1. Fremmedartslista 2023 >
  2. Picea sitchensis

Vurdering av sitkagran Picea sitchensis (Bong.) Carrière

Planter

Utført av ekspertkomité for Karplanter
Publisert: 11.08.2023


Vurderes sammen med Picea ×lutzii.

Gjelder for Fastlands-Norge med havområder.

Arten er etablert.

Arten er vurdert til svært høy risiko. Den har stort invasjonspotensial og stor økologisk effekt.

  • NR
    Ikke risikovurdert
  • NK
    Ingen kjent risiko
  • LO
    Lav risiko
  • PH
    Potensielt høy risiko
  • HI
    Høy risiko
  • SE
    Svært høy risiko
Alt om kategoriskalaen


Økologisk effekt (y-aksen)

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
Invasjonspotensial: 4, Økologisk effekt: 4

Arten har svært høy risiko SE. Risikoen er lavere i deler av artens potensielle utbredelse.

Arten har en forventet levetid i Norge på minimum 650 år og en ekspansjonshastighet på minimum 500 m/år. Dette tilsvarer stort invasjonspotensial (risikomatrisens x-akse).

Arten har negative interaksjoner med stedegne arter og medfører endring i naturtyper. Dette tilsvarer stor økologisk effekt (risikomatrisens y-akse).

Ekspertenes oppsummering

Generelt om arten

Livsmiljø: terrestrisk

Sitkagran Picea sitchensis og lutzgran Picea × lutzii behandles samlet i risikovurderingene, med følgende begrunnelser:

1) Det har tidligere vært en gjengs oppfatning at sitkagran stort sett har vært plantet på Vestlandet mens lutzgran hovedsakelig har vært plantet nordover i landet. Mer detaljerte undersøkelser og en større oppmerksomhet på problematikken i de senere årene har imidlertid avdekket en hel del forvirring og betydelig mer variasjon enn vi tidligere har vært klar over. I Møre og Romsdal er mange plantefelt som er oppgitt plantet som sitkagran, i virkeligheten lutzgran (Øystein Folden, pers. med. i forbindelse med Fremmedartslista 2018). Det samme gjelder, eller mistenkes, flere andre steder. Årsaken kan være at det er hentet kongler/frø fra sitkagran i områder der det kan være pollinering fra hvitgran eller lutzgran. Dertil kommer at hybriden ikke ble beskrevet før i 1953 (Little 1953), og mange av proveniensene som er plantet i Norge, kommer fra områder der hybriden er vanlig. Det er for eksempel påvist at lutzgran ble plantet ved Gravdal i Lofoten allerede i 1935 (Kaasen mfl. 1993). Siden man på det tidspunkt ikke kjente til hybriden, er det naturlig at det som ble plantet ut ble kalt en proveniens av sitkagran. Det finnes også mer nylige eksempel på at provenienser innkjøpt som sitkagran kan være av uklart taksonomisk opphav (Magnesen 1999). Det er dermed et åpent spørsmål hvor mye forvirring og feilmerking det eventuelt kan ha vært andre steder.

2) Det er også taksonomiske årsaker til å behandle sitkagran og lutzgran samlet. Hybriden lutzgran er fertil, og den naturlige hybridiseringen er preget av tilbakekryssing i en større hybridsone, der innslaget av gener fra sitkagran varierer fra 16 % i kontinentale strøk til over 90 % i de mer oseaniske (Hamilton og Aitken 2013), og flere norske botanikere rapporterer da også om mellomformer det er vanskelig å plassere, både i plantefelt og spesielt av frøspredte individer i naturen (pers. med. fra Øystein Folden 2018) Dermed er det usikkert om man kan trekke klare grenser mellom artene. Flere meddelelser i 2018 (bl.a. fra Sortland kommune) uttrykker likevel tro på at det skal være mulig å skille artene morfologisk (se også Hanssen 2013), og ønske om at bedre data bør samles i fremtiden. Dette har imidlertid ikke vært gjort på noen systematisk måte så langt, og det betydelige antallet og store overvekten av nye rapporteringer av sitkagran nordpå mellom 2018 og 2022 (se ovenfor, og i Artskart) tilsier at det ikke er mulig å vurdere spredning adskilt.

Det er svært vanskelig å skille ungplanter av sitkagran og lutzgran fra hverandre morfologisk (innsynskommentarer fra Landbruksdirektoratet, Sortland kommune, SABIMA, og Naturvernforbundet i Vesterålen i 2018; Olsen mfl. 2016), og nøyere undersøkelser tyder på glidende overganger, noe som kan tyde på mulig tilbakekrysning mellom artene i Norge (Øystein Folden, pers. med.). Dette er forventet, etter som hybriden er fertil og krysser seg med foreldreartene (se nedenfor).

Tilbakekryssing er ikke usannsynlig i Norge, ettersom plantefelt med sitkagran og lutzgran står nær hverandre i landskapet eller kan bestå av blandinger av de to artene (pers. med. i forbindelse med Fremmedartslista 2018 fra Sortland kommune og SABIMA; Olsen mfl. 2016). Dermed kan det forekomme krysspollinering og introgresjon, noe som gjør bestemmelse av avkommet vanskelig.

3) Videre kommer det at datainnsamlingen er av varierende kvalitet, noe som skaper problemer både i Artskart og i fagrapporter (pers. med. 2018 fra Skognæringen Kyst, Sortland kommune, SABIMA, Øystein Folden). Dels skyldes dette at det er vanskelig å skille unge planter av artene, dels at vi ikke har vært tilstrekkelig oppmerksomme på problematikken, slik at man på Vestlandet, for eksempel, automatisk ville gå ut fra at man hadde med sitkagran å gjøre, etter som man ikke har oppgitt utplantet lutzgran. Videre nøkler Lids flora (Lid og Lid 2005) og Norsk flora (Elven mfl. 2022) til sitkagran mens lutzgran bare beskrives kort, noe som også kan bidra til at hybriden går under radaren.

Til tross for at en omfattende kartlegging i perioden etter 2018 har økt antall rapporterte funn av lutzgran (606 funn rapportert før 2018, hele 1835 nye funn etter den tid) er disse nye funnene konsentrert til noen få regioner (særlig til avgrensa områder i Møre og Romsdal og Nordland) mens nye funn av sitkagran (15 085 funn) er rapportert langs hele kysten, helt nord til Loppa i Troms og Finnmark. Dette styrker antagelsen om at de to artene heller ikke i nyere feltregistreringer er adskilt med tilstrekkelig sikkerhet.

Generelt sett gir dette svært usikre data på frøkilder, og ikke minst på spredning og etablering av de to artene i norsk natur. Datamangel og usikkerhet påpekes da også i et flertall av høringssvarene, både på spesifikke problemstillinger som spredning av lutzgran (pers. med. 2018 fra Skognæringen Kyst) og datamangel mer generelt (pers. med. 2018 fra Landbruksdirektoratet). Gitt usikkerhet i det frømaterialet som er blitt innført og utplantet under navnene sitkagran og lutzgran i Norge, og muligheten for videre (tilbake)krysning mellom nabobeplantninger av ulikt genetisk opphav, og dårlig kvalitet på data på både utplantninger og planter spredt til norsk natur, blir den totale usikkerheten simpelthen for stor, og vi vurderer derfor sitkagran og lutzgran samlet. Det er dessuten ikke angitt at sitkagran og lutzgran har ulike effekter der de spres i naturen, bortsett fra at lutzgran har en noe mer nordlig og mindre oseanisk tendens enn sitkagran. Alle undersøkelser av effekt gjelder (antatt) sitkagran, men det er bare fordi lutzgran er mye nyere i kultur og helt i begynnelsen av sin spredning. Det er ikke datagrunnlag i dag for å vurdere effekter av lutzgran, men vi har ingen grunn til å anta (eller argumentere for) at lutzgran vil få noen kvalitativt eller kvantitativt forskjellige effekter fra sitkagran i framtida. Dette er også en del av vår begrunnelse for å vurdere de to artene samlet.

Utbredelse i Norge

Sitkagran er importert som produksjonsart til kystskogbruket, men er også brukt til leplantninger og noe som park- og hagetre.

Sitkagran ble introdusert til Europa for skogplanting på 1800-tallet, først til Storbritannia i 1831 (av douglasgranas navnefar, botanikeren David Douglas, deretter til Danmark (1850), Frankrike, Tyskland, Norge (1872), Island, og Sverige. De første utplantingene i Norge var i Haugesundtraktene og litt senere på Fløien i Bergen, men de tidlige utplantingene hadde av begrenset suksess, antagelig fordi man brukte sydlige provenienser som tålte norsk klima dårlig (Øyen og Nygård 2020). Dyrking og utplanting økte etter at mer nordlige provenienser ble tilgjengelige, og sitkagran var det anbefalte skogreisingstreet i ytre kyststrøk fra 1950-tallet av (Øyen og Nygård 2020). I perioden 1960-75 var utplantingen av sitkagran på sitt høyeste, og det ble plantet ut nesten 25 000 dekar årlig. Beplantingsraten har avtatt siden 1980-tallet, og ligger nå på ca. 300 ha/år (Miljødirektoratet og Landbruksdirektoratet, 2019).

Arten har vært et foretrukket treslag i skogreising og annen beplanting, for eksempel leplantinger, i oseaniske deler av boreonemoral og boreal sone i lang tid, og sitkagran er i dag det mest utbredte fremmede treslaget i kommersiell bruk i Norge, med et tilplantet areal på 482 000 dekar (Øyen og Nygaard 2020). I Norge finnes plantefelt med lutzgran først og fremst på Vestlandet og i Nordland, hvor arten ble plantet på grunn av dens høye vind- og salttoleranse (Stabbetorp og Aarrestad 2012). Tilplantet areal utgjør ca. 50 000 dekar (Øyen og Nygaard 2020). Både sitkagran og lutzgran er registrert med spredning i hele det området der de er plantet.

Forekomstareal

Det estimerte forekomstarealet er på 6876 km2. Forekomstarealet er beregnet basert på data hentet fra Artskart, men datasettet er vasket ved at vi har tatt høyde for at en del av observasjonene der kan være fra produksjonsareal og/eller beplantninger uten spredning (se nedenfor), samt at noen av registreringene med stor sannsynlighet er feilregistreringer, og dessuten har vi valgt å fjerne noen geografiske uteliggere i datasettet (se ovenfor).

Siden forrige fremmedartsvurdering er det blitt lagt ned en betydelig innsats i registrering av sitkagran og lutzgran: det totale antall observasjoner av sitkagran er økt med 70 % og lutzgran med hele 300 %. Dette har gitt et mye bedre bilde av den reelle utbredelsen, noe som reflekteres i nedjusterte mørketall sammenlignet med 2018. Samtidig er det fremdeles noen usikkerheter:

Bartrær er generelt underrepresentert i samlingsdata, noe som typisk vil gi en underestimering av utbredelsesareal og forekomstareal for tidligere perioder. Artskart har bedret informasjonssituasjonen de siste årene. Samtidig kan man heller ikke vite med sikkerhet at registreringer ikke inkluderer observasjoner fra produksjonsarealer, noe som i så fall vil føre til overestimering av arealet. Når vi veier disse mot hverandre lander vi altså på å bruke relativt lave mørketall, og en nedjustert økning i forekomstareal i fremtiden sammenlignet med projeksjonene i 2018.

