Vurdering av regnbueørret Oncorhynchus mykiss (Walbaum, 1792)
Utført av ekspertkomité for Fisker
Publisert: 11.08.2023
Arten er etablert.
Arten er vurdert til høy risiko. Den har stort invasjonspotensial og liten 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 høy risiko HI. Risikoen er den samme i hele artens potensielle utbredelse.
Arten har en forventet levetid i Norge på minimum 650 år og en ekspansjonshastighet på mellom 160 og 499 m/år. Dette tilsvarer stort invasjonspotensial (risikomatrisens x-akse).
Arten har negative interaksjoner med stedegne arter, overfører genetisk materiale til stedegne arter og overfører parasitter/patogener til stedegne arter. Dette tilsvarer liten økologisk effekt (risikomatrisens y-akse).
Ekspertenes oppsummering
Generelt om arten
Livsmiljø: limnisk og marint
Regnbueørreten Oncorhynchus mykiss er en fremmed ferskvannsfisk innen laksefamilien. Den er en nord-amerikansk art som ble innført til Norge tidlig på 1900-tallet. På vestkysten av Nord-Amerika finnes den både som stasjonær form i ferskvann og som sjøvandrende eller anadrom form. Den har navnet sitt fra det rosa/fiolette båndet fra hodet og langs sidene (Pethon 2005). På ryggen, sidene og sporden har den mørke flekker. Regnbueørreten stiller ikke så store krav til rent vann og temperatur som f.eks. ørret og laks. Den ble en populær fisk på grunn av sin hurtige vekst. Det er hovedgrunnen til at den blir benyttet i dambruk i flere land i Europa. Her kan den oppnå en vekt på 9-10 kg (Pethon 2005). Hos oss blir regnbueørreten sjelden over 2 kg i ferskvann.
Utbredelse i Norge
Regnbueørreten kom til Norge som rogn fra Danmark i 1902. Seinere har det vært en rekke innførsler, bl.a. 700 000 øyerogn fra Danmark i 1910 (Landmark 1913). På den tiden ble det reklamert sterkt for regnbueørreten, og det ble tilrådd utsettinger både i elver og innsjøer (Berg 1986). Hensikten med importen og de påfølgende utsettingene var i første rekke å skape bedre fiskemuligheter for allmennheten (Hindar mfl. 1996). For å stimulere salget ble regnbueørreten kalt både regnbuelaks og damlaks. Og reklamen virket, for tidlig på 1900-tallet ble det importert store kvanta rogn av regnbueørret. Den utklekte yngelen ble satt ut i en lang rekke vann og elver. Men tilslaget var nedslående, for i de fleste tilfeller forsvant den raskt (Landmark 1916). Bare i noen tidligere fisketomme innsjøer var utsettingene til en viss grad vellykkede. Interessen for det nye fiskeslaget avtok derfor sterkt.
I seinere år har tallet på lokaliteter med regnbueørret med naturlig rekruttering gått kraftig tilbake. Ved en landsomfattende spørreundersøkelse tidlig på 1990-tallet, ble regnbueørret registrert i 55 % av 355 kommuner som avga svar (Hindar mfl. 1996). For perioden 1990-96 var det forekomst av regnbueørret i minst 114 kommuner, med mulig og sikker naturlig reproduksjon i henholdsvis 4 og 3% av kommunene. I vassdrag med anadrom fisk ble det rapportert om to tilfeller av naturlig reproduksjon. I Oselva i Hordaland ble det våren 1961 og 1962 tatt flere gytemodne individ. Her ble det i 1994 også registrert yngel (Sægrov mfl. 1996). Dette var også tilfelle i Imsa i Rogaland i 1978 (Jonsson mfl. 1993).
Det har vært en betydelig økning i produksjonen av regnbueørret i norske oppdrettsanlegg i de siste årene. Fram til tidlig på 1990-tallet var den årlige produksjonen under 10 000 tonn (www.statban.sb.no). Deretter økte den gradvis til nærmere 50 000 tonn i 2001, og i perioden 2002-2010 lå den på ca. 60 000-85 000 tonn i året. Innrapportert beholdning av regnbueørret var i 2021 på over 17 millioner individ, ifølge Fiskeridirektoratet. Den store produksjonsøkningen av regnbueørret har ført til en betydelig økning i antall rømninger, og mange av disse vandrer opp i nærliggende elver (Anon. 2011a, b). For perioden 1993-2021 varierte tallet på rømninger fra mindre enn 10 000 til over 300 000 individ pr. år.
I de seinere årene er det rapportert om regnbueørret i flere kystnære innsjøer og elver i Hordaland, Sogn og Fjordane, Møre og Romsdal og Trøndelagsfylkene (Borgstrøm & Skaala 2008, Bergan 2012, 2014, Hesthagen & Sandlund 2016a,b). I 2015 ble regnbueørret i hovedsak funnet i vassdrag fra Sogn til Nord-Trøndelag (Anon. 2016a). Men det er også påvist rengbueørret i elver i Finnmark, nemlig i Vestre Jakobselv i østlige deler fylket (Muladal 2015). Regnbueørret i anadrome vassdrag antas å være fisk som har rømt fra oppdrettsanlegg. På slutten av 1990-tallet ble det rapportert om fangster av regnbueørret i Isfjorden på Svalbard (Svenning 2014).
