Vurdering av Ruditapes philippinarum (Adams & Reeve, 1850)
Utført av ekspertkomité for Marine invertebrater
Publisert: 11.08.2023
Arten er en dørstokkart som er dokumentert fra norsk natur.
Arten er vurdert til lav risiko. Den har moderat invasjonspotensial og ingen kjent økologisk effekt.
-
NRIkke risikovurdert
-
NKIngen kjent risiko
-
LOLav risiko
-
PHPotensielt høy risiko
-
HIHøy risiko
-
SESvært høy risiko
y = 4
- Økologisk effekt: 4stor
- For Invasjonspotensial (x-aksen) = 1: kategori PH er verdien: ikke gjeldende
- For Invasjonspotensial (x-aksen) = 2: kategori HI er verdien: ikke gjeldende
- For Invasjonspotensial (x-aksen) = 3: kategori SE er verdien: ikke gjeldende
- For Invasjonspotensial (x-aksen) = 4: kategori SE er verdien: ikke gjeldende
y = 3
- Økologisk effekt: 3middels
- For Invasjonspotensial (x-aksen) = 1: kategori LO er verdien: ikke gjeldende
- For Invasjonspotensial (x-aksen) = 2: kategori HI er verdien: ikke gjeldende
- For Invasjonspotensial (x-aksen) = 3: kategori HI er verdien: ikke gjeldende
- For Invasjonspotensial (x-aksen) = 4: kategori SE er verdien: ikke gjeldende
y = 2
- Økologisk effekt: 2liten
- For Invasjonspotensial (x-aksen) = 1: kategori LO er verdien: ikke gjeldende
- For Invasjonspotensial (x-aksen) = 2: kategori LO er verdien: ikke gjeldende
- For Invasjonspotensial (x-aksen) = 3: kategori LO er verdien: ikke gjeldende
- For Invasjonspotensial (x-aksen) = 4: kategori HI er verdien: ikke gjeldende
y = 1
- Økologisk effekt: 1ingen kjent
- For Invasjonspotensial (x-aksen) = 1: kategori NK er verdien: ikke gjeldende
- For Invasjonspotensial (x-aksen) = 2: kategori LO er verdien: ikke gjeldende
- For Invasjonspotensial (x-aksen) = 3: kategori LO er verdien: ikke gjeldende
- For Invasjonspotensial (x-aksen) = 4: kategori PH er verdien: ikke gjeldende
Tallforklaring for x-aksen:
- 1lite
- 2begrensa
- 3moderat
- 4stort
Arten har lav risiko LO, med usikkerhet til potensielt høy risiko PH. Risikoen er lavere i deler av artens potensielle utbredelse.
Arten har en forventet levetid i Norge på mellom 60 og 649 år og en ekspansjonshastighet på mellom 50 og 159 m/år. Dette tilsvarer moderat invasjonspotensial (risikomatrisens x-akse).
Arten har ingen utslagsgivende kriterier for økologisk effekt. Dette tilsvarer ingen kjent økologisk effekt (risikomatrisens y-akse).
Ekspertenes oppsummering
Generelt om arten
Livsmiljø: marint
Manilamusling eller asiatisk teppeskjell (Ruditapes philippinarum) er en musling som har sin naturlige opprinnelse i subtropiske og boreale områder av det østlige Stillehav. Arten er rasktvoksende og er i mange områder utenfor artens opprinnelige utbredelsesområde brukt som oppdrettsorganisme. R. philippinarum en "grunn" sedimentborer (3-5 cm under sedimenttoverflaten) og lever fra omtrent midt i, til like under tidevannssonen på bløtbunn med sand og skjellsand. Den tåler stor variasjon i saltholdighet. Arten ble innført til Frankrike i 1972. Senere ble den importert til Storbritannia, Irland, Portugal, Spania og Italia. I 1980-årene ble de første forvillede bestander oppdaget og arten finnes nå både i Middelhavet (særlig i Adriaterhavet) og langs vestkysten av Europa. Ville bestander er særlig i Middelhavet så store at de kan utnyttes kommersielt.