Spredningsmåter

Sitkagran og lutzgran blir frøbærende i (15) 20-40 års alder, avhengig av fristilling, men frøspredte individer i åpen vegetasjon er blitt observert med kongler helt ned til 6 års alder (Thorvaldsen 2016, Saure 2012). Artene sprer seg med små, lette frø tilpasset vindspredning og sitkagran (og trolig også lutzgran) har større og hyppigere frøproduksjon enn vanlig gran.

Ettersom plantningene ble frøbærende har sitkagran og lutzgran spredt seg i kystområdene og er observert spredt over relativt lange avstander fra plantningene til en rekke naturtyper inkludert forstyrrede arealer, kystlynghei, eng, skogsmark, og beitemark og myr. I de siste årene, og særlig etter fremmedartsvurderingen i 2018, er det blitt lagt ned en betydelig innsats i dokumentasjon og kvantifisering av spredningen, og vi har nå bedre oversikt enn tidligere.

Vi har god dokumentasjon på at spredning av sitkagran/lutzgran fra beplantninger til en rekke norske naturtyper forekommer relativt hyppig og i hele utbredelsesarealet, og slik spredning kan dokumenteres i de aller fleste tilfeller der det gjøres grundige undersøkelser (Nygaard mfl. 2000, Haavik 2013, Saure mfl. 2013, 2014, Skre 2014, Olsen mfl. 2016, Thorvaldsen 2016, Johansen mfl. 2017, Nygaard og Øyen 2017, Vesterbukt 2017, Sandven mfl. 2019, Hinderaker og Nielsen 2020, dessuten en rekke kartlegginger i regi av Miljødirektoratet (naturtypekartlegging), Norsk Botanisk Forening, WWF, og Naturvernforbundet; data lagt inn via Artsobservasjoner).

Den observerte tettheten og dekningen av individer av sitkagran/lutzgran spredt til norsk natur varierer betydelig både med tetthet og kvalitet på frøkildene, med avstand til frøkilder, og mellom naturtyper. Generelt rapporteres det om relativt lav tetthet og korte spredningsavstander når spredningen måles og modelleres som en funksjon av avstand til et plantefelt (Nygaard og Øyen 2017; pers. med. 2018 fra Norges Skogeierforbund, Skognæringa Kyst, og Salten kommune) samtidig som det er dokumentert gjentagende langdistansespredning med avstander opp til < 2 km fra nærmeste plantefelt (Thorvaldsen 2016) og utstakt kolonisering i områder med frøkilder, for eksempel rapporteres kolonisering av over 90 % av alle undersøkte polygoner av kystlynghei i Vikna (Johansen mfl. 2017; se også kartleggingene omtalt i forrige punkt). Thorvaldsen (2016) fant i snitt 71 individer pr. km2 innenfor undersøkelsesområdene, og viktigste spredningsretning var nord og vest for plantefeltene, altså i fremherskende vindretning. Det finnes nå dokumentasjon på spredning til langt flere naturtyper enn det var tatt høyde for i tidligere vurderinger, for eksempel finner Sandven mfl. (2019) betydelig spredning fra alle undersøkte bestand inn i alle undersøkte naturtyper i Hordaland, det sitkagran spredte seg mer, med lengre spredningsavstand, sammenlignet med andre bartreslag (lerk, gran). Distribusjonsmodellering tyder på at det er et betydelig potensial for videre spredning og fortetting at bestand av sitkagran i norsk natur, spesielt på grunn av høy frøproduksjon og god tilgang på potensielle spredningsarealer i nærheten av de mange, spredte plantefeltene, samt at klima og/eller naturtyper i liten grad vil begrense den videre spredningen (Vollering 2021).

Sitkagran/lutzgran har blitt plantet både i produksjonsareal og som leplantninger/enkeltstående tre. De sistnevnte er mer fristilt og vil dermed både sette mer frø og ha større effekt som frøspredere i landskapet (Thomson mfl. 2011). Det er plantet et betydelig areal av de to artene til sammen (482 000 dekar; Øyen og Nygaard 2020), noe som gir svært mange frøkilder og et stort potensielt koloniseringsareal innenfor den observerte frøspredningsdistansen (<200 m for kortdistansespredning, 200 - 2000 km for langdistansespredning; se Johansen mfl. 2017, Nygaard & Øyen 2017; pers. med. fra Naturvernforbundet i Vesterålen 2018). Thorvaldsen (2016) påviser betydelig spredning av sitkagran til undersøkelsesområder >200 m (median avstand 0.9-2.0 km) fra relativt små plantefelter på Stadlandet, og med økende forekomst over tid (1142 planter observert i 2015; alderssammensetningen tyder på at populasjonen dobler seg hvert 5. år). Disse frøplantene ble observert både på forstyrret mark, i seminaturlig eng og myr, kystlynghei og terrengdekkende myr. Denne dokumenterte spredningen er konsistent med de mange funnene av sitkagran/lutzgran rapportert i Artskart siden 2020 (15 084 nye rapporteringer av sitkagran, 1835 av lutzgran).

Ettersom frøspredte individer blir frømodne, etter (15)-20-40 år, forventes videre spredning i naturen.

Invasjonspotensial

Sitkagran/lutzgran har et stort invasjonspotensial, på grunn av lang median levetid og stor ekspansjonshastighet. Beregninger ved hjelp av script kjørt på datasett fra herbariebelegg og observasjoner gir en ekspansjonshastighet på (langt) over 600 m/år (og med betydelig nedjustering av antall forekomster og uten mørketall, derfor et absolutt minimumsestimat). Dette er konsistent med empiriske data (oppsummert ovenfor). Det er fortsatt rom for betydelig fortetning innen artens potensielle utbredelsesområde, og vi anslår konservativt ca. 25 % økning i forekomstareal de kommende 50 årene.

I de siste årene er det blitt gjort et stort arbeid fra en rekke forskningsinstitusjoner, frivillige organisasjoner og privatpersoner som har kartlagt og dels modellert både nærspredning (0-200 m) og fjernspredning (>200 m) og enkeltforekomster av sitkagran/lutzgran utenfor produksjonsarealer og andre beplantninger. Siden forrige fremmedartsvurdering er det også blitt lagt ned en betydelig innsats i registrering av sitkagran og lutzgran: det totale antall observasjoner av sitkagran i Artskart er økt med 70 % og lutzgran med hele 300 %. Disse undersøkelsene dokumenterer at:

(1) Sitkagran/lutzgran spres med frø, som er mange, små og lette og spres med vind.

(2) Spredning av sitkagran/lutzgran fra beplantninger til norsk natur forekommer hyppig (Haavik 2013 (presisert som lutzgran), Saure mfl. 2013, 2014, Skre 2014, Olsen mfl. 2016, Thorvaldsen 2016, Johansen mfl. 2017, Nygaard og Øyen 2017, Vesterbukt 2017, Kyrkjeeide mfl. 2017 (presisert som lutzgran), Appelgren og Torvik 2017, Sandven mfl. 2019, en rekke kartlegginger i regi av Miljødirektoratet og andre siden 2018, data tilgjengelige i Artskart).

(3) Refererte studier gir god dokumentasjon på spredning til en rekke naturtyper, inkludert kystlynghei og annen seminaturlig mark, fastmarksskogsmark, myr og våtmark, og forstyrret mark. Tettheten og dekningen av sitkagran/lutzgran spredt til norsk natur varierer både med hensyn til tetthet, kvalitet og avstand til frøkilder, og mellom naturtyper.

(4) Beplanting med sitkagran/lutzgran er blitt foretatt både på produksjonsareal og som leplantninger/enkeltstående tre. De sistnevnte er mer fristilte og vil dermed både sette mer frø og ha større effekt som frøspredere i landskapet (Thomson mfl. 2011). Det er plantet et betydelig areal for de to artene til sammen, (henholdsvis ca. 485 000 dekar og 50 000 dekar; Øyen og Nygaard 2020), noe som gir svært mange frøkilder og et stort potensielt koloniseringsareal.

(5) Spredningen til norsk natur per i dag er, generelt sett, i en relativt tidlig fase, i og med at hoveddelen av utplantingene skjedde i perioden 1960-1975, og trærne sannsynligvis ikke var gjennomgående konglesettende før omtrent 20 år senere. De frøspredte individene reproduserer tidlig og ser ut til å greie seg godt.

(6) Modellering tilsier at store deler av Norges areal er potensielt spredningsareal for sitkagran, og at frøproduksjon og frøkilder er den viktigste begrensende faktoren (Vollering 2021).

Basert på disse betraktningene og informasjon gjennom publikasjoner, rapporter, og store mengder innrapporterte data til Artskart gjennom de siste års målrettede undersøkelser vurderer vi at naturlig spredning av frøplanter ut fra plantefelter og andre beplantninger til en rekke naturtyper over hele utbredelsesområdet er godt dokumentert. Dette tilsier at det er store nok forekomster utenfor beplantningene til at de forekomstarealer og det utbredelsesområdet vi har kommet fram til, basert på tilgjengelig informasjon og slik de defineres i metodikken til Fremmedartsprosjektet i 2023, er så nært reelle som det er realistisk å komme med de dataene vi har tilgjengelige.

Økologisk effekt

Sitkagran/lutzgran vurderes å ha stor økologisk effekt, basert på at sprer seg til og har økologiske effekter i en rekke naturtyper. I og med at de fleste beplantningene er ganske unge, og at både sitkagran og lutzgran i tette bestand bruker flere tiår, (15) 20-40 år, på å nå reproduktiv alder, er koloniseringen av norsk natur utenfor plantefeltene fremdeles i en svært tidlig fase. De siste års undersøkelser har også fokusert på å kartlegge spredning, mens mindre innsats har blitt lagt ned på å dokumentere effekter. Vi har derfor ikke data på effekten på norsk natur av etablerte bestand av naturlig spredt, velvoksen sitkagran eller lutzgran. Det finnes ingen feltundersøkelser av effekter av lutzgran på norsk natur, men i tråd med «føre var»-prinsippet, antar vi at de to artene har relativt like effekter. Nedenfor beskriver vi det som er kjent om effekter på natur og arter fra Norge og utlandet i lys av et “føre var”-prinsipp når det gjelder sannsynlige effekter.

Vi god dokumentasjon på at sitkagran/lutzgran koloniserer kystlynghei som er en truet naturtype (rødlistekategori sterkt truet EN) (Saure mfl. 2013, 2014, Skre 2014, Vikane mfl. 2014, Olsen mfl. 2016, Thorvaldsen 2016, Johansen mfl. 2017, Nygaard & Øyen 2017, Vesterbukt 2017, Sandven mfl. 2019, Hinderaker & Nielsen 2022, dessuten flere kartlegginger i de senere år i regi av Miljødirektoratet, Norsk Botanisk Forening, WWF, og Naturvernforbundet). Hinderaker & Nielsen 2022 rapporterer også om spredning til slåttemark (rødlistekategori kritisk truet CR) i verdensarvområdet på Vega. Det rapporteres videre om spredning til kystnedbørsmyr (rødlistekategori sårbar VU) (Thorvaldsen 2016, Olsen mfl. 2016, pers, med. 2018 SABIMA og Naturvernforbundet i Vesterålen; dokumentert i Artskart) og temperert kystfuruskog (rødlistekategori EN) (Sandven mfl. 2019, pers med., Fylkesmannen i Hordaland 2018). Meddelelsen fra Fylkesmannen i Hordaland uttrykker videre bekymring for spredning til og fremtidig tilstandsendring i fattig boreonemoral regnskog mer generelt (inkludert kystgranskog, rødlistekategori sterkt truet EN).