Regnbueørreten har reprodusert i flere innlandsvassdrag i løpet av de siste ti-åra. Den etablerte seg blant annet i de to Brennfjellvatna i Storfjord kommune, Troms fylke etter en utsetting i 1963. Tidlig på 1990-tallet ble det observert gytende individ i begge innsjøene (Hindar mfl. 1996). De to bestandene ble trolig utryddet da vassdraget ble rotenonbehandlet i 1995. I Øvre og Nedre Setervatnet ved Åndalsnes i Møre og Romsdal ble det satt ut regnbueørret i 1974 (Gammelsæter & Dønnum 1994). Ved en undersøkelse i øvre deler av utløpselva (Sjølåa) fra Nedre Setervatnet i 1994, ble det fanget regnbueørret i årsklasser fra 1+ til 5+. På den tiden var det fremdeles regnbueørret i begge innsjøene. Ved et prøvefiske i 2010 begrenset fangsten seg til tre individ i Nedre Setervatnet (Solem mfl. 2011). Det tydet på at det hadde vært en kraftig bestandsnedgang siden forrige undersøkelse på 1990-tallet. I Øvre Setervatnet har trolig bestanden av regnbueørret nå gått tapt.
Potta på Dovrefjell i Oppdal kommune i Sør-Trøndelag hadde tidligere også en reproduserende bestand av regnbueørret (Dønnum & Gammelsæter 1994). Ved et prøvefiske med garn i vatnet i 2003 og 2004, og et elfiske i utløpsbekken i 2003, ble det imidlertid ikke fanget regnbueørret (Kjøsnes & Solem 2003). Det er derfor svært sannsynlig at bestanden er utdødd. Etter en utsetting i 1979 etablerte det seg også regnbueørret i Breitelvatn og Kløftetjern i Driva-vassdraget i Øksendalen, Sunndal kommune i Møre og Romsdal (Hindar mfl. 1996). Men ved en undersøkelse høsten 2010 ble det ikke påvist regnbueørret i noen av disse innsjøene (Solem mfl. 2010). Skottvatnet i Sel kommune i Oppland fylke hadde tidligere en bestand av regnbueørret som gytte i Selsbekken. Den er nå trolig utdødd. Regnbueørret reproduserte også i tilknytning til tre oppdrettsdammer på Frya i Sør-Fron kommune, Oppland fylke. Alle disse bestandene ble fjernet ved hjelp av rotenon i 2005. I noen lokaliteter i Nordre Land og Biri døde regnbueørreten ut pga. ugunstige klimatiske forhold vinteren 1995-1996. Det var også tidligere en reproduserende bestand av regnbueørret i en tilløpsbekk til en oppdrettsdam i Nordre Land kommune, Oppland fylke.
Det er pr. 2017 kjennskap til kun to reproduserende bestand av regnbueørret i Norge, nemlig i Nedre Setervatnet, samt i Kråkstadelva i Hobølvassdraget, Akershus fylke. I Kråkstadelva etablerte bestanden seg etter en utsetting i 1995 (Aalerud mfl. 2003). Elva blir karakterisert som eutrof, og med ørekyt som eneste opprinnelige fiskeslag. I 2003 ble det samlet inn 17 individ som varierte i lengde fra ca. 7 og 32 cm. De som ble aldersbestemt (n=10) var fra yngel og opp til fire år gamle individ. Kråkstadelva har fremdeles en livskraftig bestand av regnbueørret. I 2014 ble det fanget ett individ regnbueørret i Engeråa i Engerdal, Hedmark fylke (Hesthagen & Sandlund 2015).
Spredningsmåter
Regnbueørret ble opprinnelig spredt gjennom utsettinger av rogn, yngel og eldre individ. I dag skjer spredningen til anadrome vassdrag ved rømning fra oppdrettsanlegg langs kysten. Alder og størrelse på denne fisken varierer trolig i stor grad. Siden regnbueørret kan tolerere en viss saltholdighet, kan den spre seg langs kysten for deretter å vandre opp i anadrome vassdrag (Anon. 2011b). Opphavet til vår eneste kjente reproduserende bestand i innlandsvassdrag var utsetting av yngel. Regnbueørret i Engeråa har ukjent opphav (Hesthagen & Sandlund 2015). Det er større grad av utsettinger av regnbueørret i Sverige, og en viss risiko for at noe av dette kan havne i Norge i privat regi må påregnes nær grensen.
Invasjonspotensial
Regnbueørret har historisk hatt et stort menneskeskapt invasjonspotensial, og har det fortsatt. Dette skyldtes både omfattende utsettinger i forbindelse med sportsfiske og rømninger fra kultiverings- og akvakulturanlegg i nær samtlige kontinent (MacCrimmon 1971). Observasjoner i norske vassdrag i nærheten av oppdrettsanlegg tyder på at det fremdeles er en kontinuerlig tilførsel av rømt fisk (Anon. 2011b). Men selv om regnbueørret er en meget tilpasningsdyktig art, har den (hittil) vist liten evne til å etablere seg. Følgelig forsvinner den som oftest dersom tilførselen av fisk opphører. Likevel, det er fortsatt et stort antall fisk som rømmer fra oppdrettsanlegg langs kysten og det er fare for at etablering kan skje (Anon. 2011b). Den lave etableringssuksessen har blitt relatert til en rekke faktorer (Stanković mfl. 2015). En teori er at den ikke er tilpasset den endemiske parasittfaunaen (Hindar mfl. 1996). Det kan også skyldes ugunstige temperaturforhold, lav pH i forbindelse med snøsmelting under gyteperioden om våren, ustabile vannføringsregimer i forhold til gyting, egginkubasjon, klekking og når yngelen kommer opp av grusen (Fausch mfl. 2001). Regnbueørretens lave etableringssuksess kan også skyldes en relativt kompleks livshistorie, med både stasjonær og anadrom form (jf. Stanković mfl. 2015). Selv om regnbueørreten er en vårgyter, er det grunn til å tro at eksporten av regnbueørret fra Nord-Amerika har omfattet akvakulturfisk med ulike gytetidspunkt (Anon. 2011b). Den norske stammen av regnbueørret er også sterkt domestisert med mange tiår i oppdrett uten naturlig reproduksjon (Jonsson mfl. 1993). Langvarig kultivering over mange generasjoner både før og etter innførsel fra Europa blir derfor trukket fram som en viktig årsak til at regnbueørret har vanskelig for å etablere selvreproduserende bestander både i Norge og Europa for øvrig (Anon. 2011b). At regnbueørreten har stort invasjonspotensial skyldes altså ikke evnen til å etablere seg, men det store antall rømninger fra oppdrettsanlegg.
