1. Fremmedartslista 2023 >
  2. Ondatra zibethicus

Vurdering av bisam Ondatra zibethicus (Linnaeus, 1766)

Pattedyr

Utført av ekspertkomité for Pattedyr
Publisert: 11.08.2023

Gjelder for Fastlands-Norge med havområder.

Arten er etablert.

Arten er vurdert til høy risiko. Den har stort invasjonspotensial og liten 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: 2

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 minimum 500 m/år. Dette tilsvarer stort invasjonspotensial (risikomatrisens x-akse).

Arten har negative interaksjoner med stedegne arter. Dette tilsvarer liten økologisk effekt (risikomatrisens y-akse).

Ekspertenes oppsummering

Generelt om arten

Livsmiljø: limnisk og terrestrisk

Bisam Ondatra zibethicus forekommer i Nord-Amerika, fra Alaska og Nord-Canada i nord, gjennom det resterende USA i sør, med unntak av de tørre områdene i sørvest og Texas, og Florida-halvøya (Cassola 2016). Bisam ble som pelsdyr først innført til Europa i 1905 (Böhmen, dvs. del av dagens Tsjekkia). Derfra har arten siden spredt seg, men dagens utbredelse i Europa skyldes også rømninger fra pelsfarmer i flere land og direkte utsettinger (Cassola 2016). Arten ble i 1919 introdusert til Finland og i 1931 til Kola-halvøya i Russland (Danell 1996). Arten er nå tilstede i hele det palearktiske området, Mongolia, Kina, Nordøst-Korea og øya Honshu i Japan (Cassola 2016). Den er også introdusert i Argentina og forekommer nå over hele Ildlandet (inkl. Chile) (Cassola 2016, Deferrari 2018).

Bisam er en relativt stor akvatisk gnager. Den lever i tilknytning til våtmark som elver og bekker, små og store innsjøer; også i kyststrøk og på øyer. Grunne og næringsrike innsjøer ser ut til å være spesielt foretrukket (Bevanger og Wikan 2012). Ecke mfl. (2014) fant at forekomst av arten i Sveriges nordligste fylke, Norbotten, var knyttet til innsjøer med store urterike enger, innsjøbredder med rik sumpvegetasjon, samt til innsjøer som hadde veldig slake bredder. Arten bygger bol i form av hytter som kan være opptil 1,5 m høye og 3 m brede. De graver også ut kanaler og tunneler i strandbredden med inngangsåpning under van. Hyttene bygges i Finnmark i første rekke av elvesnelle, flaskestarr, mose, planterøtter og mudder. Dyrene treffes sjelden langt fra der de finner mat, det vil si vannplanter som stilker, blad og røtter av blant annet sneller og takrør. De spiser også animalsk næring som krepsdyr, og nå og da fisk (Bevanger og Wikan 2012).

Danell (1996) betrakter bisam som en nøkkelart i mange vannrike våtmarkshabitater. Arten øker mangfoldet både når det gjelder habitatstruktur og (plante)artsrikdom ved gjennomsnittlige populasjonsnivåer. Den livnærer seg for det meste av vannplanter som sivaks, sneller, takrør, dunkjevler, vannliljer og nøkkeroser. Om sommeren er beitepresset fordelt over et relativt stort område. Etter at isen har lagt seg holder dyrene seg nær sine hytter eller underjordiske huler. Hardt beitepress på et relativt lite område vinterstid fører til åpne områder i en ellers tett vegetasjon. Disse områdene koloniseres følgelig av undervannsplanter som tusenblad, tjernaks og småpiggknopp, ikke minst når bisam har forlatt dem. Naturlig suksesjon fører til at stedene etter hvert gror igjen med planter som sneller og takrør (Danell 1977, 1978, 1979, 1996). Hyttene blir brukt som skjule/hekkested av diverse virveldyrarter (Kiviat 1978), blir kolonisert av ulike plantearter (Danell 1977, 1996) og er gjenstand for beiting av (tam)rein (Kiviat 1978, Bevanger og Wikan 2012). Mosaikken av mindre åpne områder og tette bestander av sumpplanter gagner som regel forekomst av vannfugl (Danell 1996).