Det finnes videre en rekke rapporter og kartlegginger som dokumenterer at sitkagran/lutzgran koloniserer et bredt spekter av andre naturtyper, inkludert skogsmark (Haavik 2013, Sandven et al. 2019, pers. med. Fylkesmannen i Hordaland og fra Naturvernforbundet i Vesterålen 2018; diverse kartlegginger dokumentert i Artskart), nordvendt mosedekt mark generelt (dette gjelder lutzgran; pers. med. SABIMA, dokumentert i Artskart), lysåpen kalkrik godt drenert mark (dette gjelder sitkagran; pers. med. 2018 fra SABIMA, dokumentert i Artskart), boreal hei, myr (særlig lutzgran) og beitemark (Thorvaldsen 2016, Olsen mfl. 2016, Sandven mfl. 2019, Hinderaker og Nielsen 2022, pers. med. fra Naturvernforbundet i Vesterålen 2018; dokumentert i Artskart). Olsen mfl. (2016) finner at sannsynligheten for etablering var størst langs vei og annen sterkt endret fastmark, man også betydelig i hei, skog og myr. Lutzgran ble ikke funnet i naturtypen strand, som også forekom på lokalitetene. Tilsvarende finner Sandven mfl. 2019 høyere etablering på forstyrret mark enn i etablert vegetasjon, og lavest etablering i skog og særlig på velholdte dyrkingsarealer.

De best dokumenterte effektene av sitkagran på vegetasjon i Norge stammer fra undersøkelser i kystlynghei (Saure mfl. 2013, 2014). Disse undersøkelsene dokumenterer klare effekter på vegetasjonsstruktur, artsmangfold, artssammensetning og funksjonell sammensetning i felt- og bunnsjikt. Vi har ikke undersøkelser av effekter i andre naturtyper, men vi kan anta at effekter på andre åpne naturtyper som koloniseres av sitkagran eller lutzgran (boreal hei, seminaturlig eng, og myr), vil være tilsvarende. Effektene av spredning til allerede tresatte arealer (fastmarksskogsmark) vil derimot være noe svakere. Merk likevel at Saure mfl. (2013, 2014) dokumenterte påtagelige forskjeller i effekten på bunnvegetasjonen mellom unge individer av sitkagran og furu, noe som skulle tilsi at arten vil ha effekter også på bunnvegetasjon i skog. Sitkagran/lutzgran finnes og sprer seg innenfor hele utbredelsesområdet til kystlynghei, noe som gir potensiale for storskala effekter.

I og med at sitkagran effektivt koloniserer kystlynghei og myr, også på svært eksponerte lokaliteter, kan våtmarksfugl og arter og organismegrupper som er avhengige av åpne habitater påvirkes negativt. Gjengroing med sitkagran nevnes da også spesielt som en trussel mot rødlista arter i handlingsplanen for hubro (Miljødirektoratet 2022), samt som en trusselfaktor for en rekke rødlista planter, fugl, og dyr samt for naturtypene kystlynghei og slåttemark i statusrapporten for Vega verdensarvområde (Hinderaker og Nielsen 2022). Heggøy og Eggen (2020) dokumenterer videre at fjerning av sitkagran, i kombinasjon med etablering av vanndammer og hevet grunnvannsnivå i deler av området, hadde positiv effekt på bakkehekkende fugl, og resulterte i økt hekkebestand av vipe og rødstilk, og reetablering av myrsnipe som hekkefugl på Herdla. Når det gjelder bakkerugende fugl er en mulig mekanisme at etablering av sitkagran øker populasjoner av mink, som igjen øker predasjon på egg og unger (A. Breistøl pers. komm.). Sitkagran/lutzgran finnes og sprer seg innenfor hele utbredelsesområdet til sjøfugl, og i viktige trekkruter for trekkfugl, noe som gir potensiale for storskala effekter.

Generelt sett er effekter av sitkagran og lutzgran på enkeltarter og artsgrupper i norsk natur svært mangelfullt dokumentert. To internasjonale studier gir et interessant sammenligningsgrunnlag. Øyen og Nygaard (2020) sammenfatter resultatene av 75 europeiske studier av effekter av sitkagran på biologisk mangfold, hvorav 7 fra Norge. Blant disse studiene finnes dokumentasjon av negative effekter på et bredt spekter av organismer, inkludert vaskulære planter, moser, laver, våtmarksfugl og bakkerugende fugl, samt noen grupper av insekter, andre invertebrater, og annelider. Samtidig er det også studier som rapporterer positive effekter, spesielt på frøspisende fugl, og noen grupper jordorganismer. Merk at en stor andel av disse studiene er fra plantefelt, og sammenligner etablerte skogsbestand med andre naturtyper (skog, beiter, lynghei), mens de norske studiene fokuserer på effekter av sitkagran som sprer seg inn i etablert natur. Et annet studie sammenligner miljøeffekter av alle fremmede plantearter i Storbritannia og Irland ved hjelp av EICAT-rammeverket, og her rangeres sitkagran som den 6. mest negative arten med "massiv effekt" i de 86 studieområdene basert på data fra lokale eksperter (Dehnen-Schmutz mfl. 2022). Forfatterne påpeker at lokale ekspertvurderinger ga viktig og reproduserbar informasjon om arter og påvirkninger ut over til publisert litteratur og litteratur-baserte risikoanalyser.

Konklusjon

Sitkagran/lutzgran vurderes til å medføre svært høy økologisk risiko som følge av stort invasjonspotensial og stor økologisk effekt. Det er dokumentert spredning til truede naturtyper og negative økologiske effekter på ulike naturtyper. Sitkagran/lutzgran har også en negativ påvirkning på flere sjeldne/trua arter knytta til det åpne kystlandskapet. Vurderingen er i tråd med “føre var”-prinsippet når det gjelder sannsynlige effekter.

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 (27 500 km²) og om 50 år (48 000 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 minimum 500 m/år. Dette tilsvarer skår 4.
    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
    forekomstarealets mørketall 3-6
    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 3 318
    lavt anslag 2 803
    høyt anslag 3 938

Økologisk effekt

Arten har stor økologisk effekt (skår 4)

Avgjørende kriterier
  • D. Effekter på truede arter eller nøkkelarter på moderat styrke og storskala omfang ELLER fortrengning (med usikkerhet ned mot svak styrke og storskala omfang ELLER moderat styrke og begrenset omfang). Dette tilsvarer skår 4.
    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 2021    		 Nøkkelart? Interaksjonens styrke Geografisk omfang Type interaksjon Vurderings‐
    grunnlag
    hubro
    Bubo bubo (Linnaeus, 1758)    		 EN - Sterkt truet nei svak storskala andre
    • kun observasjoner fra Norge
    vipe
    Vanellus vanellus (Linnaeus, 1758)    		 CR - Kritisk truet nei svak begrenset andre
    • skriftlig dokumentasjon fra Norge
    • kun observasjoner fra Norge
    Stedegen art: hubro Bubo bubo (Linnaeus, 1758)
    Kategori
    Rødlista 2021    		 EN - Sterkt truet
    Nøkkelart? nei
    interaksjonens styrke svak
    geografisk omfang storskala
    type interaksjon andre
    vurderingsgrunnlag
    • kun observasjoner fra Norge
    Stedegen art: vipe Vanellus vanellus (Linnaeus, 1758)
    Kategori
    Rødlista 2021    		 CR - Kritisk truet
    Nøkkelart? nei
    interaksjonens styrke svak
    geografisk omfang begrenset
    type interaksjon andre
    vurderingsgrunnlag
    • skriftlig dokumentasjon fra Norge
    • kun observasjoner fra Norge
    Artens negative effekter på grupper av arter (inkludert trua arter eller nøkkelarter). Tabellen viser hvilken type interaksjon den fremmede arten har med grupper av stedegne arter (hvor minst én av artene er trua eller nøkkelart), 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 i    		 Nøkkelarter
    eller truede
    arter?    		 Interaksjonens styrke Geografisk omfang Type interaksjon Vurderings‐
    grunnlag
    Kystlynghei ja moderat storskala konkurranse om plass
    • skriftlig dokumentasjon fra Norge
    Semi-naturlig eng ja svak storskala konkurranse om plass
    • skriftlig dokumentasjon fra Norge
    • kun observasjoner fra Norge
    Berørt naturtype (med gruppen av påvirkede arter): Kystlynghei
    påvirkes nøkkelarter eller truede arter? ja
    interaksjonens styrke moderat
    geografisk omfang storskala
    type interaksjon konkurranse om plass
    vurderingsgrunnlag
    • skriftlig dokumentasjon fra Norge
    Berørt naturtype (med gruppen av påvirkede arter): Semi-naturlig eng
    påvirkes nøkkelarter eller truede arter? ja
    interaksjonens styrke svak
    geografisk omfang storskala
    type interaksjon konkurranse om plass
    vurderingsgrunnlag
    • skriftlig dokumentasjon fra Norge
    • kun observasjoner fra Norge

    Utfyllende informasjon rundt artens negative effekter:

    Vi har god dokumentasjon på at sitkagran/lutzgran koloniserer den truede naturtypen kystlynghei (Saure mfl. 2013, 2014, Skre 2014, Vikane mfl. 2014, Olsen mfl. 2016, Thorvaldsen 2016, Johansen mfl. 2017, Nygaard & Øyen 2017, Vesterbukt 2017, Sandven mfl. 2019, Hinderaker & Nielsen 2022, dessuten flere kartlegginger i de senere år i regi av Miljødirektoratet, Norsk Botanisk Forening, WWF, og Naturvernforbundet). Hinderaker & Nielsen 2022 rapporterer også om spredning til slåttemark i verdensarvområdet på Vega. Det rapporteres videre om spredning til kystnedbørsmyr (Thorvaldsen 2016, Olsen mfl. 2016, pers. med. 2018 SABIMA og Naturvernforbundet i Vesterålen; dokumentert i Artskart) og kystfuruskog (Sandven mfl. 2019, pers. med. Fylkesmannen i Hordaland2018). Meddelelsen fra Fylkesmannen i Hordaland uttrykker videre bekymring for spredning til og fremtidig tilstandsendring i fattig boreonemoral regnskog mer generelt.