Økologisk effekt
Den globale spredningen av regnbueørret har ført den inn på listen over de 100 verste invaderende arter i verden, ifølge IUCN (www.issg.org). Regnbueørret havner i kategorien for liten økologisk effekt. Den kan årsake negative effekter på stedegne fiskearter gjennom overføring av sykdommer og parasitter, hybridisering, samt predasjon og konkurranse om plass og næring (Anon. 2011b, Stanković mfl. 2015). På tidlig 1990-tall ble det dokumentert at regnbueørreten kunne være smittebærer av Gyrodactylus salaris. Dette var basert på eksperimentelle studier av fisk fra oppdrettsanlegg (Bakke mfl. 1991, Mo 1991, Hansen mfl. 2003). Parasitten kan derfor bli overført fra regnbueørret til Atlantisk laks. Selv om det er lite kunnskap om infeksjoner hos regnbueørret i norsk natur så er det trolig at rømte individer har overfort smitte til laks i Drammenselva og Lierelva (Mo 1991, se Anon. 2011b). Spredningen av G. salaris har ført til en dramatisk bestandsnedgang i fangstene av villaks i mange elver med påfølgende store samfunnsøkonomiske tap. Siden 1990 har det vært forbud mot utsetting av regnbueørret til kultiverings- og sportsfiskeformål i norske vassdrag (Anon. 2011b). Ifølge Vitenskapelig råd for lakseforvaltning kan forekomst og etablering av regnbueørret, blant annet på grunn av biologiske likheter med Atlantisk laks, gi potensielt store negative effekter (Anon. 2011a, b). Dette gjelder blant annet faren for infeksjonssykdommer. En av disse sykdommene er pankreassykdom eller pancreas disease (PD) forårsaket av PD-virus eller Salmonid alphavirus (SAV) (Anon. 2011a). I norske oppdrettsanlegg har sykdommen stor utbredelse både hos Atlantisk laks og regnbueørret. Furunkulosebakterien Aeromonus salmoicida subsp. salmonicida har også blitt introdusert til Norge to ganger, første gang med regnbueørret fra Danmark. Regnbueørret er svært mottakelig for lakselus, og kan derfor bidra til økt infeksjon på vill laksefisk (Gjerde & Saltkjelvik 2009, Anon. 2011b). Rømt regnbueørret kan ha til dels høye nivå av lakselus (Anon. 2011b). Det er pr. 2016 ingen kjente etablerte bestander av regnbueørret i laksevassdrag i Norge (Anon. 2016a, b).
Regnbueørret kan hybridisere og få levedyktig avkom med ørret (Blanc & Maunas 2005). I noen tilfeller gjelder det også med laks (Waknitz mfl. 2003). Det vurderes likevel som lite sannsynlig at dette skal forekomme under naturlige forhold. Men i Nord-Amerika har hybridisering med regnbueørret fortrengt eller desimert flere lokale og endemiske stammer av strupesnittørret (Oncorhynchus clarkii) (Allendorf & Leary 1988).
Det kan også forekomme konkurranse om gytehabitat og oppgraving av gytegroper mellom regnbueørret og annen laksefisk. Siden ørret og laks gyter sent på høsten og regnbueørreten normalt gyter om våren, kan regnbueørreten grave opp egg som foregående høst var gytt av disse artene (Anon. 2011b). Dette er beskrevet som en viktig mekanisme for at regnbueørret delvis eller helt har fortrengt ørretbestander (Hayes 1987, Scott & Irvine 2000).
I vassdrag med regnbueørret kan det oppstå næringskonkurranse med stedegne arter som Atlantisk laks og ørret med påfølgende lavere individuell vekst og dermed redusert produksjon (Borgstrøm & Skaala 2008). At regnbueørreten er en generalist som effektivt kan beite på mange ulike byttedyr, gjør at den potensielt kan ha en negativ påvirkning på næringstilgang og habitatbruk hos stedegne arter (Baxter mfl. 2007). Regnbueørreten kan også være en effektiv fiskespiser, som desimerer og fortrenger stedegne fiskearter (Fausch 2007). Hos oss synes regnbueørreten å være svak i konkurranse med andre fiskearter. Etableringer etter de første utsettingene på tidlig 1900-tall omfattet nesten alltid fisketomme innsjøer (Huitfeldt-Kaas 1918). Det er derfor verdt å merke seg at i Krogstadelva finnes det altså ingen annen laksefisk, kun ørekyt (Aalerud mfl. 2003).
Konklusjon
Det er ingen kjente reproduserende bestander av regnbueørret i anadrome vassdrag her i landet. Men med de høye rømningstallene fra sjøbaserte oppdrettsanlegg, er sjansen for en etablering absolutt til stede (Anon. 2011b). Siden regnbueørret er sjøvandrende, kan rømt fisk fra et slikt anlegg spre seg til flere vassdrag. Reproduserende bestander av regnbueørret vil være en trussel mot stedegne fiskearter. Spesielt er artens rolle som vektor for G. salaris alvorlig for villaksen. I innlandsvassdrag er det kun to kjent lokaliteter hvor regnbueørreten reproduserer. Men det ble i 2014 fanget regnbueørret i et annet vassdrag (Hedmark). Denne fisken kan også være naturlig rekruttert, eventuelt et resultat av illegale utsettinger eller rømning fra et ulovlig damanlegg. Regnbueørret vurderes å ha stort invasjonspotensial og liten økologisk effekt. Den havner følgelig i kategorien høy risiko.