Rev og mink er de viktigste predatorer for bisam i Fennoskandia (Danell 1978, 1996, Wikan og Aspholm 2016). Det er en sterk interaksjon mellom bestandsnivå av bisam og øvrige stumpmusarter (markmus- og rødmusgruppen) ved at rødrev prederer øvrige stumpmusartene sterkere enn bisam når de førstnevnte viser et lavt bestandsnivå og omvendt (Danell 1996). I Polen ser man sammenheng mellom dalende jaktutbytte av bisam med en økende populasjon av mink (se Gethöffer og Siebert 2020).

I jordbruksland i Nederland, Belgia og Tyskland er bisam et stort problem da den graver ganger i diker som beskytter lavereliggende land mot vann utenfra (Gethöffer og Siebert 2020). I Nederland alene brukes det årlig 35 millioner Euro på bekjempelse av bisam, 400 heltidsansatte fanger årlig rundt 90 000 dyr (Ydenberg mfl. 2019, Bos mfl. 2020, Gethöffer og Siebert 2020).

Bisam lever i familiegrupper. De er kjønnsmodne etter tre til fem måneder. Mars–september er forplantningssesong i Norge (Bevanger og Wikan 2012). Wikan anslår for Pasvik at en familiehytte gjennomsnittlig inneholder en familiegruppe på fire dyr i november (Wikan 2006). Arten har mindre kull og lavere reproduksjonsrate i Nord-Europa (Gethöffer og Siebert 2020). Generasjonstid er vurdert til 3,6 år (Pacifici mfl. 2013).

I Sverige har bisam siden årtusenskiftet opplevd en populasjonsnedgang (Ecke mfl. 2014). I sitt naturlige utbredelsesområdet i Nord-Amerika har jaktutbyttet av arten gått tilbake i løpet av de siste 50 årene (Ganoe mfl. 2020). Det er uvisst hva som skyldes tilbakegangen, men innvirkning av parasitter blir nevnt som en av årsakene (Ecke mfl. 2014, Ganoe mfl. 2020).

Utbredelse i Norge

Den tidlige forekomsten og innvandringshistorien til bisam i Norge er beskrevet blant annet av Wikan (2000). De første dyrene kom antakelig allerede på slutten av 1950-tallet (Grense Jakobselv, Sør-Varanger), men funnene ble ikke dokumentert eller dyrene sikkert artsbestemt. Omkring 1970 ble det rapportert bisam i kommunene Målselv og Bardu i Troms, og tidlig på 1980-tallet skal et individ være sett i Skibotndalen. Heller ikke disse funnene er dokumentert. Det er antatt at de tidlige observasjonene i Troms skyldtes ekspansjon fra bestander i Tornedalen på grensen mellom Finland og Sverige. Senere funn fra Troms ser ut til å mangle. I 1963 skal flere individer ha blitt avlivet i Sør-Varanger ved en gård i grensetraktene mot Finland (Bevanger 2005). Det første funnet som Wikan (2000) omtaler som dokumentert gjelder imidlertid et individ som ble fanget levende ved Smalfjord i Tana i 1969. Etter noe tid i fangenskap døde det, ble stoppet ut og vist i et lokalt museum (Lund og Wikan 1975). Den første norske bisam undersøkt ved en vitenskapelig institusjon ble skutt i Jarfjord, Sør-Varanger i 1970 (Myrberget 1987). I 1971 og 1972 ble arten også påvist i Kautokeino, og dens karakteristiske overvintringshytter ble registrert. To individer ble tatt i garn i Valjokka i Karasjok i 1978. Utover dette er det ikke kjent funn fra Finnmark (eller andre steder i Norge) i perioden ca. 1972 til ca. 1986. Etter en nyinnvandring i 1987 har arten imidlertid fått fotfeste i Sør-Varanger og kanskje andre steder i Finnmark. På Artsobservasjoner foreligger noen få meldinger fra Kautokeino og Karasjok kommuner fra 2008 og helt frem til i dag. Aspholm og Ollila (2010) rapporterte funn av beitespor og andre sportegn på enkelte lokaliteter i Tana og Lebesby. Arten kan imidlertid ha forsvunnet igjen på disse lokalitetene. Fra andre fylker (Nordland og Nord-Trøndelag) foreligger kun et fåtall registreringer/meldinger fra 2001-2005. Det er ingen dokumenterte meldinger utenfor Finnmark etter 2005. Tellinger av overvintringshytter i Pasvik i perioden 1994-2007 viste en topp i 1997 mens bestanden etter dette har vært vesentlig lavere (Aspholm & Wikan 2008). Lokalitetene i Nordland og Nord-Trøndelag ligger inn mot riksgrensa og relativt nær den svenske spredningsfronten (Villumsen & Danell 1997). Det ser imidlertid ikke til at funnene førte til etablering av arten, da det heller ikke i disse to fylkene er kjent seinere observasjoner.