    Sitkagran (og også lutzgran) har små frø, noe som kan minske sannsynlighet for etablering på grunn av konkurranse fra etablert vegetasjon eller tykt mose- eller strødekke (Vikane mfl. 2013). I tillegg har undersøkelser fra annet land vist at lyngarter generelt, røsslyng inkludert, kan produsere kjemiske forsvarsstoffer som undertrykker frøspiring hos bartrær (allelopati; Jalal og Read 1983a, 1983b, Mallik 2003; dette påpekes også i høringssvar fra Landbruksdirektoratet). Vikane mfl. (2013) testet disse hypotesene i kystlynghei i Hordaland, og fant ca. 5 % frøspireetablering i kystlynghei i pionerfase, noe som minsket til ca. 3 % i moden fase og til 1 % i degenererende fase. Eksperimentet ga ikke noen indikasjoner på at allelopatiske effekter bidro til å undertrykke frøspiringen. Ved lokal forstyrrelse derimot (i eksperimentelle vegetasjonssår på 25 x 25 cm), økte frøspringen til ca. 20 % i alle suksesjonsfaser, altså en økning på 4 til 20 ganger høyere enn i uforstyrret lynghei. Dette tyder på en klar konkurranseeffekt fra etablert vegetasjon, noe som henger godt sammen med at mange kilder rapporterer betydelig høyere spredning til forstyrret mark enn til uforstyrret natur (pers. med. 2018 fra Bergen Skog og Træplantningsselskap og Naturvernforbundet i Vesterålen, og Sandven mfl. 2019).

    I og med at de fleste beplantningene fremdeles er ganske unge, og at både sitkagran og lutzgran i tette bestand gjerne bruker flere tiår, (15)-20-40 år, på å nå reproduktiv alder, er koloniseringen av norsk natur utenfor plantefeltene fremdeles i en tidlig fase. Vi har derfor ikke data på potensiell kolonisering av norske naturtyper og heller ikke på effekten på norsk natur av etablerte bestand av naturlig spredt velvoksen sitkagran eller lutzgran.

    Saure mfl. (2013, 2014) har imidlertid gjennomført detaljerte undersøkelser av den umiddelbare effekten av unge naturlig frøspredte sitkaplanter (2-4 m høyde) på felt- og bunnvegetasjonen i kystlynghei, sammenlignet både med kontrollfelter i kystlynghei og med arealer i tilsvarende tidlig suksesjon med et naturlig forekommende bartre (furu). Undersøkelsen er replisert (det vil si at alle behandlinger er gjentatt) på fire forskjellige lokaliteter langs kysten av Hordaland. I denne undersøkelsen fant man at sitkagran hadde en langt sterkere og funksjonelt forskjellig effekt sammenlignet med furu på felt- og bunnvegetasjonen. Lyskrevende planter og karakteristiske kystlyngheiarter ble raskere fortrengt, mens skyggetålende moser ble mer dominerende under sitkagran sammenlignet med furu. Selv om denne undersøkelsen gjelder den umiddelbare effekten av enkelttrær, og således ikke kan ekstrapoleres til å si noe om effekten av en etablert naturlig spredt sitkagranskog kontra en furuskog, er effekten likevel såpass markant at dette er en relativt sterk indikasjon på at gjengroing av kystlynghei med sitkagran vil ha sterkere effekt enn gjengroing med naturlig forekommende treslag. Se også ytterligere kommentarer under risikovurderingen.

    To internasjonale studier gir et interessant sammenligningsgrunnlag. Øyen og Nygaard (2020) sammenfatter resultatene av 75 europeiske studier av effekter av sitkagran på biologisk mangfold, hvorav 7 fra Norge. De rapporterer negative effekter på vaskulære planter og moser, laver, våtmarksfugl, og annelider, men også positive effekter, spesielt på frøspisende fugl, og noen grupper jordorganismer. En av forklaringene artikkelen gir på de mer positive effektene i studier fra andre regioner i større grad fokuserer på sammenligninger av etablerte skogsbestand med andre naturtyper, mens de norske studiene fokuserer på effekter av sitkagran som sprer seg inn i andre naturtyper. Artikkelen fokuserer på diversitet, og berører ikke eventuelle effekter på artssammensetning eller andre diversitetsparametre. Et annet studie sammenligner miljøeffekter av alle fremmede plantearter i Storbritannia og Irland ved hjelp av EICAT-rammeverket, og rangerer sitkagran som den 6. mest negative arten, med "massiv effekt" basert på data fra lokale eksperter (Dehnen-Schmutz mfl. 2022). Forfatterne påpeker at slike ekspertdata ga viktig og reproduserbar tilleggsinformasjon om arter og påvirkninger ut over det man fant i publisert litteratur og litteratur-baserte nasjonale risikoanalyser.

    Det er knyttet usikkerhet rundt artens effekter som går utover utfallsrommet til den mest sannsynlige skåren på 4. Dette begrunnes i:

    I og med at sitkagran effektivt koloniserer kystlynghei, også på svært eksponerte lokaliteter, kan våtmarksfugl og fugl som er avhengige av åpne habitater påvirkes negativt (Øyen og Nygaard 2020), og gjengroing med sitkagran nevnes spesielt som en trussel mot rødlista arter i handlingsplanen for hubro (Miljødirektoratet 2022), og for en rekke rødlista arter av planter, fugl, pattedyr og invertebrater i statusrapporten for Vega verdensarvområde (Hinderaker og Nielsen 2022). Fjerning av sitkagran, i kombinasjon med etablering av vanndammer og hevet grunnvannsnivå i deler av området, hadde positiv effekt på rødlista arter og nøkkelarter av bakkehekkende fugl, og resulterte i økt hekkebestand av vipe og rødstilk og reetablering av hekkebestand av myrsnipe (Heggøy og Eggen 2020). Disse funnene og rapportene taler for moderat effekt på populasjoner, og spredning av sitkagran og lutzgran i nærmest hele utbredelsesområdet til kystlynghei og sjøfugl taler for storskala omfang. vi setter allikevel usikkerhet nedover på grunn av kunnskapsmangel om direkte effekter (sumeffekter er vanskelige å attributere).

  • F. Effekter på truede eller sjeldne naturtyper på minimum 5%. Dette tilsvarer skår 4.
    Artens negative effekter på truede eller sjeldne naturtyper. 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
    tilstandsendring    		 tydelig
    påvirka
    areal (%)    		 Vurderings‐
    grunnlag
    kystlynghei nå
    • tresjiktstruktur
    • enkeltartssammensetning
    • artsgruppesammensetning
    		0–2
    • kun observasjoner fra Norge
    • skriftlig dokumentasjon fra Norge
    boreal hei nå
    • tresjiktstruktur
    		0–2
    • kun observasjoner fra Norge
    • skriftlig dokumentasjon fra Norge
    kystlynghei fremtidig
    • tresjiktstruktur
    • enkeltartssammensetning
    • artsgruppesammensetning
    		5-10
    • annet
    boreal hei fremtidig
    • tresjiktstruktur
    • artsgruppesammensetning
    • enkeltartssammensetning
    		2-5
    • ikke valgt
    semi-naturlig eng fremtidig
    • tresjiktstruktur
    • artsgruppesammensetning
    • enkeltartssammensetning
    		0–2
    • annet

    Utfyllende informasjon rundt artens negative effekter:

    Vi har god dokumentasjon på at sitkagran/lutzgran koloniserer den truede naturtypen kystlynghei (Saure mfl. 2013, 2014, Skre 2014, Vikane mfl. 2014, Olsen mfl. 2016, Thorvaldsen 2016, Johansen mfl. 2017, Nygaard & Øyen 2017, Vesterbukt 2017, Sandven mfl. 2019, Hinderaker & Nielsen 2022, dessuten flere kartlegginger i de senere år i regi av Miljødirektoratet, Norsk Botanisk Forening, WWF, og Naturvernforbundet). Hinderaker & Nielsen 2022 rapporterer også om spredning til slåttemark i verdensarvområdet på Vega. Det rapporteres videre om spredning til kystnedbørsmyr (Thorvaldsen 2016, Olsen mfl. 2016, pers. med. 2018 SABIMA og Naturvernforbundet i Vesterålen; dokumentert i Artskart) og kystfuruskog (Sandven mfl. 2019, pers. med. Fylkesmannen i Hordaland2018). Meddelelsen fra Fylkesmannen i Hordaland uttrykker videre bekymring for spredning til og fremtidig tilstandsendring i fattig boreonemoral regnskog mer generelt.

    Sitkagran (og også lutzgran) har små frø, noe som kan minske sannsynlighet for etablering på grunn av konkurranse fra etablert vegetasjon eller tykt mose- eller strødekke (Vikane mfl. 2013). I tillegg har undersøkelser fra annet land vist at lyngarter generelt, røsslyng inkludert, kan produsere kjemiske forsvarsstoffer som undertrykker frøspiring hos bartrær (allelopati; Jalal og Read 1983a, 1983b, Mallik 2003; dette påpekes også i høringssvar fra Landbruksdirektoratet). Vikane mfl. (2013) testet disse hypotesene i kystlynghei i Hordaland, og fant ca. 5 % frøspireetablering i kystlynghei i pionerfase, noe som minsket til ca. 3 % i moden fase og til 1 % i degenererende fase. Eksperimentet ga ikke noen indikasjoner på at allelopatiske effekter bidro til å undertrykke frøspiringen. Ved lokal forstyrrelse derimot (i eksperimentelle vegetasjonssår på 25 x 25 cm), økte frøspringen til ca. 20 % i alle suksesjonsfaser, altså en økning på 4 til 20 ganger høyere enn i uforstyrret lynghei. Dette tyder på en klar konkurranseeffekt fra etablert vegetasjon, noe som henger godt sammen med at mange kilder rapporterer betydelig høyere spredning til forstyrret mark enn til uforstyrret natur (pers. med. 2018 fra Bergen Skog og Træplantningsselskap og Naturvernforbundet i Vesterålen, og Sandven mfl. 2019).

    I og med at de fleste beplantningene fremdeles er ganske unge, og at både sitkagran og lutzgran i tette bestand gjerne bruker flere tiår, (15)-20-40 år, på å nå reproduktiv alder, er koloniseringen av norsk natur utenfor plantefeltene fremdeles i en tidlig fase. Vi har derfor ikke data på potensiell kolonisering av norske naturtyper og heller ikke på effekten på norsk natur av etablerte bestand av naturlig spredt velvoksen sitkagran eller lutzgran.

    Saure mfl. (2013, 2014) har imidlertid gjennomført detaljerte undersøkelser av den umiddelbare effekten av unge naturlig frøspredte sitkaplanter (2-4 m høyde) på felt- og bunnvegetasjonen i kystlynghei, sammenlignet både med kontrollfelter i kystlynghei og med arealer i tilsvarende tidlig suksesjon med et naturlig forekommende bartre (furu). Undersøkelsen er replisert (det vil si at alle behandlinger er gjentatt) på fire forskjellige lokaliteter langs kysten av Hordaland. I denne undersøkelsen fant man at sitkagran hadde en langt sterkere og funksjonelt forskjellig effekt sammenlignet med furu på felt- og bunnvegetasjonen. Lyskrevende planter og karakteristiske kystlyngheiarter ble raskere fortrengt, mens skyggetålende moser ble mer dominerende under sitkagran sammenlignet med furu. Selv om denne undersøkelsen gjelder den umiddelbare effekten av enkelttrær, og således ikke kan ekstrapoleres til å si noe om effekten av en etablert naturlig spredt sitkagranskog kontra en furuskog, er effekten likevel såpass markant at dette er en relativt sterk indikasjon på at gjengroing av kystlynghei med sitkagran vil ha sterkere effekt enn gjengroing med naturlig forekommende treslag. Se også ytterligere kommentarer under risikovurderingen.