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 stort invasjonspotensial (skår 4)
Avgjørende kriterier-
A. Median levetid på minimum 650 år. Dette tilsvarer skår 4.Estimeringsmetode: forenklet anslag
Basert på de beste anslagene på forekomstareal i dag (1 900 km²) og om 50 år (2 104 km²) er A-kriteriet skåret som 4 (med usikkerhet: 4 – 4). Dette innebærer at artens mediane levetid er minimum 650 år eller at sannsynligheten for utdøing innen 50 år er på under 5%.
-
B. Ekspansjonshastighet på mellom 160 og 499 m/år (med usikkerhet opp mot minimum 500 m/år). Dette tilsvarer skår 3.Estimeringsmetode: datasett med tid- og stedfesta observasjoner
Modell og parametere. Tabellen viser hvilke parametere og antagelser som er brukt for estimering av ekspansjonshastighet. Les mer om metoden her: ekspansjon. Parameter Verdi modell konstant ekspansjon og oppdagbarhet lokalitetene i datafila er oppført bare første året de har blitt observert
Artens ekspansjonshastighet. Tabellen viser artens estimerte ekspansjonshastighet (m/år) med bakgrunn i parametervalgene angitt over, samt datasett med tid- og stedfesta observasjoner av arten. Ekspansjonshastighet Estimert verdi (m/år) beste anslag 410 lavt anslag 325 høyt anslag 516
Økologisk effekt
Arten har liten økologisk effekt (skår 2)
Avgjørende kriterier-
D. Effekter på truede arter eller nøkkelarter på svak styrke og begrenset omfang. Dette tilsvarer skår 2.
Artens negative effekter på trua arter eller nøkkelarter. Tabellen viser hvilken type interaksjon den fremmede arten har med stedegne trua arter eller nøkkelarter, 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‐
grunnlagørret
Salmo trutta Linnaeus, 1758LC - Livskraftig ja svak begrenset konkurranse om plass - skriftlig dokumentasjon fra Norge
laks
Salmo salar Linnaeus, 1758NT - Nær truet ja svak begrenset konkurranse om plass - skriftlig dokumentasjon fra Norge
ørret
Salmo trutta Linnaeus, 1758LC - Livskraftig ja svak begrenset konkurranse om mat - skriftlig dokumentasjon fra Norge
laks
Salmo salar Linnaeus, 1758NT - Nær truet ja svak begrenset konkurranse om mat - skriftlig dokumentasjon fra Norge
Stedegen art: ørret Salmo trutta Linnaeus, 1758 Kategori
Rødlista 2021LC - Livskraftig Nøkkelart? ja interaksjonens styrke svak geografisk omfang begrenset type interaksjon konkurranse om plass vurderingsgrunnlag - skriftlig dokumentasjon fra Norge
Stedegen art: laks Salmo salar Linnaeus, 1758 Kategori
Rødlista 2021NT - Nær truet Nøkkelart? ja interaksjonens styrke svak geografisk omfang begrenset type interaksjon konkurranse om plass vurderingsgrunnlag - skriftlig dokumentasjon fra Norge
Stedegen art: ørret Salmo trutta Linnaeus, 1758 Kategori
Rødlista 2021LC - Livskraftig Nøkkelart? ja interaksjonens styrke svak geografisk omfang begrenset type interaksjon konkurranse om mat vurderingsgrunnlag - skriftlig dokumentasjon fra Norge
Stedegen art: laks Salmo salar Linnaeus, 1758 Kategori
Rødlista 2021NT - Nær truet Nøkkelart? ja interaksjonens styrke svak geografisk omfang begrenset type interaksjon konkurranse om mat vurderingsgrunnlag - skriftlig dokumentasjon fra Norge
Utfyllende informasjon rundt artens negative effekter:
Den globale spredningen av regnbueørret har ført den inn på listen over de 100 verste invaderende arter i verden, ifølge IUCN (www.issg.org). Regnbueørret kan ha stor økologisk effekt. Den kan resultere i alvorlige negative effekter på stedegne fiskearter gjennom hybridisering, overføring av sykdommer og parasitter, predasjon og konkurranse om plass og næring (Anon. 2011b, Stanković mfl. 2015). På tidlig 1990-tall ble det dokumentert at regnbueørreten kunne være smittebærer av Gyrodactylus salaris. Dette var basert på eksperimentelle studier av fisk fra oppdrettsanlegg (Bakke mfl. 1991, Mo 1991, Hansen mfl. 2003). Parasitten kan derfor bli overført fra regnbueørret til Atlantisk laks. Selv om det er lite kunnskap om infeksjoner hos regnbueørret i norsk natur så er det trolig at rømte individer har overfort smitte til laks i Drammenselva og Lierelva (Mo 1991, se Anon. 2011b). Spredningen av G. salaris har ført til en dramatisk bestandsnedgang i fangstene av villaks i mange elver med påfølgende store samfunnsøkonomiske tap. Siden 1990 har det vært forbud mot utsetting av regnbueørret til kultiverings- og sportsfiskeformål i norske vassdrag (Anon. 2011b). Ifølge Vitenskapelig råd for lakseforvaltning kan forekomst og etablering av regnbueørret, blant annet på grunn av biologiske likheter med Atlantisk laks, gi potensielt store negative effekter (Anon. 2011a, b). Dette gjelder blant annet faren for infeksjonssykdommer. En av disse sykdommene er pankreassykdom eller pancreas disease (PD) forårsaket av PD-virus eller Salmonid alphavirus (SAV) (Anon. 2011a). I norske oppdrettsanlegg har sykdommen stor utbredelse både hos Atlantisk laks og regnbueørret. Furunkulosebakterien Aeromonus salmoicida subsp. salmonicida har også blitt introdusert til Norge to ganger, første gang med regnbueørret fra Danmark. Regnbueørret er også svært mottakelig for lakselus, og kan derfor bidra til økt infeksjon på vill laksefisk (Gjerde & Saltkjelvik 2009, Anon. 2011b). Det er pr. 2016 ingen kjente etablerte bestander av regnbueørret i laksevassdrag i Norge (Anon. 2016a, b).
