres en ligende på alle måder levedygtig bestand på Sydsjælland
med mindst 50 udsatte dyr. I Nordsjælland og sikkert også på Fyn og i Nordjylland, bør der udsættes
mere end 30 dyr for at den danske bestand kan blive sammenhængende og for at også disse
områder, indenfor en rimelig tidshorisont, kan få den dynamik som bæveren medføre. Når de
udsatte bestande opnår en vis minimumsstørrelse, vil det være ønskeligt, hvis der på lokalt initiativ
blev flyttet dyr eller familier til nærliggende og egnede lokaliteter.
Hvis man er enig i de overordnede mål, må man arbejde på noget der minder om ovennævnte
plan. Men hvis man kun ønsker bæverens dynamik i mindre områder og i det hele taget ønsker,
at bæveren kun skal være et eksotisk indslag særlige steder, er det selvfølgelig en anden sag.
Man har valgt, at der til bestanden i den kontinentale del af Jylland skal anvendes bævere der
genetisk stammer fra Elben i Tyskland og dette bør der holdes fast ved. Det er et vanskeligt og
kontroversielt spørgsmål om det ville være ønskeligt at anvende bævere fra Norge eller Sverige
til en eller flere af de andre udsætninger. Biogeografisk går skillelinjen formentlig gennem Øresund,
Kattegat og Skagerrak, men man kunne mene, at det var ønskeligt at bestandene mødtes
f.eks. ved at udsætte sydsvenske bævere i Nordsjælland og norske bævere i Nordjylland. At lade
bestandene mødes i en region (Danmark) der består af flere relativt små områder, er muligvis
den optimale måde at genskabe en naturlig genetisk gradient i denne del af Europa. På meget
langt sigt kan der opstå forskellige grader af blandingsbestande, hvilket kan være en måde at
fremtidssikre bæveren genetisk imod sygdomme, miljø- og klimaændringer. Hvis man vælger
kun at udsætte tyske bævere i Danmark, bliver populationen ”bare” en aflægger af den tyske population,
der i den store sammenhæng bidrager med endnu et areal til rene tyske bævere (der er
vel plads nok til disse i Tyskland). Mens, hvis man f.eks. udsætter bævere fra Sverige og/eller
69

Norge i Nordjylland og Nordsjælland, får man på meget langt (flere hundrede år) sigt en internationalt
interessant, bestand der består af forskellige grader af blandingsbestande. At direkte
vælge, at skabe en blandingsbestand f.eks. på Sjælland, vil sikkert tiltrække meget kritik og opmærksomhed.
Men udfra et overordnet genetisk synspunkt er det måske et fornuftigt valg.
Andre vil sikkert mene, at det er vigtigt udfra et autenticitets argument, at anvende den underart
der oprindeligt levede i landet. Men da bæveren indvandrede meget tidligt og sandsynligvis fra
Tyskland gennem Danmark til Sverige og Norge, er det lidt et spørgsmål om man ønsker moderbestanden
eller afkomsbestand. Da de nuværende underarter tilsyneladende er meget ens, er
det af lille økologisk betydning hvilken donerbestand der vælges. Derfor bør det være overordnede
conservationstrategiske overvejelser, der bestemmer strategien for oprindelsen af dyrene til
udsætninger udenfor den kontinentale del af Jylland.
Det er ikke en del af dette speciales formål at tage stilling for eller imod jagt, men det er et vigtigt
og interessant emne, som her belyses fordi det er et af de valg som fremtidens bævereforvaltere
vil stå overfor.
Bæveren er optaget på EF- habitatdirektivets liste II og IV. Dette betyder, at de enkelte lande for
at opretholde en gunstig bevaringsstatus skal udpege særlige bevaringsområder og sikre arten en
streng beskyttelse. Der kan derfor ikke indføres jagt på bæver i EU uden at arten fjernes fra habitatdirektivets
lister. Der er mulighed for at tillade regulering, ved at give tilladelser til indfangning
eller bortskydning af dyr, hvis det ikke hindrer opretholdelsen af en bestands bevaringsstatus,
såfremt det er for at beskytte vilde dyr, planter og naturtyper eller det kan forhindre
alvorlige skader på afgrøder, skove eller fiskeri (EF´s Habitatdiaktiv, 1992). Grunden til den
strenge beskyttelse er sikkert, at der før Sverige og Finland blev medlemmer kun fandtes 10-15
000 bævere i EU. I både Sverige og Finland er der jagt på bæver og disse lande har undtagelser
fra habitatdirektivet på dette punkt. Det er ikke utænkeligt at der, i det tidsperspektiv der er relevant
i denne forbindelse, sker en ændring i bæverens placering på habitatdirektivets lister. Da
der i dag er mere end 140 000 bævere i EU og der med optagelse af flere Øst Europæiske lande
vil kunne komme mere end 200 000.