    To internasjonale studier gir et interessant sammenligningsgrunnlag. Øyen og Nygaard (2020) sammenfatter resultatene av 75 europeiske studier av effekter av sitkagran på biologisk mangfold, hvorav 7 fra Norge. De rapporterer negative effekter på vaskulære planter og moser, laver, våtmarksfugl, og annelider, men også positive effekter, spesielt på frøspisende fugl, og noen grupper jordorganismer. En av forklaringene artikkelen gir på de mer positive effektene i studier fra andre regioner i større grad fokuserer på sammenligninger av etablerte skogsbestand med andre naturtyper, mens de norske studiene fokuserer på effekter av sitkagran som sprer seg inn i andre naturtyper. Artikkelen fokuserer på diversitet, og berører ikke eventuelle effekter på artssammensetning eller andre diversitetsparametre. Et annet studie sammenligner miljøeffekter av alle fremmede plantearter i Storbritannia og Irland ved hjelp av EICAT-rammeverket, og rangerer sitkagran som den 6. mest negative arten, med "massiv effekt" basert på data fra lokale eksperter (Dehnen-Schmutz mfl. 2022). Forfatterne påpeker at slike ekspertdata ga viktig og reproduserbar tilleggsinformasjon om arter og påvirkninger ut over det man fant i publisert litteratur og litteratur-baserte nasjonale risikoanalyser.

Invasjonspotensial

Øvrige kriterier
  • C. Kolonisering av naturtype på minimum 10%. Dette tilsvarer skår 3.
    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‐
    grunnlag
    naturtype:kystlynghei Tidshorisont:nå kolonisert <br>areal (%):2-5 Vurderings<br>grunnlag:
    • kun observasjoner fra Norge
    • skriftlig dokumentasjon fra Norge
    naturtype:boreal hei Tidshorisont:nå kolonisert <br>areal (%):0–2 Vurderings<br>grunnlag:
    • kun observasjoner fra Norge
    • skriftlig dokumentasjon fra Norge
    naturtype:fastmarksskogsmark Tidshorisont:nå kolonisert <br>areal (%):0–2 Vurderings<br>grunnlag:
    • skriftlig dokumentasjon fra Norge
    • kun observasjoner fra Norge
    naturtype:kystlynghei Tidshorisont:fremtidig kolonisert <br>areal (%):10-20 Vurderings<br>grunnlag:
    • annet
    naturtype:boreal hei Tidshorisont:fremtidig kolonisert <br>areal (%):2-5 Vurderings<br>grunnlag:
    • ikke valgt
    naturtype:semi-naturlig eng Tidshorisont:nå kolonisert <br>areal (%):0–2 Vurderings<br>grunnlag:
    • skriftlig dokumentasjon fra Norge
    naturtype:semi-naturlig eng Tidshorisont:fremtidig kolonisert <br>areal (%):2-5 Vurderings<br>grunnlag:
    • annet
    naturtype:åpen jordvannsmyr Tidshorisont:nå kolonisert <br>areal (%):0–2 Vurderings<br>grunnlag:
    • kun observasjoner fra Norge
    • skriftlig dokumentasjon fra Norge
    naturtype:åpen jordvannsmyr Tidshorisont:fremtidig kolonisert <br>areal (%):0–2 Vurderings<br>grunnlag:
    • annet
    naturtype:nedbørsmyr Tidshorisont:nå kolonisert <br>areal (%):0–2 Vurderings<br>grunnlag:
    • skriftlig dokumentasjon fra Norge
    • kun observasjoner fra Norge
    naturtype:nedbørsmyr Tidshorisont:fremtidig kolonisert <br>areal (%):2-5 Vurderings<br>grunnlag:
    • annet
    naturtype:fastmarksskogsmark Tidshorisont:fremtidig kolonisert <br>areal (%):2-5 Vurderings<br>grunnlag:
    • annet
    naturtype:nedbørsmyr Tidshorisont:nå kolonisert <br>areal (%):2-5 Vurderings<br>grunnlag:
    • skriftlig dokumentasjon fra Norge
    • kun observasjoner fra Norge
    naturtype:lyngskog Tidshorisont:fremtidig kolonisert <br>areal (%):2-5 Vurderings<br>grunnlag:
    • annet

Økologisk effekt

Øvrige kriterier
  • E. Effekter på øvrige stedegne arter på moderat styrke og storskala omfang (med usikkerhet opp mot fortrengning i begrenset omfang). Dette tilsvarer skår 2.
    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 2021    		 Nøkkelart? Interaksjonens styrke Geografisk omfang Type interaksjon Vurderings‐
    grunnlag
    rødstilk
    Tringa totanus (Linnaeus, 1758)    		 NT - Nær truet nei svak begrenset andre
    • skriftlig dokumentasjon fra Norge
    • kun observasjoner fra Norge
    Stedegen art: rødstilk Tringa totanus (Linnaeus, 1758)
    Kategori
    Rødlista 2021    		 NT - Nær truet
    Nøkkelart? nei
    interaksjonens styrke svak
    geografisk omfang begrenset
    type interaksjon andre
    vurderingsgrunnlag
    • skriftlig dokumentasjon fra Norge
    • kun observasjoner fra Norge
    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 i    		 Nøkkelarter
    eller truede
    arter?    		 Interaksjonens styrke Geografisk omfang Type interaksjon Vurderings‐
    grunnlag
    Kystlynghei ja moderat storskala konkurranse om plass
    • skriftlig dokumentasjon fra Norge
    Boreal hei nei moderat storskala konkurranse om plass
    • kun observasjoner fra Norge
    Semi-naturlig eng ja svak storskala konkurranse om plass
    • skriftlig dokumentasjon fra Norge
    • kun observasjoner fra Norge
    Nedbørsmyr nei moderat storskala konkurranse om plass
    • kun observasjoner fra Norge
    Åpen jordvannsmyr nei svak storskala konkurranse om plass
    • kun observasjoner fra Norge
    Berørt naturtype (med gruppen av påvirkede arter): Kystlynghei
    påvirkes nøkkelarter eller truede arter? ja
    interaksjonens styrke moderat
    geografisk omfang storskala
    type interaksjon konkurranse om plass
    vurderingsgrunnlag
    • skriftlig dokumentasjon fra Norge
    Berørt naturtype (med gruppen av påvirkede arter): Boreal hei
    påvirkes nøkkelarter eller truede arter? nei
    interaksjonens styrke moderat
    geografisk omfang storskala
    type interaksjon konkurranse om plass
    vurderingsgrunnlag
    • kun observasjoner fra Norge
    Berørt naturtype (med gruppen av påvirkede arter): Semi-naturlig eng
    påvirkes nøkkelarter eller truede arter? ja
    interaksjonens styrke svak
    geografisk omfang storskala
    type interaksjon konkurranse om plass
    vurderingsgrunnlag
    • skriftlig dokumentasjon fra Norge
    • kun observasjoner fra Norge
    Berørt naturtype (med gruppen av påvirkede arter): Nedbørsmyr
    påvirkes nøkkelarter eller truede arter? nei
    interaksjonens styrke moderat
    geografisk omfang storskala
    type interaksjon konkurranse om plass
    vurderingsgrunnlag
    • kun observasjoner fra Norge
    Berørt naturtype (med gruppen av påvirkede arter): Åpen jordvannsmyr
    påvirkes nøkkelarter eller truede arter? nei
    interaksjonens styrke svak
    geografisk omfang storskala
    type interaksjon konkurranse om plass
    vurderingsgrunnlag
    • kun observasjoner fra Norge

    Utfyllende informasjon rundt artens negative effekter:

    Vi har god dokumentasjon på at sitkagran/lutzgran koloniserer den truede naturtypen kystlynghei (Saure mfl. 2013, 2014, Skre 2014, Vikane mfl. 2014, Olsen mfl. 2016, Thorvaldsen 2016, Johansen mfl. 2017, Nygaard & Øyen 2017, Vesterbukt 2017, Sandven mfl. 2019, Hinderaker & Nielsen 2022, dessuten flere kartlegginger i de senere år i regi av Miljødirektoratet, Norsk Botanisk Forening, WWF, og Naturvernforbundet). Hinderaker & Nielsen 2022 rapporterer også om spredning til slåttemark i verdensarvområdet på Vega. Det rapporteres videre om spredning til kystnedbørsmyr (Thorvaldsen 2016, Olsen mfl. 2016, pers. med. 2018 SABIMA og Naturvernforbundet i Vesterålen; dokumentert i Artskart) og kystfuruskog (Sandven mfl. 2019, pers. med. Fylkesmannen i Hordaland2018). Meddelelsen fra Fylkesmannen i Hordaland uttrykker videre bekymring for spredning til og fremtidig tilstandsendring i fattig boreonemoral regnskog mer generelt.

    Sitkagran (og også lutzgran) har små frø, noe som kan minske sannsynlighet for etablering på grunn av konkurranse fra etablert vegetasjon eller tykt mose- eller strødekke (Vikane mfl. 2013). I tillegg har undersøkelser fra annet land vist at lyngarter generelt, røsslyng inkludert, kan produsere kjemiske forsvarsstoffer som undertrykker frøspiring hos bartrær (allelopati; Jalal og Read 1983a, 1983b, Mallik 2003; dette påpekes også i høringssvar fra Landbruksdirektoratet). Vikane mfl. (2013) testet disse hypotesene i kystlynghei i Hordaland, og fant ca. 5 % frøspireetablering i kystlynghei i pionerfase, noe som minsket til ca. 3 % i moden fase og til 1 % i degenererende fase. Eksperimentet ga ikke noen indikasjoner på at allelopatiske effekter bidro til å undertrykke frøspiringen. Ved lokal forstyrrelse derimot (i eksperimentelle vegetasjonssår på 25 x 25 cm), økte frøspringen til ca. 20 % i alle suksesjonsfaser, altså en økning på 4 til 20 ganger høyere enn i uforstyrret lynghei. Dette tyder på en klar konkurranseeffekt fra etablert vegetasjon, noe som henger godt sammen med at mange kilder rapporterer betydelig høyere spredning til forstyrret mark enn til uforstyrret natur (pers. med. 2018 fra Bergen Skog og Træplantningsselskap og Naturvernforbundet i Vesterålen, og Sandven mfl. 2019).

    I og med at de fleste beplantningene fremdeles er ganske unge, og at både sitkagran og lutzgran i tette bestand gjerne bruker flere tiår, (15)-20-40 år, på å nå reproduktiv alder, er koloniseringen av norsk natur utenfor plantefeltene fremdeles i en tidlig fase. Vi har derfor ikke data på potensiell kolonisering av norske naturtyper og heller ikke på effekten på norsk natur av etablerte bestand av naturlig spredt velvoksen sitkagran eller lutzgran.