Regnbueørret kan hybridisere og få levedyktig avkom med ørret (Blanc & Maunas 2005). I noen tilfeller gjelder det også med laks (Waknitz mfl. 2003). Det vurderes likevel som lite sannsynlig at dette skal forekomme under naturlige forhold. Men i Nord-Amerika har hybridisering med regnbueørret fortrengt eller desimert flere lokale og endemiske stammer av strupesnittørret (Oncorhynchus clarkii) (Allendorf & Leary 1988).
Det kan også forekomme konkurranse om gytehabitat og oppgraving av gytegroper mellom regnbueørret og annen laksefisk. Siden ørret og laks gyter sent på høsten og regnbueørreten normalt gyter om våren, kan regnbueørreten grave opp egg som foregående høst var gytt av disse artene (Anon. 2011b). Dette er beskrevet som en viktig mekanisme for at regnbueørret delvis eller helt har fortrengt ørretbestander (Hayes 1987, Scott & Irvine 2000).
I vassdrag med regnbueørret kan det oppstå næringskonkurranse med stedegne arter som Atlantisk laks og ørret med påfølgende lavere individuell vekst og dermed redusert produksjon (Borgstrøm & Skaala 2008). At regnbueørreten er en generalist som effektivt kan beite på mange ulike byttedyr, gjør at den potensielt kan ha en negativ påvirkning på næringstilgang og habitatbruk hos stedegne arter (Baxter mfl. 2007). Regnbueørreten kan også være en effektiv fiskespiser, som desimerer og fortrenger stedegne fiskearter (Fausch 2007). Hos oss synes regnbueørreten å være svak i konkurranse med andre fiskearter. Etableringer etter de første utsettingene på tidlig 1900-tall omfattet nesten alltid fisketomme innsjøer (Huitfeldt-Kaas 1918). Det er derfor verdt å merke seg at i Krogstadelva finnes det altså ingen annen laksefisk, kun ørekyt (Aalerud mfl. 2003).Regnbueørret rømmer i store mengder fra oppdrettsanlegg langs den norske kysten og mange vandrer lengre distanser for deretter å vandre opp i anadrome vassdrag med laks og sjøørret. Dette kan få alvorlige følger for laks dersom den blir smitta av G. salaris. Laksebestander kan bli utrydda som følge av denne parasitten. -
H. Overføring av genetisk materiale på begrenset til stedegen art. Dette tilsvarer skår 2.
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 ørret
Salmo trutta Linnaeus, 1758Livskraftig LC nei begrenset - skriftlig dokumentasjon fra utlandet
-
I. Overføring av parasitter eller patogener på storskala til art som allerede er vert for denne parasitten ELLER begrenset til ny vert. Dette tilsvarer skår 2.
Overføring av parasitter og patogener. Tabellen viser hvilke parasitter eller patogener (inkludert bakterier og virus) arten er vurdert å overføre til stedegne verter, om parasitten er kjent for verten eller ei, samt om parasitten er fremmed eller stedegen. Den økologiske effekten av overføringen kan ikke være større enn den økologiske effekten parasitten selv vurderes å ha etter kriteriene D til H. Kun overføringer av parasitter og patogener som er dokumentert eller sannsynlig er inkludert. Stedegen art Kategori
Rødlista 2021Nøkkelart? Parasittens vitenskapelige navn Parasittens status Parasittens delkategori Geografisk omfang Vurderingsgrunnlag laks
Salmo salar Linnaeus, 1758Nær truet NT ja Gyrodactylus salaris kjent for verten og fremmed 2 begrenset - ikke valgt
laks
Salmo salar Linnaeus, 1758Nær truet NT ja Aeromonus salmoicida kjent for verten og stedegen 2 begrenset - ikke valgt
laks
Salmo salar Linnaeus, 1758Nær truet NT ja Lakselus kjent for verten og stedegen 2 begrenset - ikke valgt
laks
Salmo salar Linnaeus, 1758Nær truet NT ja Salmonid alphavirus kjent for verten og stedegen 2 begrenset - ikke valgt
ørret
Salmo trutta Linnaeus, 1758Livskraftig LC ja Lakselus kjent for verten og stedegen 2 begrenset - ikke valgt
Invasjonspotensial
-
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:havvannmasser Tidshorisont:nå kolonisert <br>areal (%):0–2 Vurderings<br>grunnlag: - ikke valgt
naturtype:sirkulerende vannmasser i fysisk avgrensete saltvannsforekomster Tidshorisont:nå kolonisert <br>areal (%):0–2 Vurderings<br>grunnlag: - ikke valgt
naturtype:lagdelte fullsirkulerende (mono- og dimiktiske) vannmasser med fiskesamfunn Tidshorisont:nå kolonisert <br>areal (%):0–2 Vurderings<br>grunnlag: - ikke valgt
naturtype:elvevannmasser Tidshorisont:nå kolonisert <br>areal (%):0–2 Vurderings<br>grunnlag: - ikke valgt
Økologisk effekt
Øvrige kriterier-
F. Effekter på truede eller sjeldne naturtyper på 0%. Dette tilsvarer skår 1.
Utfyllende informasjon rundt artens negative effekter: Ingen kjent effekt
-
Økologiske effekter etter kriterium E, G 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
Hverken delkategori for økologisk effekt eller invasjonspotensial ville vært lavere i fravær av pågående eller fremtidige klimaendringer.