Spredningsmåter

Bisam sprer seg naturlig fra Finland, Russland og Sverige. En innvandring av bisam til Sverige fra henholdsvis Danmark (Sjælland) eller Finland (Åland) til Sverige vil kunne øke koloniseringshastigheten av Norge.

Arten har en fast bestand i Pasvik (Finnmark). Enkeltindivider sprer seg derfra ca. årlig. Men spredningen fører ikke nødvendigvis til nyetableringer.

Invasjonspotensial

Invasjonspotensialet til bisam er vurdert til å være stort. Dette skyldes en lang median levetid og en høy potensiell ekspansjonshastighet. Arten har vist stort spredningspotensial siden den har dukket opp flere steder som ligger langt fra etablerte bestander, men arten har likevel hatt problemer med å etablere stabile bestander i disse områdene (Thingstad mfl. 2004, Syvertsen 2004). Det er vanskelig å gi et eksakt tall for ekspansjonshastigheten under gjeldende norske forhold, men det er tatt utgangspunkt i erfaringer fra Sverige (Villumsen & Danell 1997).

Økologisk effekt

Den økologisk effekten er vurdert til å være liten grunnet begrensede effekter på ulike arter og naturtyper.Det er uvisst i hvilken grad bisam påvirker forekomst av vånd. I Tsjekkia ble en negativ sammenheng funnet, mens en positiv sammenheng ble funnet i Nederland (Danell 1996).Når bisam ankommer et nytt området oppnår den som regel i løpet av få år et nokså høyt bestandsnivå. Dette vil forårsake er sterkt beitetrykk på økosystemet. Bestanden bryter følgelig sammen igjen og i påfølgende år vil arten opptre med et vesentlig lavere bestandsnivå som riktignok er utsatt for svingninger, men ikke i samme kategori som da den var ny i området. Dette innebærer også at vegetasjonen vil reetablere seg igjen (Danell 1996). I næringsfattige områder kan sumpplanter oppleve en varig reduksjon i antall. Dette skal ha vært tilfelle for sneller, sivaks og nøkkerose ved 38 tjern i Finland og for store takrørområder i Vest-Sibir og Kazakhstan (se Danell 1996). Som regel vil vegetasjonen hente seg fort inn igjen når bisampopulasjonen har brudd sammen og arten har forlatt området. En langvarig forandring kan riktignok forekomme på steder der hvor vegetasjonen blir beitet ned og vannstrømmer tar med seg de fine sedimentene til dypere områder (Danell 1996). I slike situasjoner der utbredelse av sumpplanter langvarig blir redusert vil også vannfuglbestanden bli påvirket negativt (Danell 1996). Gethöffer og Siebert (2020) lister opp studier fra Nord-Amerika, Argentina og Nederland som setter forekomst av bisam i sammenheng med en reduksjon i plantediversitet. Trolig har slike negative effekter en sammenheng med høyere populasjonstettheter i disse landene enn i Fennoskandia.I perioder av næringsmangel kan bisam også predere muslinger (Cassola 2016). Fra utlandet er det kjent at bisam kan forsyne seg av alle fire muslingarter som forekommer i Norge: andemusling Anodonta anatina, svanemusling Anodonta cygnea, flat dammusling Pseudanodonta complanata og elvemusling Margaritifera margaritifera. Ettersom de tre første artene kun forekommer på Østlandet vil de i overskuelig fremtid ikke komme i kontakt med bisam. Elvemusling lever derimot allerede i samme området som Bisam. Det foreligger ingen dokumenterte funn av bisampredasjon på elvemusling fra verken Norge (Paul Erik Aspholm, pers. medd.) eller Sverige (Henrikson og von Proschwitz 2006). Fra Kola-halvøya foreligger det imidlertid observasjoner av små hauger med 20-50 skall som skal være åpnet av bisam (Henrikson og von Proschwitz 2006). Henrikson og von Proschwitz (2006) anser likevel at bisam kun unntaksvis og veldig lokalt vil utgjøre en trussel mot både elvemusling og andre muslinger. Gethöffer og Siebert (2020) fremhever i en oppsummeringsartikkel at bisam kan utgjøre en sterk trussel for sjeldne muslinger i små områder. Bisam kan også spise kreps og under visse omstendigheter utgjøre en trussel for dem (Danell 1996, NVWA 2018). Edelkrepsen forekomst på Østlandet vil i overskuelig fremtid ikke overlappe med forekomst av bisam i Norge.Bisam kan også være vektor for overførsel av tularemi og puumala-hantaviruset til stedegne arter, sykdommer som imidlertid allerede finnes i norske hare- og gnagerbestander (Danell 1996, Vahlenkamp mfl. 1998). Arten kan også være mellomvert for dvergbendelorm Echinococcus multilocaris (NVWA 2018). Hovedvert for denne arten er rev, men hund, ulv og mårhund kan også fungere som hovedvert. Dvergbendelorm er ennå ikke påvist i Norge eller Finland, men påvist et fåtall ganger i Sør-Sverige (Osterman Lind mfl. 2011, Wahlström mfl. 2012, Oksanen mfl. 2019). Markmus og vånd ble påvist som mellomvert der (Miller mfl. 2016, 2017).