Utbredelse i Norge
Til Norge ble manilamuslingen importert i 1987 fra skotske oppdrettsanlegg og brukt i akvakulturanlegg på Vestlandet frem til 1991. I tillegg ble manilaskjell satt ut på seks lokaliteter i Hordaland, Sør-Trøndelag og Nord-Trøndelag i 1988-1990 (Mortensen og Strand, 2000). Det ble funnet levende individer med tegn på gjennomført gyting ved gjenbesøk av lokalitetene i 1995 og 1996, men ikke funnet individer av årsklasser som kunne bekrefte vellykket rekrutttering. ( Mortensen and Strand, op cit.). Det antas at reproduksjon slår feil.
Det er ikke kjent at arten har etablert seg i norsk natur. Ved en inspeksjon i 2004 i de områder hvor det var satt ut yngel i det fri (uten tillatelse) omkring 1990 ble det ikke funnet yngel eller yngre voksne individer (Bevanger 2005, Heggøy et al. 2008). Sannsynligheten for at arten skal spre seg i Norge må derfor vurderes som liten, men det kan endre seg, spesielt ved forhøyet sjøtemperatur.
Arten ble innført til Norge som akvakulturart på slutten av 1980-tallet, produsert i klekkeri. yngel ble (ulovlig) satt ut på flere lokaliteter på Vestlandet og i Trøndelag. Utsatte skjell har vokst og gytt, men det er ikke observert avkom (Mortensen og Strand 2000).
Spredningsmåter
Til Norge ble manilamuslingen importert i 1987 fra skotske oppdrettsanlegg og brukt i to akvakulturanlegg på Vestlandet frem til 1991.
I perioden 1988 til 1991 ble yngel uten tillatelse satt ut på minst fire steder i (Mortensen og Strand 2000).
Den nordligste kjente bestanden i dag er i Vadehavet. Spredning derfra ved larvedrift er mulig i fremtiden. Om arten etablerer seg i Norge, er egenspredning videre i norsk natur mulig i fremtiden.
Invasjonspotensial
Arten er vurdert til å ha moderat invasjonspotensiale med usikkerhet mot begrensa og stort. Dette baseres på moderat median levetid (med usikkerhet mot lang) samt begrensa ekspansjonshastighet (med usikkerhet mot liten og moderat). Nærmeste kjente reproduserende forvillede bestander finnes i syd-England, Frankrike og den tyske delen av Vadehavet. Med økende temperatur vil arten kunne spres ved naturlig sekundærspredning i løpet av de kommende 50 år.
Økologisk effekt
Arten er vurdert til moderat økologisk effekt på bakgrunn av mulig fortrenging av rødlistevurderte arter. R. philippinarum vil kunne konkurrere med stedegne teppeskjell (Ruditapes spp.) og andre arter om plass og føde. Studier fra Canada, British Columbia (Bendell 2014) og Adriaterhavet (Breber 2002) har vist at R. philippinarum fortrenger andre stedegne arter. Arten graver i sedimentet på grunnt vann, og påvirker derved habitatet ved bioturbasjon (Queiros et al. 2011). Ensellede parasitter av slektet Perkinsus spp er overført fra R. philippinarum, til den stedegne arten R. decussatus, og har forårsaket massedød av teppeskjell i Spania (Sagrista et al. 1996; Cigarria et al. 1997). Det er imidlertid usikkert i hvor stor grad parasitten påvirker stedegne arter. Hybridisering mellom R. philippinarum og den stedegne R. decussatus er rapportert, men omfanget av dette er ikke kjent (Hurtado et al. 2011). Økologiske effekter av forvillede bestander med moderate individtettheter i vest-Europa er lite kjent."
Konklusjon
Manilamusling" Ruditapes philippinarum er vurdert til lav risiko LO med usikkerhet mot høy risiko HI. Dette skyldes moderat invasjonspotensiale og liten økologisk effekt
Hva forklarer artens risikokategori
Artens risikokategori bestemmes av artens høyeste skår på invasjonspotensial (x-aksen i risikomatrisa) og på økologisk effekt (y-aksen i risikomatrisa). Kriteriet(ene) arten skårer høyest på for hver av aksene i matrisa er artens avgjørende kriterier. Les mer om kriteriene.