Geografisk variasjon i risiko
Arten kunne ikke ha fått lavere risikokategori enn høy risiko HI i deler av sitt potensielle forekomstareal.
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.
| Forekomstareal | I dag | Fremtidig (50 år) |
|---|---|---|
| Forekomstareal: Kjent | I dag: 1268 km2 | |
| Forekomstareal: Antatt lavt anslag | I dag: 1680 km2 | Fremtidig (50 år): 1856 km2 |
| Forekomstareal: Antatt beste anslag | I dag: 1900 km2 | Fremtidig (50 år):2104 km2 |
| Forekomstareal: Antatt høyt anslag | I dag: 2080 km2 | Fremtidig (50 år):2280 km2 |
Andel av kjent forekomstareal i sterkt endra natur er på under 5 %.
Regionvis utbredelse
Kjent utbredelse
Østfold, Oslo og Akershus, Hedmark, Oppland, Buskerud, Vestfold, Telemark, Aust-Agder, Vest-Agder, Rogaland, Hordaland, Sogn og Fjordane, Møre og Romsdal, Sør-Trøndelag, Nord-Trøndelag, Nordland, Troms, Finnmark.
Antatt utbredelse
Arten er antatt å kun finnes i de kjente områdene
| Kjent utbredelse | |
| Antatt utbredelse | |
| Ikke kjent eller antatt |
Østfold, Oslo og Akershus, Hedmark, Oppland, Buskerud, Vestfold, Telemark, Aust-Agder, Vest-Agder, Rogaland, Hordaland, Sogn og Fjordane, Møre og Romsdal, Sør-Trøndelag, Nord-Trøndelag, Nordland, Troms, Finnmark.
Regnbueørreten reproduserer bare i et fåtall lokaliteter her i landet, og nyetableringer er avhengig av rømninger fra oppdrettsanlegg. Det er derfor bare i et fåtall områder en kan forvente naturlig rekruttering i de kommende åra. Totalt sett er det ingen grunn til å tro at regnbueørreten vil øke sitt utbredelsesområde i noen særlig grad. Potensielt forekomstareal om 50 år er derfor avhengig av fortsatt akvakultur. Men den har dukket opp flere steder i seinere år, slik at utviklingen er svært usikker. Økningen i forekomstareal er anslått til 10 %. Arten har høyt spredningspotensial, og risiko for boom-effekt når den først får individer med suksessfull reproduksjon (jfr. pukkellaks).
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 arten er observert i. Tabellen viser anslått kolonisert areal (C-kriteriet) i de naturtypene arten er observert i, samt artens påvirkning i naturtypen og anslått andel av naturtypens areal som blir påvirket (F- og G-kriteriet).
| naturtype | kolonisert areal (%) |
tydelig tilstandsendring |
tydelig påvirka areal (%) |
Vurderings‐ grunnlag |
|---|---|---|---|---|
| naturtype:havvannmasser | kolonisert <br>areal (%):0–2 | tydelig <br>tilstandsendring: | tydelig <br>påvirka <br>areal (%):0 |
Vurderings<br>grunnlag:
|
| naturtype:sirkulerende vannmasser i fysisk avgrensete saltvannsforekomster | kolonisert <br>areal (%):0–2 | tydelig <br>tilstandsendring: | tydelig <br>påvirka <br>areal (%):0 |
Vurderings<br>grunnlag:
|
| naturtype:lagdelte fullsirkulerende (mono- og dimiktiske) vannmasser med fiskesamfunn | kolonisert <br>areal (%):0–2 | tydelig <br>tilstandsendring: | tydelig <br>påvirka <br>areal (%):0 |
Vurderings<br>grunnlag:
|
| naturtype:elvevannmasser | 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:> 1000 | 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:til fiske | hyppighet:ukjent | antall <br>individer:ukjent | tidsrom:opphørt, men kan inntreffe igjen |
| hovedkategori:blindpassasjer med transport | kategori:med fartøy (skip, båter o.l., unntatt last, ballastvann og påvekst e.l.) | hyppighet:ukjent | antall <br>individer:ukjent | tidsrom:ukjent |
| hovedkategori:rømning/forvilling | kategori:fra akvakultur (inkl. fiskedammer) | hyppighet:tallrike ganger pr. år | antall <br>individer:ukjent | tidsrom:pågående |
Videre spredning i natur
Artens videre spredning i norsk natur omfatter spredning innad i naturen, altså fra norsk natur til norsk natur.
Artens videre spredning i norsk natur. Følgende aktuelle, fortidige og sannsynlig fremtidige spredningsveier fra norsk natur til norsk natur er angitt for arten.
| hovedkategori | kategori | hyppighet | antall individer |
tidsrom |
|---|---|---|---|---|
| hovedkategori:egenspredning | kategori:naturlig | hyppighet:tallrike ganger pr. år | antall <br>individer:ukjent | tidsrom:pågående |
| hovedkategori:tilsiktet utsetting | kategori:til fiske | hyppighet:ukjent | antall <br>individer:ukjent | tidsrom:pågående |
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.