Konklusjon

Bisam Ondatra zibethicus er vurdert til å være høy risiko HI grunnet stor invasjonspotensiale og liten økologisk effekt.

Hva forklarer artens risikokategori

Artens risikokategori bestemmes av artens høyeste skår på invasjonspotensial (x-aksen i risikomatrisa) og på økologisk effekt (y-aksen i risikomatrisa). Kriteriet(ene) arten skårer høyest på for hver av aksene i matrisa er artens avgjørende kriterier. Les mer om kriteriene.

Artens invasjonspotensial bestemmes av tre kriterier: Artens mediane levetid i Norge (A-kriteriet), artens ekspansjonshastighet (B-kriteriet) og størrelsen på naturtypeareal som arten koloniserer (C-kriteriet).

Artens økologiske effekt bestemmes av seks kriterier: Artens effekter på stedegne arter (D- og E-kriteriet), artens effekter på naturtyper (F- og G-kriteriet), genetisk forurensning av stedegne arter (H-kriteriet) og overføring av parasitter eller patogener til stedegne arter (I-kriteriet).

Invasjonspotensial

Arten har stort invasjonspotensial (skår 4)

Avgjørende kriterier
  • A. Median levetid på minimum 650 år. Dette tilsvarer skår 4.
    Estimeringsmetode: numerisk estimering

    Artens demografiske nøkkeltall. Tabellen viser artens demografiske nøkkeltall brukt for å estimere den fremmede artens levetid i Norge. Les mer om parameterne i retningslinjene.
    Parameter Verdi
    Nåværende populasjonsstørrelse (N, i antall individer) 1 000
    Vekstrate (λ) 1
    Miljøvarians (σe2) 0
    Demografisk varians (σd2) 0
    Terskel for kvasiutdøing (C, i antall individer) 10

    Basert på de demografiske nøkkeltallene er det beste anslaget for artens mediane levetid i Norge estimert til 5 250 år.

  • B. Ekspansjonshastighet på minimum 500 m/år. Dette tilsvarer skår 4.
    Estimeringsmetode: anslått økning i artens forekomstareal og ekspansjon er forventet større framover i tid

    Denne estimeringsmetoden anslår ekspansjonshastigheten ut fra forventet endring i forekomstareal framover i tid.

    Basert på det beste anslaget på forekomstarealet i dag (224 km2) og om 50 år (15 000 km2) er ekspansjonshastigheten anslått til 1 213 m/år. Dette tilsvarer skår 4 på B-kriteriet.