Artens invasjonspotensial bestemmes av tre kriterier: Artens mediane levetid i Norge (A-kriteriet), artens ekspansjonshastighet (B-kriteriet) og størrelsen på naturtypeareal som arten koloniserer (C-kriteriet).
Artens økologiske effekt bestemmes av seks kriterier: Artens effekter på stedegne arter (D- og E-kriteriet), artens effekter på naturtyper (F- og G-kriteriet), genetisk forurensning av stedegne arter (H-kriteriet) og overføring av parasitter eller patogener til stedegne arter (I-kriteriet).
Invasjonspotensial
Arten har moderat invasjonspotensial (skår 3)
Avgjørende kriterier-
A. Median levetid på mellom 60 og 649 år (med usikkerhet opp mot minimum 650 år). Dette tilsvarer skår 3.Estimeringsmetode: forenklet anslag
Basert på det beste anslaget på 2 forekomster i løpet av 10 år og 2 ytterligere introduksjon(er) i samme tidsperiode er A-kriteriet skåret som 3 (med usikkerhet: 3 – 4). Dette innebærer at artens mediane levetid er mellom 60 og 649 år eller at sannsynligheten for utdøing innen 50 år er på mellom 5% og 43%.
-
B. Ekspansjonshastighet på mellom 50 og 159 m/år (med usikkerhet ned mot mindre enn 50 m/år og opp mot mellom 160 og 499 m/år). Dette tilsvarer skår 2.Estimeringsmetode: anslått økning i artens forekomstareal
Basert på det beste anslaget på 2 forekomster i løpet av 10 år og 2 ytterligere introduksjon(er) i samme tidsperiode er B-kriteriet skåret som 2 (med usikkerhet 1 – 3). Det beste anslaget på artens ekspansjonshastighet er 112 m/år.
Økologisk effekt
Arten har ingen kjent økologisk effekt (skår 1)
Avgjørende kriterierInvasjonspotensial
-
C. Kolonisering av naturtype på mindre enn 5%. Dette tilsvarer skår 1.
Artens koloniserte naturtypeareal. Tabellen viser hvilke(n) naturtype(r) den fremmede arten koloniserer nå eller i framtida. Andel kolonisert areal (%) av totalt naturtypeareal og vurderingsgrunnlag er gitt for hver naturtype. naturtype Tidshorisont kolonisert
areal (%)Vurderings‐
grunnlagnaturtype:eufotisk marin sedimentbunn Tidshorisont:fremtidig kolonisert <br>areal (%):0–2 Vurderings<br>grunnlag: - ikke valgt
naturtype:fast fjærebeltebunn Tidshorisont:fremtidig kolonisert <br>areal (%):0–2 Vurderings<br>grunnlag: - ikke valgt
Økologisk effekt
Øvrige kriterier
Arten har ingen kjent økologisk effekt og har dermed ingen utslag på kriterier på effektaksen.