Der er flere fordele ved at tillade jagt på bæver så snart bestanden kan tåle det. Den vigtigste er,
at det vil sikre opbakning fra de jægere der forvalter en stor del af de områder hvor bæveren skal
leve. Når man selv får noget ud af en bæverbestand, er man mere tolerant overfor de skader og
ulemper der er ved bestanden. Samtidigt kan man sige, at hvis der er jagttid må lodsejerne selv
fjerne de dyr der skaber problemer, således som det i dag praktiseres for andre vildtarter, der
forvolder skade.
Det er klart, at det ikke er formålet med reintroduktionen, at der skal skydes en masse bævere.
Formålet er at få skabt naturlig dynamik i sumpskovene og dette mål kan sikkert fint opnås med
en jagttid på arten. De fleste jægere må forventes at lægge et forsvarligt jagttryk på deres bestand
for at kunne forsætte med at jage arten. Det var ikke formålet med reintroduktionen, at der
skulle laves dæmninger i afvandingsgrøfter og spises træer i villahaver. Med en jagttid kunne
bestanden holdes på et lavt niveau i de områder hvor der kan forventes flest problemer. Man må
70

forvente, at mængden af dynamisk sumpskov er konstant med og uden jagttid, men, at de problemer
der opstår andre steder lettere kan løses med en jagttid.
Den mest fremtrædende svenske bæverforsker Gören Hartman anbefale, at jagt inføres tidligt i
populations udviklingen. ”To avoid uncontrolled population deciline and possibely irreversibele
ressource deterioration, the population should be harvested during the rapid increase phase”
(Hartman, 1994a). Denne anbefaling bygger på betragtninger der handler om at en bæverbestand
der er begrænset i sit fødesøgningsområde, ligesom kaninerne på en lille ø, måske kan overudnytte
føderessourcen så meget, at der kan opstå en kraftig bestands nedgang. Hvis et område kun
har en begrænset størrelse er det muligt, at der kan opstå en langvarig ustabilitet med gentagede
bestandsnedgange. Der findes oplysninger i litteraturen om, at der er observeret mindre bestandsnedgange
i områder ca. 30 år efter en udsætning (Hartman, 1994b). De fleste udenlandske
områder er store og næsten ubegrænsede, mens nogle af de danske er små med en klar afgræsning.
Det er derfor muligt at sådanne bestandssvingninger kan have en større betydning i Danmark,
end der er rapporteret fra andre lande. Der er flere grunde til at tro, at en bæverbestand
måske ikke kan være alvorlig ustabil og at Gören Hartmans anbefaling derfor ikke skal anses
som et vigtigt argument for en tidlig jagt. For det første er der rapporteret om flere mekanismer
hvormed en bæverbestand ved høje bestandstætheder regulerer sin tilvækst. F.eks. flere år uden
reproduktion, lavere kuldstørrelser og en højere alder for dyr der forlader forældreterritoriet. For
det andet er bæveren territorial og vil forsøge at opretholde et territorium der også på langt sigt
kan dække familiegruppens fødebehov. Det er således de ungdyr der ikke har et territorium, som
kan have en høj dødelighed i periode med en overpopulation og ikke de voksne dyr der har et
territorium. For det tredje er de fleste bæverområder mere eller mindre lineære i deres udbredelse
hvilket medføre, at i områder over en hvis størrelse, vil bestands tætheden have karakter af en
bølge der bevæger sig fra udsætningsområdet igennem området. Hvis der opstår en bestandsnedgang,
efter at tætheden har været maksimal, vil denne kun være af begrænset udbredelse
og derfor sandsynligvis ikke true den samlede bestand. I områder der er så små, at denne
effekt ikke kan forventes, er det samtidigt ikke rimeligt at argumentere for at indføre jagt tidligt,
da bestanden vil være så lille, at det ikke kan forsvares.