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 2021    		 Nøkkelart? Interaksjonens styrke Geografisk omfang Type interaksjon Vurderings‐
    grunnlag
    elvemusling
    Margaritifera margaritifera (Linnaeus, 1758)    		 VU - Sårbar nei svak begrenset predasjon
    • skriftlig dokumentasjon fra utlandet
    Stedegen art: elvemusling Margaritifera margaritifera (Linnaeus, 1758)
    Kategori
    Rødlista 2021    		 VU - Sårbar
    Nøkkelart? nei
    interaksjonens styrke svak
    geografisk omfang begrenset
    type interaksjon predasjon
    vurderingsgrunnlag
    • skriftlig dokumentasjon fra utlandet

    Utfyllende informasjon rundt artens negative effekter:

    Når bisam ankommer et nytt området oppnår den som regel i løpet av få år et nokså høyt bestandsnivå. Dette vil forårsake er sterkt beitetrykk på økosystemet. Bestanden bryter følgelig sammen igjen og i påfølgende år vil arten opptre med et vesentlig lavere bestandsnivå som riktignok er utsatt for svingninger, men ikke i samme kategori som da den var ny i området. Dette innebærer også at vegetasjonen vil reetablere seg igjen (Danell 1996). I næringsfattige områder kan sumpplanter oppleve en varig reduksjon i antall. Dette skal ha vært tilfelle for sneller, sivaks og nøkkerose ved 38 tjern i Finland og for store takrørområder i Vest-Sibir og Kazakhstan (se Danell 1996). Som regel vil vegetasjonen hente seg fort inn igjen når bisampopulasjonen har brudd sammen og arten har forlatt området. En langvarig forandring kan riktignok forekomme på steder der hvor vegetasjonen blir beitet ned og vannstrømmer tar med seg de fine sedimentene til dypere områder (Danell 1996). I slike situasjoner der utbredelse av sumpplanter langvarig blir redusert vil også vannfuglbestanden bli påvirket negativt (Danell 1996). Gethöffer og Siebert (2020) lister opp studier fra Nord-Amerika, Argentina og Nederland som setter forekomst av bisam i sammenheng med en reduksjon i plantediversitet. Trolig har slike negative effekter en sammenheng med høyere populasjonstettheter i disse landene enn i Fennoskandia.

Invasjonspotensial

Øvrige kriterier
  • 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‐
    grunnlag
    naturtype:semi-naturlig våteng Tidshorisont:nå kolonisert <br>areal (%):2-5 Vurderings<br>grunnlag:
    • skriftlig dokumentasjon fra utlandet
    naturtype:åpen flomfastmark Tidshorisont:nå kolonisert <br>areal (%):2-5 Vurderings<br>grunnlag:
    • skriftlig dokumentasjon fra utlandet
    naturtype:myr- og sumpskogsmark Tidshorisont:nå kolonisert <br>areal (%):2-5 Vurderings<br>grunnlag:
    • skriftlig dokumentasjon fra utlandet
    naturtype:ny våtmark Tidshorisont:nå kolonisert <br>areal (%):2-5 Vurderings<br>grunnlag:
    • skriftlig dokumentasjon fra utlandet