-
E. Effekter på øvrige stedegne arter på svak styrke ELLER moderat styrke og begrenset omfang. Dette tilsvarer skår 1.
Artens negative effekter på stedegne arter (ikke trua eller sjelden). Tabellen viser hvilken type interaksjon den fremmede arten har med stedegne arter, samt interaksjonens styre og omfang. Kun effekter som er dokumentert i Norge eller i utlandet (for arten selv eller en sammenlignbar art), eller som sannsynlig vil opptre i Norge i løpet av 50 år, er inkludert. Stedegen art Kategori
Rødlista 2021Nøkkelart? Interaksjonens styrke Geografisk omfang Type interaksjon Vurderings‐
grunnlag
Ruditapes decussatus (Linnaeus, 1758)LC - Livskraftig nei moderat begrenset konkurranse om plass - skriftlig dokumentasjon fra utlandet
Ruditapes decussatus (Linnaeus, 1758)LC - Livskraftig nei moderat begrenset konkurranse om mat - skriftlig dokumentasjon fra utlandet
Stedegen art: Ruditapes decussatus (Linnaeus, 1758) Kategori
Rødlista 2021LC - Livskraftig Nøkkelart? nei interaksjonens styrke moderat geografisk omfang begrenset type interaksjon konkurranse om plass vurderingsgrunnlag - skriftlig dokumentasjon fra utlandet
Stedegen art: Ruditapes decussatus (Linnaeus, 1758) Kategori
Rødlista 2021LC - Livskraftig Nøkkelart? nei interaksjonens styrke moderat geografisk omfang begrenset type interaksjon konkurranse om mat vurderingsgrunnlag - skriftlig dokumentasjon fra utlandet
Artens negative effekter på grupper av stedegne arter. Tabellen viser hvilken type interaksjon den fremmede arten har med grupper av stedegne arter, samt interaksjonens styre og omfang. Den negative interaksjonen med stedegne arter er gitt for hver naturtype. Kun effekter som er dokumentert i Norge eller i utlandet (for arten selv eller en sammenlignbar art), eller som sannsynlig vil opptre i Norge i løpet av 50 år, er inkludert. Påvirkede
arter iNøkkelarter
eller truede
arter?Interaksjonens styrke Geografisk omfang Type interaksjon Vurderings‐
grunnlagEufotisk marin sedimentbunn nei svak storskala konkurranse om plass - ikke valgt
Berørt naturtype (med gruppen av påvirkede arter): Eufotisk marin sedimentbunn påvirkes nøkkelarter eller truede arter? nei interaksjonens styrke svak geografisk omfang storskala type interaksjon konkurranse om plass vurderingsgrunnlag - ikke valgt
Utfyllende informasjon rundt artens negative effekter:
Studier fra Canada, British Columbia (Bendell 2014) og Adriaterhavet (Breber 2002) har vist at Ruditapes philippinarum fortrenger andre stedegne arter. Arten graver i sedimentet på grunt vann, og påvirker derved habitatet ved bioturbasjon (Queiros et al. 2011). Se også Occhipinti-Ambrogi and Savini, (2000).
-
F. Effekter på truede eller sjeldne naturtyper på 0%. Dette tilsvarer skår 1.
Utfyllende informasjon rundt artens negative effekter: Durkes i fjæresonen - sandstrender, ingen dokumentert effekt
-
G. Effekter på øvrige naturtyper på mindre enn 5%. Dette tilsvarer skår 1.
Artens negative effekter på naturtyper (ikke trua eller sjelden). Tabellen viser hvilke(n) naturtype(r) som påvirkes av den fremmede arten nå eller i framtida. Type tilstandsendring, hvor stor del av naturtypearealet som påvirkes og vurderingsgrunnlag er gitt for hver naturtype. Se retningslinjene for beskrivelse av tydelig tilstandsendring. naturtype Tidshorisont tydelig
tilstandsendringtydelig
påvirka
areal (%)Vurderings‐
grunnlageufotisk marin sedimentbunn fremtidig - artsgruppesammensetning
0–2 - ikke valgt
-
H. Overføring av genetisk materiale på ingen overføring. Dette tilsvarer skår 1.
Overføring av genetisk materiale. Tabellen viser hvilke stedegne arter som blir, eller kan bli, genetisk forurenset av den fremmede arten. Med genetisk forurensning menes introgresjon, hybridisering alene er ikke tilstrekkelig. Kun genetisk forurensing som er dokumentert eller sannsynlig er inkludert. Stedegen art Kategori
Rødlista 2021Nøkkelart? Geografisk omfang Vurderingsgrunnlag
Venerupis deccusataUkjent kategori Unknown nei begrenset - skriftlig dokumentasjon fra utlandet
-
Økologiske effekter etter kriterium D, I er vurdert som fraværende (usannsynlige)
Endring av risikokategori fra 2018
Denne arten er vurdert til samme risikokategori som i Fremmedartslista 2018 (forrige revisjon).