Der er også problemer ved at indføre jagttid. For det første vil en afskydning sænke spredningshastigheden
hvilket er et problem hvis man ønsker at få og små udsætninger skal være baggrund
for en bestand i hele Danmark. Hvis bestanden ved Flynder Å skal sprede sig til og fylde hele
det midtjyske stamområde, vil det tage mere 120 år (se figur 34 ). For det andet er det et uheldigt
signal at sende til offentligheden, at det kort tid efter udsætningen er ”nødvendigt at skyde problembævere”
og hvis man lige har overbevist offentligheden om at bæveren er det sødeste dyr,
er det ikke sikkert at Skov- og Naturstyrelsen vil øge sin popularitet ved at give jægerne jagttid
på bæveren.
Udsigten til jagt kunne også bruges som et stærkt redskab der kunne give flere bævere hurtigere.
På Sydsjælland ejer godser og private de fleste skove og hvis der var udsigt til jagttid ville udsætningstilladelser
måske lettere kunne opnås. Måske kunne man forestille sig at ret store udsætninger
kunne finansieres privat. Med 4 udsætninger af 30 dyr i de 3 å-systemer Susåen, Åmose
Å og Tude Å vil bestanden kunne nå 80% af den skønnede bærekapacitet efter kun ca. 12
71

år. På dette tidspunkt er der ingen biologisk grund til ikke at tillade jagt, hvis den årlige afskydningen
ikke bliver meget større end 10%.
Man kunne også forstille sig, at jægere på eget initiativ, med eller uden tilladelse, ville hjælpe
bestanden med at krydse vandskel eller med at finde frem til søer eller moser der ikke er i direkte
forbindelse med de koloniserede vandsystemer. Dette vil være en fordel for bestanden og
for den målsætning, at der skal leve bævere i alle egnede habitater.
Spørgsmålet om jagt på en reintrodukseret art er meget kontroversielt og mange vil sikkert mene,
at det vil være uetisk, at indføre jagttid på et reintrodukseret dyr ligegyldigt hvor stor bestanden
så blev. Men en senere jagtlig udnyttelse må i nogen udstrækning anses som forenelig med
de overordnet mål for reintroduktionen og vil i nogen udstrækning kunne hjælpe med til at målene
hurtigere og mere problemløst nås. Det er en forudsætning, at populationerne først får tid til
at sprede sig og at jagttrykket holdes på et bæredygtigt niveau.
I dag lever der igen bævere i Danmark. Men det fremgår klart af den Naturklagenævnetsafgørelse
der ligger til grund for udsætningen i Flynder Å, at der er tale om en tidsbegrænse dispensation
fra naturbeskyttelseslovens paragraf 3 (Naturklagenævnsafgørelse, 1999). Bæverenes tilstedeværelse
ved flynder Å skal altså genbehandles i år 2004 og det er en reel mulighed at det besluttes
at de skal indfanges eller bortskydes. Skov- og Naturstyrelsen arbejder forsat for, at der
gennemføres flere udsætninger f.eks. ved Silkeborg og på Sydsjælland, men hvis der opstår lokal
modstand eller hvis der ikke er støtte i Naturklagenævnet, er det en umulig kamp. Det er således
op til lokalbefolkningen i de berørte områder, at støtte de enkelte udsætninger og til befolkningen
generelt, at skabe den politiske stemning, der kan give bæverreintroduktion støtte
blandt de politiske medlemmer af Naturklagenævnet.
Hvis modstanderne får overtaget i debatten, kan bæveren således igen forsvinde fra den danske
fauna. Denne gang vil det så være et bevidst valg, at denne meget betydningsfulde nøgleart ikke
skal have plads i den danske natur. Men man kan stadigt håbe på at natursynet i Danmark er
blevet så rummeligt, at der er plads til et stort vigtigt dyr der stiller ganske store krav til vores
tolerance. Hvis tilhængerne af bæverreintroduktion får frit spild kan arten med den nuværende
arbejdsindsats i Skov- og Naturstyrelsen, være genetableret i store dele af Danmark som et almindeligt
dyr, eventuelt med jagttid om ca. 15-20 år.
72

Konklusion
Det var formålet med dette speciale, at belyse bæverens levemuligheder i Danmark udfra den
hypotese, at på populationsniveau, er det normalt mængden af vinterføde, der er den begrænsende
faktor. For at opgøre mængden af vinterføde blev de mest interessante områder i Danmark
undersøgt med den bedste, arbejdsmæssigt overkommelig metode, baseret på kortdata, farveluftfoto
og feltarbejde. Denne metode blev suppleret med en automatisk kortlægning af hele Danmark
baseret på databaser og satellitfoto.