Den vurderte arten er etablert. Etter introduksjon har arten selv spredd seg til minst ti forekomster der den er etablert.
| Etableringsstatus | Årstall for første observasjon | Usikkerhet i årstall (> ± 5 år) |
|---|---|---|
| individ i norsk natur | Årstall for første observasjon:1900 | Usikkerhet i årstall (> ± 5 år):ja |
| selvstendig reproduksjon i norsk natur | Årstall for første observasjon:1980 | Usikkerhet i årstall (> ± 5 år):ja |
| etablering i norsk natur | Årstall for første observasjon:1980 | Usikkerhet i årstall (> ± 5 år):ja |
Arten kom til Norge fra: annet sted (utlandet)
Regnbueørret ble overført til Norge fra Danmark
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).
Limlisk utbredelse:
- Temperert boreal: Nord- og Mellom-Amerika
- Temperert nemoral: Nord- og Mellom-Amerika
Marin utbredelse:
- Stillehavet nordlig
USA
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.
Limlisk utbredelse:
- Temperert boreal: Asia, Europa og Nord- og Mellom-Amerika
- Temperert nemoral: Europa, Nord- og Mellom-Amerika og Nord- og Mellom-Amerika
- Subtropisk uspesifisert: Oseania, Afrika, Asia, Europa og Nord- og Mellom-Amerika
- Tropisk: Afrika, Asia og Nord- og Mellom-Amerika
- Ukjent klimasone: Nord- og Mellom-Amerika
Marin utbredelse:
- Stillehavet nordlig
Reproduksjon og generasjonstid
Arten har seksuell reproduksjon.
Generasjonstid (i år): 4.
Filvedlegg
| Filnavn | Beskrivelse | Lenke for nedlasting |
|---|---|---|
| ArtskartData.zip | Datagrunnlag fra Artskart | Last ned |
Referanser
- Allendorf, F.W. & Leary, R.F. (1988). Conservation and distribution of genetic variation in a polytypic species, the cutthroat trout. Conservation Biology 2: 170-184
- Anon. (2011a). Kvalitetsnormer for laks – anbefaling til system for klassifisering av villaks-bestander. Temarapport fra Vitenskapelig råd for lakseforvaltning nr 1. Temarapport fra Vitenskapelig råd for lakseforvaltning nr 1. 105 s.
- Anon. (2011b). Prognoser for lakseinnsig, regnbueørret og klimaendringer: utfordringer for forvaltning. Temarapport fra Vitenskapelig råd for lakseforvaltning nr 2. Temarapport fra Vitenskapelig råd for lakseforvaltning nr 2. 45 s.
- Anon. (2016a). Status for norske laksebestander i 2016. Rapport fra Vitenskapelig råd for lakseforvaltning nr 9. Rapport fra Vitenskapelig råd for lakseforvaltning nr 9. 190 s.
- Anon. (2016b). Vedleggsrapport med vurdering av måloppnåelse for de enkelte bestandene. Rapport fra Vitenskapelig råd for lakseforvaltning nr 9b. 849 s.
- Bakke, T.A., Jansen, P.A. & Kennedy, C.R. (1991). The host specificity of Gyrodactylus salaris Malmberg (Platyhelminthes, Monogenea): susceptibility of Oncorhynchus mykiss (Walbaum) under experimental conditions. Journal of Fish Biology 39: 45-57.
- Baxter, C.V., Fausch, K.D., Murakami, M. & Chapman, P.L. (2007). Invading rainbow trout usurp a terrestrial prey subsidy from native charr and reduced their growth and abundance. Oecologia 153: 461-470.
- Berg, M. (1986). Det norske lakse- og innlandsfiskets historie. Fiskeetaten 1855-1986. Universitetsforlaget. Oslo. 162 s.
- Bergan, M. A. (2012). Anadrome vassdrag på Hitra, Sør-Trøndelag; Vurdering av vandringshindre, -barrierer og andre hydromorfologiske inngrep etter vannforskriften. NIVA Rapport LNr. 6405. 115 s.
- Bergan, M.A. (2014). Problemkartlegging I anadrome vassdrag I Søndre Fosen Vannområde. Fiskeregistreringer , historiske opplysninger og hydromorfologiske inngrep etter vannforskriften på Frøya og Sunde i Sør-Trøndelag. NINA Rapport 1077. 96 s.
- Blanc, J.M. & Maunas, P. (2005). Farming evauation of the “brownbow” triploid hybrid (Oncorhynchus mykiss * Salmo trutta). Aquaculture International 13: 271-281.
- Borgstrøm, R. & Skaala, Ø. (2008). Rømt regnbogeaure – økologisk interaksjonar med vill laks og sjøaure. Havforskningstema nr 1-2008
- Fausch, K. D., Y. Taniguchi, S. Nakano, G.D. Grossman & C.R. Townsend. (2001). Flood disturbance regimes influence rainbow trout invasion success among five Holarctic regions. Ecological Applications 11: 1438-1455.
- Fausch, K.D. (2007). Introduction, establishment and efefcts of non-native salmonids: considering the risk of rainbow trout invasion in the United Kingdom. J Fish Biol. 71 (Suppl. D): 1-32.
- Forseth, T., Finstad, B. og Hindar, K. (2006). Oppdrett av regnbueørret i nasjonale laksefjorder. NINA-notat til Miljøverndepartementet 14. november 2006: 4.
- Gammelsæter, M. & Dønnum, B.O. - (1994.). Varig bestand av regnbueørret påvist i Setervatnet ved Åndalsnes. Fauna 47:: 290-298.
- Gjerde, B. & Saltkjelvik, B. (2009). Susceptibility of Atlantic salmon and rainbow trout to the salmon lice Lepeophtheirus salmonis. Aquaculture 291: 31-34.
- Hansen, H., Bachmann, L. & Bakke, T.A. (2003). Mitochondrial DNA variation of Gyrodactylus spp. (Monogenea, Gyrodactylidae) populations infecting Atlantic salmon, grayling, and rainbow trout in Norway and Sweden. Internation Journal of Parasitology 33: 1471-1478.