    Saure mfl. (2013, 2014) har imidlertid gjennomført detaljerte undersøkelser av den umiddelbare effekten av unge naturlig frøspredte sitkaplanter (2-4 m høyde) på felt- og bunnvegetasjonen i kystlynghei, sammenlignet både med kontrollfelter i kystlynghei og med arealer i tilsvarende tidlig suksesjon med et naturlig forekommende bartre (furu). Undersøkelsen er replisert (det vil si at alle behandlinger er gjentatt) på fire forskjellige lokaliteter langs kysten av Hordaland. I denne undersøkelsen fant man at sitkagran hadde en langt sterkere og funksjonelt forskjellig effekt sammenlignet med furu på felt- og bunnvegetasjonen. Lyskrevende planter og karakteristiske kystlyngheiarter ble raskere fortrengt, mens skyggetålende moser ble mer dominerende under sitkagran sammenlignet med furu. Selv om denne undersøkelsen gjelder den umiddelbare effekten av enkelttrær, og således ikke kan ekstrapoleres til å si noe om effekten av en etablert naturlig spredt sitkagranskog kontra en furuskog, er effekten likevel såpass markant at dette er en relativt sterk indikasjon på at gjengroing av kystlynghei med sitkagran vil ha sterkere effekt enn gjengroing med naturlig forekommende treslag. Se også ytterligere kommentarer under risikovurderingen.

    To internasjonale studier gir et interessant sammenligningsgrunnlag. Øyen og Nygaard (2020) sammenfatter resultatene av 75 europeiske studier av effekter av sitkagran på biologisk mangfold, hvorav 7 fra Norge. De rapporterer negative effekter på vaskulære planter og moser, laver, våtmarksfugl, og annelider, men også positive effekter, spesielt på frøspisende fugl, og noen grupper jordorganismer. En av forklaringene artikkelen gir på de mer positive effektene i studier fra andre regioner i større grad fokuserer på sammenligninger av etablerte skogsbestand med andre naturtyper, mens de norske studiene fokuserer på effekter av sitkagran som sprer seg inn i andre naturtyper. Artikkelen fokuserer på diversitet, og berører ikke eventuelle effekter på artssammensetning eller andre diversitetsparametre. Et annet studie sammenligner miljøeffekter av alle fremmede plantearter i Storbritannia og Irland ved hjelp av EICAT-rammeverket, og rangerer sitkagran som den 6. mest negative arten, med "massiv effekt" basert på data fra lokale eksperter (Dehnen-Schmutz mfl. 2022). Forfatterne påpeker at slike ekspertdata ga viktig og reproduserbar tilleggsinformasjon om arter og påvirkninger ut over det man fant i publisert litteratur og litteratur-baserte nasjonale risikoanalyser.

    Det er knyttet usikkerhet rundt artens effekter som går utover utfallsrommet til den mest sannsynlige skåren på 2. Dette begrunnes i:

    Usikkerhet er gitt oppover fordi disse treslagene vil kunne endre habitatene på en slik måte at arter som er avhengige av åpne landskaper fortrenges.

  • G. Effekter på øvrige naturtyper på mindre enn 5% (med usikkerhet opp mot minimum 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
    tilstandsendring    		 tydelig
    påvirka
    areal (%)    		 Vurderings‐
    grunnlag
    åpen jordvannsmyr fremtidig
    • tresjiktstruktur
    • enkeltartssammensetning
    • artsgruppesammensetning
    • vannmetning
    		0–2
    • annet
    nedbørsmyr fremtidig
    • tresjiktstruktur
    • enkeltartssammensetning
    • artsgruppesammensetning
    • vannmetning
    		0–2
    • annet
    fastmarksskogsmark fremtidig
    • enkeltartssammensetning
    • artsgruppesammensetning
    		0–2
    • annet
    nedbørsmyr nå
    • vannmetning
    • rask suksesjon
    • tresjiktstruktur
    		0–2
    • skriftlig dokumentasjon fra Norge
    • kun observasjoner fra Norge
    lyngskog fremtidig
    • enkeltartssammensetning
    • artsgruppesammensetning
    		0–2
    • annet

    Utfyllende informasjon rundt artens negative effekter:

    Det finnes nå en rekke rapporter og kartlegginger som dokumenterer at sitkagran/lutzgran koloniserer et bredt spekter av norske naturtyper, inkludert seminaturlig hei, beitemarker og slåttemark, skogsmark og våtmark. Best dokumentert er kolonisering av kystlynghei (se under «Effekter på trua / sjeldne naturtyper»), men den innsatsen som i de siste årene er blitt satt inn på å kartlegge spredning av sitkagran og lutzgran fra produksjonsarealer og andre beplantinger dokumenterer også spredning til andre naturtyper, blant annet skogsmark (Haavik 2013, Sandven mfl. 2019, høringssvar 2018 fra Fylkesmannen i Hordaland og fra Naturvernforbundet i Vesterålen; diverse kartlegginger dokumentert i Artskart), nordvendt mosedekt mark generelt (dette gjelder lutzgran; pers. med. fra SABIMA, dokumentert i Artskart), lysåpen kalkrik godt drenert mark (dette gjelder sitkagran; pers. med. 2018 fra SABIMA, dokumentert i Artskart), boreal hei, myr (særlig lutzgran) og beitemark (Thorvaldsen 2016, Olsen mfl. 2016, Sandven mfl. 2019, Hinderaker og Nielsen 2022, pers. med. 2018 fra Naturvernforbundet i Vesterålen; dokumentert i Artskart). Olsen mfl. (2016) finner at sannsynligheten for etablering var størst langs vei og annen sterkt endret fastmark, man også betydelig i hei, skog og myr. Lutzgran ble ikke funnet i naturtypen strand, som også forekom på lokalitetene. Tilsvarende finner Sandven mfl. (2019) høyere etablering på forstyrret mark enn i etablert vegetasjon, og lavest etablering i skog og særlig på velholdte dyrkingsarealer.

    I og med at de fleste beplantningene er ganske unge, og at både sitkagran og lutzgran i tette bestand bruker flere tiår, (15) 20-40 år, på å nå reproduktiv alder, er koloniseringen av norsk natur utenfor plantefeltene fremdeles i en svært tidlig fase. Vi har derfor ikke data på effekten på norsk natur av etablerte bestand av naturlig spredt, velvoksen sitkagran eller lutzgran. Vi er imidlertid pålagt å følge et “føre var”-prinsipp når det gjelder sannsynlige effekter.

    De best dokumenterte effektene av sitkagran på vegetasjon i Norge er utført i kystlynghei (Saure mfl. 2013, 2014). Disse undersøkelsene dokumenterer klare effekter på artssammensetning og funksjonell sammensetning i felt- og bunnsjikt. Vi har ikke undersøkelser av effekter på andre naturtyper, men vi kan anta at effekter på andre åpne naturtyper som koloniseres av sitkagran eller lutzgran (boreal hei, seminaturlig eng, og myr) vil være tilsvarende mens effektene av spredning til allerede tresatte arealer (fastmarksskogsmark) vil være noe svakere. Merk allikevel at Saure mfl. (2013, 2014) dokumenterte påtagelige forskjeller i effekten på bunnvegetasjonen mellom unge individer av sitkagran og furu, noe som skulle tilsi at arten vil ha effekter også på bunnvegetasjon i skog.

  • Økologiske effekter etter kriterium H, 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

Hverken delkategori for økologisk effekt eller invasjonspotensial ville vært lavere i fravær av pågående eller fremtidige klimaendringer.

Geografisk variasjon i risiko

Arten kunne ha fått lavere risikokategori enn svært høy risiko SE i deler av sitt potensielle forekomstareal.

Årsak til geografisk variasjon i risiko

  • Artens evne til reproduksjon og/eller spredning er begrenset til visse bioklimatiske soner eller seksjoner
  • Artens økologiske effekter er begrenset til visse bioklimatiske soner eller seksjoner
  • Artens økologiske effekter er begrenset til bestemte naturtyper

Sitkagran er i Norge knyttet til oseaniske seksjoner fra boreonemoral til mellomboreal sone mens lutzgran har en noe mer nordlig og noe mindre oseanisk utbredelse. Artenes utbredelse reflekterer stort sett utplantinger til skogbruksformål, leplantinger, hekker og som enkelttre i hager, siden disse utgjør frøkildene for spredning til norsk natur. Den norske utbredelsen reflekterer stort sett artens naturlige utbredelse og klimasoner i Nord-Amerika. Samtidig viser utbredelsesmodeller at allerede ved dagens klima vil arten(e) kunne kolonisere store deler av Norge, med unntak av de mest kontinentale strøkene der lav nedbør og/eller vinterkulde vil være en begrensende faktor (Vollering 2021).

Artenes negative økologiske effekter vil sannsynligvis være større når den koloniserer relativt sett lysåpne naturtyper (kystlynghei, boreal hei, seminaturlig eng og myr) enn i for eksempel fastmarksskog.

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.

Artens forekomstareal. Tabellen viser artens kjente og antatte forekomstareal i dag og i fremtiden. Kjent forekomstareal er basert på perioden 1950 til 2021.
Forekomstareal I dag Fremtidig (50 år)
Forekomstareal: Kjent I dag: 6872 km2
Forekomstareal: Antatt lavt anslag I dag: 20500 km2 Fremtidig (50 år): 24000 km2
Forekomstareal: Antatt beste anslag I dag: 27500 km2 Fremtidig (50 år):48000 km2
Forekomstareal: Antatt høyt anslag I dag: 40900 km2 Fremtidig (50 år):72000 km2

Spredte funn i Sør-Varanger og Alta er ekskludert, da samler rapporterer at dette kun dreier seg om plantede individer, ingen forvilling dokumentert. I andre marginale deler av utbredelsesområdet (Viken, Innlandet) er funn sjekket. I Viken er det flere titalls funn som samlet sett gir et bilde av sannsynlig forvilling. Kun tre funn er rapportert i Innlandet, vi anser at arten sannsynligvis ikke er til sted i dag, man forventes å kunne kolonisere Oppland i et 50-årsperspektiv. I og med den betydelige kartleggingsinnsatsen som er lagt ned av en rekke aktører gjennom de siste fem årene, og den gode geografiske dekningen av de rapporterte nyfunnene i Artskart, settes mørketall relativt lavt (3-6). Det forventes både fortetting og ytterligere spredning i et 50-årsperskpektiv (Vollering 2021), og våre anslag for fremtidig forekomstareal er konservative.

Andel av kjent forekomstareal i sterkt endra natur er på under 5 %.