Effekt av klimaendringer
Delkategori for invasjonspotensial ville vært lavere i fravær av pågående eller fremtidige klimaendringer.
Delkategori for økologisk effekt ville ikke vært lavere i fravær av pågående eller fremtidige klimaendringer.
Betydningen av klimaendringer:
Arten er varmekjær. Kan overleve temperaturer ned til 0 C , men krever > 18 C for vellykket reproduksjon.
Geografisk variasjon i risiko
Arten kunne ha fått lavere risikokategori enn lav risiko LO i deler av sitt potensielle forekomstareal.
Årsak til geografisk variasjon i risiko
- Artens evne til reproduksjon og/eller spredning er begrenset til visse kystvannssoner eller seksjoner
Utbredelse i Norge
Forekomstareal
Forekomstarealet til en art tilsvarer antallet forekomster (2 km x 2 km ruter) der arten lever. Les mer om forekomstareal her.
| Anslag | Antall forekomster fra én introduksjon | Antall ytterligere introduksjoner til norsk natur | Forekomstareal etter 10 år |
|---|---|---|---|
| Anslag:lavt anslag | Antall forekomster fra én introduksjon:1 | Antall ytterligere introduksjoner til norsk natur:1 | Forekomstareal etter 10 år:8 km2 |
| Anslag:beste anslag | Antall forekomster fra én introduksjon:2 | Antall ytterligere introduksjoner til norsk natur:2 | Forekomstareal etter 10 år:16 km2 |
| Anslag:høyt anslag | Antall forekomster fra én introduksjon:4 | Antall ytterligere introduksjoner til norsk natur:3 | Forekomstareal etter 10 år:32 km2 |
Andel av antatt forekomstareal i sterkt endra natur er på under 5 %.
Regionvis utbredelse
Østfold, Oslo og Akershus, Buskerud, Vestfold, Telemark, Aust-Agder, Vest-Agder, Rogaland.
| Kjent utbredelse | |
| Antatt utbredelse | |
| Ikke kjent eller antatt |
Fremtidig utbredelse er basert på forventet temperaturøking, foretrukket habitat og artens utbredelse i Europa i dag.
Naturtypetilhørighet
Naturtyper arten er observert i og/eller som er potensielle habitater for arten i Norge. Hvis arten fører til endringer i naturtypen er det angitt.
Truede, sjeldne eller øvrige naturtyper som er potensielle habitater for arten i Norge. Tabellen viser anslått kolonisert areal (C-kriteriet) i de naturtypene arten regnes med å observeres i innen 50 år eller 5 generasjoner (det av tallene som er størst), samt artens framtidige påvirkning i naturtypen og anslått andel av naturtypens areal som vil bli påvirket (F- og G-kriteriet).
| naturtype | kolonisert areal (%) |
tydelig tilstandsendring |
tydelig påvirka areal (%) |
Vurderings‐ grunnlag |
|---|---|---|---|---|
| naturtype:eufotisk marin sedimentbunn | kolonisert <br>areal (%):0–2 |
tydelig <br>tilstandsendring:
|
tydelig <br>påvirka <br>areal (%):0–2 |
Vurderings<br>grunnlag:
|
| naturtype:fast fjærebeltebunn | kolonisert <br>areal (%):0–2 | tydelig <br>tilstandsendring: | tydelig <br>påvirka <br>areal (%):0 |
Vurderings<br>grunnlag:
|
Spredningsmåter
Til innendørs- eller produksjonsareal
Spredningsmåter til innendørs- eller produksjonsareal omfatter artens spredningsmåter til Norge eller Svalbard, og ikke artens spredningsmåter til norsk natur.
Herunder tilfaller enhver (a) tilsikta eller utilsikta innførsel av en art fra utlandet og til 'Innendørs-Norge' (f.eks. butikker, privathus, lagerbygninger) og (b) tilsikta innførsel av en art fra utlandet og til artens eget produksjonsareal.