- Hansen, H., Bachmann, L. & Bakke, T.A. (2003). Mitochondrial DNA variaton of Gyrodactylus spp. (Monogenea, Gyrodactylidae) populations infecting Atlantic salmon, grayling, and rainbow trout in Norway and Sweden. International Journal of Parasitology 33: 1471-1478.
- Hayes,J.W. (1987). Competition for spawning space between brown trout (Salmo trutta) and rainbow trout (S. gairdneri) in a lake inlet tributary, New Zealand. Canadian Journal of Fisheries and Aquatic Sciences 44: 40-47
- Hesthagen, T. & Sandlund, O.T. (2007). Non-native freshwater fishes in Norway: history, consequences and prospects. Journal of Fish Biology 71 (Supplement D):: 173-183.
- Hesthagen, T. & Sandlund, O.T. (2015). Utvikling av metodikk for å påvise spredning av fiskearter i ferskvann. NINA Rapport 1092. 30 s.
- Hesthagen, T. & Sandlund, O.T. (2016b). Spredning av ferskvannsfisk i Norge. En fylkesvis oversikt og nye registreringer i 2015. NINA Rapport 1205. 54 s.
- Hesthagen,T. & Sandlund, O.T. (2016a). Tiltaksrettet kartlegging og overvåking av fremmed ferskvannsfisk - en tilstandsvurdering av spredningen pr. 2016. NINA Rapport 1302. 49 s.
- Hindar, K., Fleming, I.A., Jonsson, N., Breistein, J., Sægrov, H., Karlsbakk, E., Gammelsæter, M. & Dønnum, B. O. (1996). Regnbueørret i Norge: forekomst, reproduksjon og etablering. NINA Oppdragsmelding 454.32 s.
- Jonsson, N., Jonsson, B., Hansen, P.L. & Aass, P. (1993). Potential for sea ranching rainbow trout, Oncorhynchus mykiss (Walbaum): evidence from tyrails in two Norwegian fjords. Aquaculture and Fisheries Management 24: 653-661.
- Kjøsnes, A.J. & Solem, Ø. (2003). Kartlegging av langtidsverter for Gyrodactylus salaris i Drivavassdraget. ABC Oppdragsmelding 2: 1-14.
- Landmark, A. (1913). Fiskeri-inspektørens indberetning om ferskvandsfiskerierne for aarene 1909 og 1910. Centraltrykkeriet. Kristiania.
- Landmark, A. (1916). Fiskeri-inspektørens indberetning om ferskvandsfiskerierne for aarene 1912-1913. Centraltrykkeriet. Kristiania.
- MacCrimmon, H.R. (1971). World distribution of rainbow trout. Journal of Fisheries Research Board of Canada 28: 663-704.
- Mo, T.A. (1991). Mo, T. A. 1991). Variations of opisthaptoral hard parts of Gyrodactylus salaris Malmberg, 1957 (Monogenea: Gyrodactylidae) on rainbow trout Oncorhynchus mykiss (Walbaum, 1792) in a fish farm, with comments on the spreading of the parasite in south-eastern Norway. Systematic Parasitology 20: 1-9
- Muladal, R. (2015). Overvåking av innslaget oppdrettslaks i 15 vassdrag i Finnmark 2012-2014. Naturtjenester i Nord, Rapport-3. 50 s.
- Pethon, P. (2005). Aschehougs store fiskebok. Aschehoug & Co.
- Scott, D. & Irvine, J.R. (2000). Competitive exclusion of brown trout Salmo trutta L., by rainbow trout Oncorhynchus mykiss Walbaum, in lake tributaries, New Zealand. Fisheries Management and Ecology 7: 225-237.
- Solem, Ø. & Kjøsnes, A.J. (2005). Kartlegging av langtidsverter for Gyrodactylus salaris i Drivavassdraget 2004. ABC Oppdragsmelding 5:: 1-11.
- Solem, Ø., Berg, M., Johnsen, B.O., Jensås, J.G., Hesthagen, T., Bremset, G., Østborg, G.M. & Saksgård, L. (2011). Forekomst av langtidsverter i periferien av Gyrodactylus salaris smittede vassdrag i Driva- og Rauma-regionen. NINA Rapport 704: 1-19.
- Stankovic, D., Crivelli, A.J. & Snoj, A. (2015). Rainbow trout in Europe: introduction, naturalization, and impacts. Reviews in Fisheries & Aquaculture 23: 39-71.
- Sægrov, H., Hindar, K. & Urdal, K. (1996.). Natural reproduction of anadromous rainbow trout in Norway. Journal of Fish Biology 48:: 292-294.
- Waknitz, F.W., Iwamoto, R.N. & Strom, M.S. (2003). Interactions of Atlantic salmon in the Pacific Northwest IV. Impacts on the local ecosystems. Fisheries Research 62: 307-328.
- Aalerud, C., Fløgstad, J. & Borgstrøm, R. (2003). Etablert bestand av regnbueørret Oncorhynchus mykiss i Kråkstadelva. Fauna 56 (4): 162-167.
- Aass, P. (1971). Norske erfaringer med settefisk av ørret, regnbueørret og relikt laks. Information från Sötvattenslaboratoriet, Drottningholm 12-1971.
Sitering
Forsgren E, Bærum KM, Finstad AG, Gjelland KØ, Hesthagen T, Knutsen H og Wienerroither R (2023). Fisker: Vurdering av regnbueørret Oncorhynchus mykiss for Fastlands-Norge med havområder. Fremmedartslista 2023. Artsdatabanken. http://www.artsdatabanken.no/lister/fremmedartslista/2023/1762