Regionvis utbredelse

Utbredelse i dag


Kjent utbredelse
Østfold, Oslo og Akershus, 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
Oslo og Akershus kyst Buskerud kyst Jan Mayen kyst Finnmark kyst Vest-Agder kyst Aust-Agder kyst Telemark kyst Troms kyst Møre og Romsdal kyst Rogaland kyst Nord Trøndelag kyst Sør Trøndelag kyst Nordland kyst Hordaland kyst Vestfold kyst Østfold kyst Sogn og Fjordane kyst Finnmark Troms Nordland Nord Trøndelag Sør Trøndelag Møre og Romsdal Hedmark Oppland Østfold Sogn og Fjordane Hordaland Vest-Agder Rogaland Aust-Agder Telemark Buskerud Oslo og Akershus Vestfold Jan Mayen
Antatt utbredelse om 50 år

Østfold, Oslo og Akershus, Oppland, Buskerud, Vestfold, Telemark, Aust-Agder, Vest-Agder, Rogaland, Hordaland, Sogn og Fjordane, Møre og Romsdal, Sør-Trøndelag, Nord-Trøndelag, Nordland, Troms, Finnmark.
Oslo og Akershus kyst Buskerud kyst Jan Mayen kyst Finnmark kyst Vest-Agder kyst Aust-Agder kyst Telemark kyst Troms kyst Møre og Romsdal kyst Rogaland kyst Nord Trøndelag kyst Sør Trøndelag kyst Nordland kyst Hordaland kyst Vestfold kyst Østfold kyst Sogn og Fjordane kyst Finnmark Troms Nordland Nord Trøndelag Sør Trøndelag Møre og Romsdal Hedmark Oppland Østfold Sogn og Fjordane Hordaland Vest-Agder Rogaland Aust-Agder Telemark Buskerud Oslo og Akershus Vestfold Jan Mayen

Potensielt utbredelsesområde av sitkagran/lutzgran omfatter hele landet nord til Finnmark, unntatt de mest kontinentale strøkene (Vollering 2021). Sitkagran er en kystart som hovedsakelig er knyttet til oseanisk seksjon i boreonemoral og boreal sone mens hybriden lutzgran har en noe mer nordlig og mindre oseanisk utbredelse. Som diskutert, er det betydelig usikkerhet når det gjelder identiteten til de enkelte forekomstene, både til importert frømateriale av de provenienser som er blitt innført og utplantet som både sitkagran og lutzgran i Norge, og når det gjelder observert spredning til norsk natur, noe som gjør det vanskelig å skille mellom artene.

For artene samlet gjelder det at ytterligere spredning i stor grad vil berøre de samme arealer som arten allerede forekommer i dag, slik at utbredelsen på fylkesnivå ikke forventes å øke. Det er fortsatt rom for betydelig fortetning innen utbredelsesområdet, og det er mange potensielle frøkilder. Vi anslår derfor en 25 - 50% økning i forekomstareal de kommende 50 årene.

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:kystlynghei kolonisert <br>areal (%):2-5 tydelig <br>tilstandsendring:
  • tresjiktstruktur
  • enkeltartssammensetning
  • artsgruppesammensetning
 tydelig <br>påvirka <br>areal (%):0–2 Vurderings<br>grunnlag:
  • kun observasjoner fra Norge
  • skriftlig dokumentasjon fra Norge
naturtype:boreal hei kolonisert <br>areal (%):0–2 tydelig <br>tilstandsendring:
  • tresjiktstruktur
 tydelig <br>påvirka <br>areal (%):0–2 Vurderings<br>grunnlag:
  • kun observasjoner fra Norge
  • skriftlig dokumentasjon fra Norge
naturtype:fastmarksskogsmark kolonisert <br>areal (%):0–2 tydelig <br>tilstandsendring:
  • enkeltartssammensetning
 tydelig <br>påvirka <br>areal (%):0 Vurderings<br>grunnlag:
  • skriftlig dokumentasjon fra Norge
  • kun observasjoner fra Norge
naturtype:semi-naturlig eng kolonisert <br>areal (%):0–2 tydelig <br>tilstandsendring:
  • tresjiktstruktur
 tydelig <br>påvirka <br>areal (%):0 Vurderings<br>grunnlag:
  • skriftlig dokumentasjon fra Norge
naturtype:åpen jordvannsmyr kolonisert <br>areal (%):0–2 tydelig <br>tilstandsendring: tydelig <br>påvirka <br>areal (%):0 Vurderings<br>grunnlag:
  • kun observasjoner fra Norge
  • skriftlig dokumentasjon fra Norge
naturtype:nedbørsmyr kolonisert <br>areal (%):0–2 tydelig <br>tilstandsendring:
  • tresjiktstruktur
 tydelig <br>påvirka <br>areal (%):0 Vurderings<br>grunnlag:
  • skriftlig dokumentasjon fra Norge
  • kun observasjoner fra Norge
naturtype:nedbørsmyr kolonisert <br>areal (%):2-5 tydelig <br>tilstandsendring:
  • vannmetning
  • rask suksesjon
  • tresjiktstruktur
 tydelig <br>påvirka <br>areal (%):0–2 Vurderings<br>grunnlag:
  • skriftlig dokumentasjon fra Norge
  • kun observasjoner fra Norge

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:kystlynghei kolonisert <br>areal (%):10-20 tydelig <br>tilstandsendring:
  • tresjiktstruktur
  • enkeltartssammensetning
  • artsgruppesammensetning
 tydelig <br>påvirka <br>areal (%):5-10 Vurderings<br>grunnlag:
  • annet
naturtype:boreal hei kolonisert <br>areal (%):2-5 tydelig <br>tilstandsendring:
  • tresjiktstruktur
  • artsgruppesammensetning
  • enkeltartssammensetning
 tydelig <br>påvirka <br>areal (%):2-5 Vurderings<br>grunnlag:
  • ikke valgt
naturtype:semi-naturlig eng kolonisert <br>areal (%):2-5 tydelig <br>tilstandsendring:
  • tresjiktstruktur
  • artsgruppesammensetning
  • enkeltartssammensetning
 tydelig <br>påvirka <br>areal (%):0–2 Vurderings<br>grunnlag:
  • annet
naturtype:åpen jordvannsmyr kolonisert <br>areal (%):0–2 tydelig <br>tilstandsendring:
  • tresjiktstruktur
  • enkeltartssammensetning
  • artsgruppesammensetning
  • vannmetning
 tydelig <br>påvirka <br>areal (%):0–2 Vurderings<br>grunnlag:
  • annet
naturtype:nedbørsmyr kolonisert <br>areal (%):2-5 tydelig <br>tilstandsendring:
  • tresjiktstruktur
  • enkeltartssammensetning
  • artsgruppesammensetning
  • vannmetning
 tydelig <br>påvirka <br>areal (%):0–2 Vurderings<br>grunnlag:
  • annet
naturtype:fastmarksskogsmark kolonisert <br>areal (%):2-5 tydelig <br>tilstandsendring:
  • enkeltartssammensetning
  • artsgruppesammensetning
 tydelig <br>påvirka <br>areal (%):0–2 Vurderings<br>grunnlag:
  • annet
naturtype:lyngskog kolonisert <br>areal (%):2-5 tydelig <br>tilstandsendring:
  • enkeltartssammensetning
  • artsgruppesammensetning
 tydelig <br>påvirka <br>areal (%):0–2 Vurderings<br>grunnlag:
  • annet

Regional naturvariasjon

Regional naturvariasjon omfatter variasjon i makroklimatiske forhold og/eller andre miljøforhold som gir opphav til mønstre på stor romlig skala (les mer her). Her inngår bioklimatiske soner og seksjoner og/eller kystvannssoner og -seksjoner hvor arten finnes i dag, eller antas å kunne finnes i framtiden (innenfor vurderingsperioden).

Utbredelse i bioklimatiske soner og seksjoner:

  • Boreonemoral sone: sterkt oseanisk seksjon, klart oseanisk seksjon og svakt oseanisk seksjon.
  • Sørboreal sone: sterkt oseanisk seksjon, klart oseanisk seksjon og svakt oseanisk seksjon.
  • Mellomboreal sone: sterkt oseanisk seksjon og klart oseanisk seksjon.
  • Nordboreal sone: sterkt oseanisk seksjon.

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 skogbruk hyppighet:tallrike ganger pr. år antall <br>individer:ukjent tidsrom:pågående
hovedkategori:direkte import kategori:til kommersiell plantehandel hyppighet:tallrike ganger pr. år antall <br>individer:ukjent tidsrom:pågående
hovedkategori:direkte import kategori:til forskning hyppighet:flere ganger pr. 10. år antall <br>individer:ukjent tidsrom:kun historisk
hovedkategori:direkte import kategori:privatpersoners egenimport 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:rømning/forvilling kategori:fra skogbruk hyppighet:tallrike ganger pr. år antall <br>individer:> 1000 tidsrom:pågående
hovedkategori:rømning/forvilling kategori:fra kommersiell plantehandel hyppighet:tallrike ganger pr. år antall <br>individer:ukjent tidsrom:pågående
hovedkategori:tilsiktet utsetting kategori:øvrig tilsiktet utsetting hyppighet:ca. årlig antall <br>individer:ukjent tidsrom:pågående
hovedkategori:tilsiktet utsetting kategori:øvrig utsetting til nytteformål hyppighet:tallrike ganger pr. år antall <br>individer:> 1000 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

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.

Artens første observasjoner. Tabellen viser årstall for første observasjonen av arten for hver aktuelle etableringsstatus.
Etableringsstatus Årstall for første observasjon Usikkerhet i årstall
(> ± 5 år)
individ på artens eget produksjonsareal Årstall for første observasjon:1872 Usikkerhet i årstall
(> ± 5 år):nei
individ i norsk natur Årstall for første observasjon:1972 Usikkerhet i årstall
(> ± 5 år):nei

Arten kom til Norge fra: opprinnelsessted (utlandet) og ukjent

Provenienser importert til Norge som sitkagran stammer stort sett fra det sørlige Alaska og i noen grad nordvestlige USA, primært fra områder nord for den 54. breddegrad (oppsummert i Øyen og Nygaard 2020). Merk at det naturlige utbredelsesområdet til sitkagran overlapper med utbredelsen til hybriden lutzgran, de to taksonene forekommer i en naturlig introgresjon, og når de forekommer i samme område tilbakekrysser de med hverandre, slik at bestemmelsene av opprinnelsesmaterialet kan være usikker.

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).

Terrestrisk utbredelse:

  • Temperert boreal: Nord- og Mellom-Amerika
  • Temperert nemoral: Nord- og Mellom-Amerika

Sitkagran har sitt naturlige utbredelsesområde langs vestkysten av Nord-Amerika, i et smalt belte langs Stillehavskysten fra Kodiakøya i det sørvestlige Alaska til Mendocino i det nordlige California. Utbredelsen er knyttet til det oseaniske beltet; arten finnes aldri lengre enn 200 km fra kysten og i hovedsak innenfor et belte på ca. 50 km fra kysten (Thompson mfl. 1999). Sitkagrana vokser fra havnivå og helt opp til tregrensa på ca. 1000 meter over havnivå i Alaska, men kun opp til ca. 400 meter over havnivå i California. Sitkagrana finnes typisk i et relativt kjølig og fuktig borealt klima, men det er likevel betydelig klimatisk variasjon innenfor utbredelsesområdet. Den finnes ofte på relativt veldrenert, surt jordsmonn, i rene bestand eller sammen med vestamerikansk hemlokk Tsuga heterophylla (Harris 1990).

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. 