Artens importveier til innendørs- eller produksjonsareal. Følgende aktuelle, fortidige og sannsynlig fremtidige importveier til innendørs- eller produksjonsareal er angitt for arten.
| hovedkategori | kategori | hyppighet | antall individer |
tidsrom |
|---|---|---|---|---|
| hovedkategori:direkte import | kategori:til akvakultur (inkl. fiskedammer) | hyppighet:flere ganger pr. 10. år | antall <br>individer:ukjent | tidsrom:kun historisk |
Introduksjon til natur
Introduksjon til natur omfatter artens spredningsmåter til norsk natur fra utland, innendørsareal eller artens produksjonsareal. Med introduksjon menes enhver tilsikta eller utilsikta form for antropogen innførsel til norsk natur. Introduksjon kan altså enten skje uten eller etter en separat importhendelse.
Artens introduksjonsveier til norsk natur. Følgende aktuelle, fortidige og sannsynlig fremtidige introduksjonsveier til norsk natur er angitt for arten.
| hovedkategori | kategori | hyppighet | antall individer |
tidsrom |
|---|---|---|---|---|
| hovedkategori:tilsiktet utsetting | kategori:øvrig utsetting til nytteformål | hyppighet:flere ganger pr. 10. år | antall <br>individer:101 - 1000 | tidsrom:kun historisk |
| hovedkategori:egenspredning | kategori:naturlig | hyppighet:ukjent | antall <br>individer:ukjent | tidsrom:kun i fremtiden |
Videre spredning i natur
Artens videre spredning i norsk natur omfatter spredning innad i naturen, altså fra norsk natur til norsk natur.
Det er ikke angitt spredningsmåter i norsk natur for denne arten
Mer om arten
Etableringsstatus i Norge
Artens etableringsstatus bestemmes av den høyeste etableringsklassen arten har i Norge i dag, fra å kun finnes utenlands til å være etablert i naturen med videre spredning.
Arten er dokumentert fra norsk natur.
Arten ble innført til Norge som akvakulturart på slutten av 1980-tallet, produsert i klekkeri. yngel ble (ulovlig) satt ut på flere lokaliteter på Vestlandet og i Trøndelag. Utsatte skjell har vokst og gytt, men det er ikke observert avkom (Mortensen og Strand 2000).
| Etableringsstatus | Årstall for første observasjon | Usikkerhet i årstall (> ± 5 år) |
|---|---|---|
| etablering i norsk natur | Årstall for første observasjon:0 | Usikkerhet i årstall (> ± 5 år):nei |
| etablering i norsk natur | Årstall for første observasjon:0 | Usikkerhet i årstall (> ± 5 år):nei |
| etablering i norsk natur | Årstall for første observasjon:0 | Usikkerhet i årstall (> ± 5 år):nei |
Arten ble innført til Norge som akvakulturart på slutten av 1980-tallet, produsert i klekkeri. yngel ble (ulovlig) satt ut på flere lokaliteter på Vestlandet og i Trøndelag. Utsatte skjell har vokst og gytt, men det er ikke observert avkom (Mortensen og Strand 2000).
Arten kan komme til Norge fra: annet sted (utlandet)
Til Norge ble manilamuslingen importert i 1987 fra skotske oppdrettsanlegg og brukt i to akvakulturanlegg på Vestlandet frem til 1991. I tillegg ble yngel uten tillatelse satt ut på minst fire steder i perioden 1988 til 1991 (Mortensen og Strand 2000).
Global utbredelse
Artens naturlige utbredelse.
Naturlig utbredelse omfatter de områdene arten forekommer i uten at det ligger menneskelig transport bak (dvs. alle former for tilsikta eller utilsikta forflytning av arten).
Marin utbredelse:
- Stillehavet nordlig
Er naturlig forekommende i subtropisk og tempererte områder i vestlige Stillehavet fra Okhotsk til Sørkinahavet, Jensen, (2010)
Artens nåværende utbredelse
Nåværende utbredelse viser artens totale utbredelse. Det vil si områder der arten finnes naturlig (se naturlig utbredelse) og områder som er et resultat av menneskelig forflytning, tilsikta eller utilsikta, av arten.