På baggrund af egne undersøgelser i Sverige og Tyskland og oplysninger i litteraturen er der beregnet
konservative skøn for mulige populationsstørrelser i de danske landsdele. Der er udviklet
en metode til vurdering af en bevoksnings kvalitet som bæverføde. Beregning af populationsstørrelser
er foretaget dels på baggrund af litteraturoplysningen om et behov for 10 ha vegetation
pr. bæverfamilie og dels på baggrund af beregninger, der inddrager bevoksningens kvalitet og
data fra det undersøgte tyske område.
Det er beregnet, at der i den kontinentale del af Jylland kan leve en genetisk sammenhængende
bestand på mere end 4300 individer. På Sydsjælland, i Nordjylland, i Nordsjælland og på Fyn
kan der leve genetiske sammenhængende bestande på hhv. 900, 450, 400 og 400 dyr.
Bæverens spredningsevne fra et vandløb til et andet er meget begrænset men, det må forventes,
at spredning langsomt vil ske og at der derefter vil ske vandringer så bestandene i nærliggende
vandsystemer vil være genetisk i forbindelse med hinanden.
Hvis formålet med reintroduktion af bæver er at få denne nøgleart tilbage til hele Danmark,
mangler der stadig meget arbejde og mange udsætninger. Men der er ingen tvivle om, at bæveren
hvis vi ønsker det, kan genetableres som en almindelig art i Danmark.
73

Referencer
Aaris-Sørensen, K. 1998. Danmarks forhistoriske dyreverden. Gyldendal, Danmark 1998. 216
sider.
Andersen, I. B. F. 1997. Reindruktion af bæver (Castor fiber) til Danmark? En konsekvensanalyse.
Kandidatafhandling. Københavns Universitet, Zoologisk Museum; 86 sider.
Andersson, L. & Appelqvist, T. 1990. Istdens stora växtätare utformade de nemorala och boreonemorala
ekosystemen. En hypotes med konsekvenser för naturvården. Svensk Botanisk
Tidskrift 84 (1990) 5 sider.
Asbirk, S. 1998. Forvaltningsplan for bæver (Castor fiber) i Danmark. Skov- og Naturstyrelsen,
Miljø- og Energiministeriet; 24 sider.
Berthelsen, J. P. 2000. Overvågning af bæver (Castor fiber) efter reintroduktion på Klosterheden
Statsskovdistrikt 1999. Faglig rapport fra DMU nr. 317; 40 sider.
Buchwald, E. 1994. Fortidens arv og fremtidens muligheder. Jord og Viden 1994 nr. 9 årgang
139. 4 sider.
Curry- Lindahl, K. 1969. The Beaver, Castor fiber Linnaeus, 1758 in Sweden – Extermination
and Reappearance. Acta Theriologica. 30/3 1967 Vol. XII, 1; side 1 - 15.
EF´s Habitatdiaktiv. 1992. Rådets direktiv af 21. maj 1992 om bevaring af naturtyper samt vilde
dyr og planter (92/43/EØF); 6 sider.
Forman, R. T. T. 1995. Land Mosaics: The ecology of landscapes and regions.Cambridge University
Press. ISBN 0 521 47980 0. 1995. 524 sider.
Graae, B. J. 2000. Skovens Natur. Holten-Andersen, J. et al. Dansk naturpolitik – viden og vurderinger.
Temarapport nr. 1 2000, Naturrådet. ISBN 87-601-8790-5; side 248 - 263.
Groom, G. & Aude, E. 1999. Vegetation Interpretation of the AIS Land Cover Map sub classes.
Final report. National Environmental Research Institute, Department of Landscape Ecology.
1999. 27 sider.
Hald-Mortensen, P. 2000. Naturens Historie. Holten-Andersen, J. et al. Dansk naturpolitik – viden
og vurderinger. Temarapport nr. 1 2000, Naturrådet. ISBN 87-601-8790-5; side 34 – 48.
Hartman, G. 1994 a. Ecological studies of a reintroduced beaver (Castor fiber) population.
Doctoral dissertation, Uppsala ISBN 91-576-4882-4 Sweden. 29 sider.
74

Hartman, G. 1994 b. Long-Term Population Development of a Reintroduced Beaver (Castor fiber)
Population in Sweden, Conservation Biologi, Volume 8, No. 3, side 713 – 717.
Heidecke, D. 1984. Untersuchungen zur Ökologie und Populationsensentwiklung des Elbebibers,
Castor fiber albicus, Teil I, Biologische und populationsökologische Ergebnisse. Zoologische
Jahrbücher. Systematic, Ökologie und Geographie der Tiere. 3, 41 sider.