Terrestrisk utbredelse:

  • Temperert boreal: Europa og Nord- og Mellom-Amerika
  • Temperert nemoral: Oseania, Europa og Nord- og Mellom-Amerika

Sitkagran ble introdusert til Europa for skogplanting på 1800-tallet, først til Storbritannia i 1831 (av douglasgranas navnefar, botanikeren David Douglas, deretter til Danmark (1850), Frankrike, Tyskland, Norge (1872), Island, og Sverige. De første utplantingene i Norge var i Haugesundtraktene og litt senere på Fløien i Bergen, men de tidlige utplantingene hadde begrenset suksess, antagelig fordi man brukte sydlige provenienser som tålte norsk klima dårlig (Øyen og Nygård 2020). Dyrking og utplanting økte etter at mer nordlige provenienser ble tilgjengelige, og sitkagran var det anbefalte skogreisingstreet i ytre kyststrøk fra 1950-tallet av (Øyen og Nygård 2020). Siden har arten vært et foretrukket treslag i skogreising og annen beplanting, for eksempel leplantinger, i oseaniske deler av boreonemoral og boreal sone, og sitkagran er i dag det mest utbredte fremmede treslaget i kommersiell bruk i Norge, med et beplantet areal på 482 000 dekar (Øyen og Nygård 2020). Beplantingsraten har avtatt siden 1980-tallet, og ligger nå på ca. 300 ha/år (Miljødirektoratet og Landbruksdirektoratet, 2019). Skogbruket i Europa har i ulik grad tatt i bruk treslaget, og beplantet areal er i dag størst i Storbritannia (7 millioner dekar), fulgt av Norge (482 000 dekar) Frankrike (450 000 dekar) og Danmark (340 000 dekar). Den er også brukt til skogplanting på New Zealand. Merk at alt dette er anslag på produksjonsareal (www.wikipedia.org).

Merk at sitkagran vanskelig å skille fra hybriden lutzgran, på grunn av introgresjon så vel som feilbestemmelser, og dette gjelder både i proveniensene brukt i plantefelt så vel som blant observerte frøspredde individer i norsk natur (se Artens status for detaljer).

Reproduksjon og generasjonstid

Arten har seksuell reproduksjon.

Generasjonstid (i år): 50.

Filvedlegg

Filvedlegg til vurderingen. Tabellen viser filer som inngår som datagrunnlag for vurderingen av den fremmede arten. Hvert vedlegg inkluderer en lenke for nedlasting.
Filnavn Beskrivelse Lenke for nedlasting
ArtskartData.zip Datagrunnlag fra Artskart Last ned
Picea sitchensis.csv Oservasjoner fra artskart Last ned
Picea Xlutzii.csv Oservasjoner fra artskart Last ned

Referanser

  • Almark, E.H. (1931). Sitkagran på Lista. Tidsskrift for Skogbruk 313-314.
  • Appelgren, L. & Torvik, S.E. (2017). Kartlegging av kortdistansespredning av fremmede bartrær i Rogaland og Hordaland. Ecofact rapport 607 50.
  • Børset, O. (1985). Skogskjøtsel. Skogøkologi. Landbruksforlaget
  • Dehnen-Schmutz K, Pescott OL, Booy O, Walker KJ (2022). Integrating expert knowledge at regional and national scales improves impact assessments of non-native species. NeoBiota 77: 79-100. https://doi.org/10.3897/neobiota.77.89448
  • Elven R, Bjorå CS, Fremstad E, Hegre H og Solstad H (2022). Norsk flora. 8. utgåva. Samlaget, Oslo.
  • Hamilton, J.A. og Aitken, S.N. (2013). Genetic and morphological structure of a spruce hybrid (Picea sitchensis × P. glauca) zone along a climatic gradient. American Journal of Botany 100: 1651-1662.
  • Hanssen, E.W. (2013). Fremmede bartrær i norsk natur – hvordan sprer de seg? Behov for kartlegging Del I Innledning og granartene Picea. Blyttia 71: 188-194.
  • Harris, A. S. (1990). Picea sitchensis (Bong.) Carr. Sitka spruce. In Silvics of North America.Vol. 1, Conifers. Edited by R. M. Burns and B.H.Honkala. Agriculture Handbook 654. 1: 260-267.
  • Heggøy, O. & Eggen, M (2020). Tiltak for bakkehekkende fugler i jordbrukslandskapet. NOF-Rapport 2020-3: 77. ISBN: 978-82-78-52167-0
  • Hinderaker SE og Nielsen A (2022). Current status of important nature values in the Vega archipelago. NIBIO REPORT 8 (36) ISBN 978-82-17-03033-1
  • Haavik, Astrid Bakke (2013). Forvaltingsplan for Otterstadstølen naturreservat: Naturkvalitetar, bevaringsmål og forvaltingstiltak. Fylkesmannen i Hordaland, MVA-rapport 4
  • Jalal M and Read D. (1983a). The organic acid composition of Calluna heathland soil with special reference to phyto- and fungitoxicity. I. Isolation and identification of organic acids. Plant Soil 70: 257-272.
  • Jalal M. and Read D. (1983b). The organic acid composition of Calluna heathland soil with special reference to phyto-and fungitoxicity. II. Monthly qualitative determination of the organic acid content of Calluna and spruce dominated soils. Plant Soil 70: 273–286.
  • Kyrkjeeidet,M.O.,Often,A.,Myklebost,H.E.,Olsen,S.E.,Hagelin,J.,Ruano,M., Frivoll,V. & Stefano,M.D. (2017). Karlegging av kortdistansespredning av fremmede bartrær Nord-Norge. NINA Rapport 1427
  • Kaasen N.O., Skaret G., Kaasen T. (1993). Afforestation of Lutz Spruce, Sitka Spruce, and Norway Spruce in the Vesteraalen Islands, Norway. In: Alden J.N., Mastrantonio J.L., Ødum S. (eds) Forest Development in Cold Climates. NATO ASI Series (Series A: Life Sciences). 244
  • Lid, J. & Lid, D.T. (2005). Norsk flora. 7. utg. Red.: Reidar Elven. Det Norske Samlaget, Oslo.
  • Little, E.L (1953). A natural hybrid spruce in Alaska. Journal of Forestry 51: 745-747.
  • Magnesen, Stein (1999). Forsøk med nordlig sitkagran-provenienser på Vestlandet. Rapport fra Skogforskningen 6-99 11.
  • Mallik A.U. (2003). Conifer regeneration problems in boreal and temperate forests with ericaceous understory: role of disturbance, seedbed limitation, and keytsone species change. Critical Reviews in Plant Sciences 22: 341–366.
  • Miljødirektoratet (2022). Handlingsplan for Hubro 2022-2026. Miljødirektoratet rapport 2316: 66.
  • Miljødirektoratet og Landbruksdirektoratet 2019. Utredning av forbud mot utsetting av utenlandske treslag til skogbruksformål. Rapport M-1378. 62 sider.
  • Nedkvitne,K. (1960). Inførde bartrearter som sår seg på Vestlandet. Tidskrift for skogbruk 68: 29-33.
  • Nygaard, P.H. & Øyen, B-H (2017). Spread of the Introduced Sitka Spruce (Picea sitchensis) in Costal Norway. Forests 8
  • Nygaard, P.H., Skre, O. & Brean, R. (2000). Naturlig spredning av utenlandske treslag. Oppdragsrapport Skogforsk 19/99: 1-28.
  • Olsen, S.L., Stabbetorp, O., Skarpaas, O., Often, A. & Gajda, H. (2016). Kartlegging av kortdistansespredning av fremmede bartrær. Vrifuru (Pinus contorta) & lutzgran (Picea x lutzi). NINA Rapport 1230 78.
  • Sandven, J., Aamodt, O.W., Sørhuus, Ø. (2019). Kartlegging av kortdistansespredning av fremmede bartrær i Hordaland. NORSKOG rapport 6/2019
  • Saure, H.I. (2012). Impact of native and introduced coniferous species on biodiversity in semi-natural coastal vegetation, western Norway. - Ph.D. Thesis, Universitetet i Bergen, Bergen.
  • Saure, H.I., Vandvik, V., Hassel, K. & Vetaas, O.R. (2014). Do vascular plants and bryophytes respond differently to coniferous invasion of coastal heathlands?. Biol. Invasjons 16: 775-791.
  • Saure,H.I.,Vandvik,V.,Hassel,K. & Vetaas, O.R. (2013). Effects of invasion by introduced versus native conifers on costal heathland vegetation. J.Veg.Science 24: 744-754.
  • Skre, O. (2014). Forynging av gran og sitka frå plantefelt i Hordaland. Årringen, UiB.
  • Stabbetorp, O. & Aarrestad, P.A. (2012). Sitkagran / Lutzgran Picea sitchensis / Picea × lutzii. Artsdatabankens faktaark 216: 3. http://www2.artsdatabanken.no/faktaark/Faktaark216.pdf
  • Thompson, R.S., Anderson, K.H. & Bartlein, P.J. (1999). Atlas of relations between climatic parameters and distributions of important trees and shrubs in North America. USGS Professional Paper 1650-A, 1650-B. Washington DC: US Department of the Interior, US Geological Survey.
  • Thomson, F. J., Moles, A. T., Auld, T. D., & Kingsford, R. T. (2011). Seed dispersal distance is more strongly correlated with plant height than with seed mass. Journal of Ecology 99: 1299-1307.
  • Thorvaldsen, P (2016). Sitkagran Picea sitchensis i stor spredning i det norske kystlandskapet. Eksempel fra Stadtlandet, Selje kommune. Blyttia 74: 160-171.
  • Vesterbukt, P. (2017). Effekt av fjerning av sitkagran (Picea sitchensis) i kystlynghei på Troningen. NIBIO Rapport;3(21) 2017.
  • Vikane, J.H., Vandvik,V. &Vetaas, O.R. (2013). Invasion of Calluna heath by native and non-native conifers: the role of succseeion, disturbance and allelopathy. Plant Ecol. 214: 975-985.
  • Vollering J (2021). Forecasting the continued naturalization of widely planted alien conifers On Sitka spruce (Picea sitchensis) in Norway. Series of dissertations submitted to the Faculty of Mathematics and Natural Sciences, University of Oslo 1234: 184. ISSN 1234-5678
  • Øyen B.-H (2000). Ressurser av sitkagran i Norge. Notat. Norsk Institutt for Skogforskning, Bergen, 10.8.2000 10.
  • Øyen, B.-H. and Nygaard, P.H. (2020). Impact of Sitka spruce on biodiversity in NW Europe with a special focus on Norway – evidence, perceptions and regulations’. Scandinavian journal of forest research 35: 117–133.
  • Øyen, B.H., Andersen, H.L., Myking, T., Nygaard, P.H., Stabbetorp, O.E. (2009). Økologiske egenskaper for noen utvalgte introduserte bartreslag i Norge. Viten fra Skog og landskap 01/09: 1-40.

Sitering

Vandvik V, Hegre H, Solstad H, Alm T, Fløistad IS, Pedersen O, Schei FH, Vollering J, Westergaard KB og Skarpaas O (2023). Planter: Vurdering av sitkagran Picea sitchensis for Fastlands-Norge med havområder. Fremmedartslista 2023. Artsdatabanken. http://www.artsdatabanken.no/lister/fremmedartslista/2023/2618

Logobilde for artssiden
Til artssiden

Utvikling

  • 2018: SE Svært høy risiko
  • 2012: SE Svært høy risiko

Videre lesning