Marin utbredelse:
- Atlanterhavet nordøst
- Stillehavet nordlig
- Stillehavet sørlig
- Middelhavet
- Svartehavet
Nylig observert liten bestand i den tyske delen av Vadehavet
Reproduksjon og generasjonstid
Arten har seksuell reproduksjon.
Generasjonstid (i år): 2.
Referanser
- Bendell, L. I. (2014). Evidence for declines in the native Leukoma staminea as a result of the intentional introduction of the non-native Venerupis philippinarum in coastal British Columbia, Canada,. Estuaries and Coasts 37:: 369-380.
- Bevanger, K. (2005). Nye dyrearter i norsk natur. Landbruksforlaget, Oslo.
- Breber, Paolo (2002). Introduction and acclimatization of the Pacific Carpet Clam Tapes philippinarum to Italian Waters.,. Kluwer, Dordrecht. Pp. 120-126.
- Cigarria, J.; Rodriguez, C.; Fernandez, J. M. (1997). Impact of Perkinsus sp. on Manila clam Ruditapes philippinarum beds,. Diseases of Aquatic Organisms 29:: 117-120.
- Gederaas L., Salvesen I. og Viken Å. (red.) 2007. Norsk svarteliste 2007 – 2007 Norwegian Black List. Økologiske risikovurderinger av fremmede arter. – Artsdatabanken, Norway. (151 s.)
- Heggøy, Erling, Johansen, Per-Otto, Botnen, Helge Olenin, Sergej Husa, Vivian Jelmert, Anders (2008). Kartlegging og overvåking av fremmede marine arter. Fisken og Havet 2008 (12): 50.
- Hurtado, Ninoska S.; Pérez-García, Concepción P; Morán, Paloma; Pasantes, Juan J. (2011). Genetic and cytological evidence of hybridization between native Ruditapes decussatus and introduced Ruditapes philippinarum (Mollusca, Bivalvia, Veneridae) in NW Spain,. Aquaculture 311:: 123-128.
- Lin, B.S., Wu, T. M. and Huang, B.Z. (1983). The effects of temperature and salininity on the growth and development of the spats of the clam R. philippinarum. J. Fish. China 7: 15-23.
- Mortensen, S. and Strand, Ø. (2000). Releases and recaptures of Manila clams (Ruditapes philippinarum) introduced to Norway. Sarsia 85: 87-91.
- Occhipinti-Ambrogi, A. ans Savini, D. (2000). Biological invasions as a component of global change in stressed marine environments. Mar.Poll. Bull. 46: 542-551.
- Pellizzato, M. Galvan, T Lazzarini, R. Penzo, P. (2010). Recruitment of Tapes philippinarum in the Venice Lagoon (Italy) during 2002-2007. Aquaculture International 14: 541-554.
- Queiros, Ana de Moura; Hiddink, Jan Geert; Johnson, Gareth; Cabral, Henrique Nogueira; Kaiser, Michel Joseph (2011). Context dependence of marine ecosystem engineer invasion: Impacts on benthic ecosystem functioning,. Biological Invasions 13:: 1059-1075.
- Quinteiro, Javier, Pérez-Diéguez.L., Sánchez, A., Perez-Martin, R. I., Sotelo, C. G., Rey-Méndez, M. (2011). Quantification of Manilla clam Ruditapes philippiarum (Adams & Reeve, 1850) larvae based on Sybr Real-time polymerase chain reaction. Journal of Shellfish Research 30: 791-796.
- Sagrista, Elena; Dufort, Merce; Azvedo, Carlos (1996). Ultrstructural data on the life cycle of the parasite Perkinsus atlanticus (Apicomplexa) on the clam Ruditapes philippinarum, in the Mediterranean,. Scientia Marina 60:: 283-288.
Sitering
Mortensen S, Agnalt A-L, Falkenhaug T, Glenner H, Husa V og Jelmert A (2023). Mollusca: Vurdering av Ruditapes philippinarum for Fastlands-Norge med havområder. Fremmedartslista 2023. Artsdatabanken. http://www.artsdatabanken.no/lister/fremmedartslista/2023/1635