Iversen, J. 1967. Danmarks Natur. Landskabernes opståen. Redigeret af Nørrevang, A. og
Meyer, T. J. 1967.Politikens forlag, Lyngby. Bind 1, side 345 - 445.
Lacy, R. C., Hughes, K. A. & Miller, P. S. 1995. VORTEX: A stochastic simulation of the extinction
process. Version 7 User`s Manual. IUCN/SSC Conservation Breeding Specialist Group,
Appel Valley, MN, USA. 106 sider.
Larsen, S. N. & Virkstrøm, T. 1995. Ferske enge – en beskyttet naturtype. Skov- og Naturstyrelsen,
Miljø- og Energiministeriet. Danmark 1995; 169 sider.
MacDonald, D. W., Maitland, P., Rao, S., Rushton, S., Strachan, R. & Tattersall, F. 1997. Development
of a protocol for identifying beaver release sites. Scottish Natural Heritage Research,
Survey and Monitoring Report No 93. 49 sider.
MacDonald, D. W., Tattersall F.H., Brown, E. D. & Balharry, D. 1995. Reintroducing the Eruopean
Beaver to Britain: nostalgic meddling or restoring biodiversity? Mammal Review, Vol. 25,
No.4; side 161-200.
Mulder, N. J. 1988. Digital Image Processing, Computer-aided Classification and Mapping.
Kücher, A.W. & Zonneveld (eds.), Vegetation mapping. ISBN 90-6193-191-6. Netherlands
1988; side 269 – 316.
Naturklagenævnsafgørelse. 1999. Afgørelse i sagen om udsætning af bæver i Ringkjøbing Amt.
J.nr.: 97-131/650-0030. 19 sider.
Nolet, B. A. 1997. Management of the beaver (Castor fiber): towards restoration of its former
distribution and ecological funcion in Europe. Nature and enviroment, No. 86. Council of
Europe Publishing. ISBN 92-871-3211-9. 27 sider.
Nolet, B. A. & Baveco, J. M. 1995. Development and Viability of a translocated beaver (Castor
fiber) population in the Netherlands. Biological Conservation 75 (1996) side 125 - 137.
Nolet, B. A. Hoekstra, A. & Ottenheim, M. M. 1994. Selective Foraging on Woody Species by
the Beaver (Castor fiber), and its Impact on a Riparian Willow Forest. Biological Conservation,
Vol. 70, 1994. side 117 - 128.
75

Nolet, B. A. & Rosell, F. 1997. Comeback of the Beaver (Castor fiber): An Overview of old and
new Conservation Problems. Biological Conservation, Vol. 83, No. 2. 1998. side 165 - 173.
Owesen, A. W. 1979. I beverskog. Gyldendal Norsk Forlag. Starvanger; 120 sider.
Rosell, F., Parker, H. & Kile, N. B. 1996. Dødsårsager hos bever. Fauna 49. Bø, Norge, side 34
– 46.
Rosell, F. & Parker, H. 1996. Beverens innvirkning på økosystemet – en nøkkelart vender tilbake.
Fauna 49. Bø, Norge, side 192 – 211.
Rosell, F. & Pedersen, K. V. 1999. Bever. Landbruksforlaget A/S. 250 sider.
Sieber, J. 1999. City beavers in downtown Vienna. Thrid International Symposium Simiaquatic
Mammals and their Habitats. Osnabrûck, Germany, 1 side.
Siegismund, H. R. 1993. Naturbevaring og Genetik. Århus, Nord. ISBN 92 9120 167 7. 1993.
84 sider.
Simonsen, T. A. 1973. Bervens Næringsøkologi i Vest-Agder (Castor fiber L.). Meddelerser fra
startene viltundersøgelser 2. nr. 39. Trondheim, Norge. 59 sider.
Webb, A., French, D. D. & Flitsch, A. A. C. 1997. Identification and assessement of possible
beaver sites in Scotland. Scottish Natural Heritage Research, Survey and Monitoring Report No
94. 14 sider.
Wilsson, L. 1995. Bäver. Sollefteå, Sverige 1995. ISBN: 91-88626-00-8. 181 sider.
Note: Til brug i den fremtidige bæverforvaltning er der fremstillet en CD med de rå data fra polygon
metoden og fra vurderingen af sprednings grænser. Disse data er tilgængelige med Mapinfo
version 5.5. Den samlede rapport med undtagelse af visse store kort findes også som en
Word 97-fil. Hvis denne CD ikke er vedlagt rapporten kan den rekvireres hos forfatteren.
76