Økologisk effekt

Øvrige kriterier
  • E. Effekter på øvrige stedegne arter på svak styrke ELLER moderat styrke og begrenset omfang. Dette tilsvarer skår 1.
    Artens negative effekter på stedegne arter (ikke trua eller sjelden). Tabellen viser hvilken type interaksjon den fremmede arten har med stedegne arter, samt interaksjonens styre og omfang. Kun effekter som er dokumentert i Norge eller i utlandet (for arten selv eller en sammenlignbar art), eller som sannsynlig vil opptre i Norge i løpet av 50 år, er inkludert.
    Stedegen art Kategori
    Rødlista 2021    		 Nøkkelart? Interaksjonens styrke Geografisk omfang Type interaksjon Vurderings‐
    grunnlag
    vånd
    Arvicola amphibius (Linnaeus, 1758)    		 LC - Livskraftig nei svak begrenset konkurranse om plass
    • skriftlig dokumentasjon fra utlandet
    Stedegen art: vånd Arvicola amphibius (Linnaeus, 1758)
    Kategori
    Rødlista 2021    		 LC - Livskraftig
    Nøkkelart? nei
    interaksjonens styrke svak
    geografisk omfang begrenset
    type interaksjon konkurranse om plass
    vurderingsgrunnlag
    • skriftlig dokumentasjon fra utlandet
    Artens negative effekter på grupper av stedegne arter. Tabellen viser hvilken type interaksjon den fremmede arten har med grupper av stedegne arter, samt interaksjonens styre og omfang. Den negative interaksjonen med stedegne arter er gitt for hver naturtype. Kun effekter som er dokumentert i Norge eller i utlandet (for arten selv eller en sammenlignbar art), eller som sannsynlig vil opptre i Norge i løpet av 50 år, er inkludert.
    Påvirkede
    arter i    		 Nøkkelarter
    eller truede
    arter?    		 Interaksjonens styrke Geografisk omfang Type interaksjon Vurderings‐
    grunnlag
    Semi-naturlig våteng nei svak begrenset fytofagi
    • skriftlig dokumentasjon fra utlandet
    Åpen flomfastmark nei svak begrenset fytofagi
    • skriftlig dokumentasjon fra utlandet
    Myr- og sumpskogsmark nei svak begrenset fytofagi
    • skriftlig dokumentasjon fra utlandet
    Ny våtmark nei svak begrenset fytofagi
    • skriftlig dokumentasjon fra utlandet
    Berørt naturtype (med gruppen av påvirkede arter): Semi-naturlig våteng
    påvirkes nøkkelarter eller truede arter? nei
    interaksjonens styrke svak
    geografisk omfang begrenset
    type interaksjon fytofagi
    vurderingsgrunnlag
    • skriftlig dokumentasjon fra utlandet
    Berørt naturtype (med gruppen av påvirkede arter): Åpen flomfastmark
    påvirkes nøkkelarter eller truede arter? nei
    interaksjonens styrke svak
    geografisk omfang begrenset
    type interaksjon fytofagi
    vurderingsgrunnlag
    • skriftlig dokumentasjon fra utlandet
    Berørt naturtype (med gruppen av påvirkede arter): Myr- og sumpskogsmark
    påvirkes nøkkelarter eller truede arter? nei
    interaksjonens styrke svak
    geografisk omfang begrenset
    type interaksjon fytofagi
    vurderingsgrunnlag
    • skriftlig dokumentasjon fra utlandet
    Berørt naturtype (med gruppen av påvirkede arter): Ny våtmark
    påvirkes nøkkelarter eller truede arter? nei
    interaksjonens styrke svak
    geografisk omfang begrenset
    type interaksjon fytofagi
    vurderingsgrunnlag
    • skriftlig dokumentasjon fra utlandet

    Utfyllende informasjon rundt artens negative effekter:

    Når bisam ankommer et nytt området oppnår den som regel i løpet av få år et nokså høyt bestandsnivå. Dette vil forårsake er sterkt beitetrykk på økosystemet. Bestanden bryter følgelig sammen igjen og i påfølgende år vil arten opptre med et vesentlig lavere bestandsnivå som riktignok er utsatt for svingninger, men ikke i samme kategori som da den var ny i området. Dette innebærer også at vegetasjonen vil reetablere seg igjen (Danell 1996). I næringsfattige områder kan sumpplanter oppleve en varig reduksjon i antall. Dette skal ha vært tilfelle for sneller, sivaks og nøkkerose ved 38 tjern i Finland og for store takrørområder i Vest-Sibir og Kazakhstan (se Danell 1996). Som regel vil vegetasjonen hente seg fort inn igjen når bisampopulasjonen har brudd sammen og arten har forlatt området. En langvarig forandring kan riktignok forekomme på steder der hvor vegetasjonen blir beitet ned og vannstrømmer tar med seg de fine sedimentene til dypere områder (Danell 1996). I slike situasjoner der utbredelse av sumpplanter langvarig blir redusert vil også vannfuglbestanden bli påvirket negativt (Danell 1996). Gethöffer og Siebert (2020) lister opp studier fra Nord-Amerika, Argentina og Nederland som setter forekomst av bisam i sammenheng med en reduksjon i plantediversitet. Trolig har slike negative effekter en sammenheng med høyere populasjonstettheter i disse landene enn i Fennoskandia.

  • G. Effekter på øvrige naturtyper på mindre enn 5%. Dette tilsvarer skår 1.
    Artens negative effekter på naturtyper (ikke trua eller sjelden). Tabellen viser hvilke(n) naturtype(r) som påvirkes av den fremmede arten nå eller i framtida. Type tilstandsendring, hvor stor del av naturtypearealet som påvirkes og vurderingsgrunnlag er gitt for hver naturtype. Se retningslinjene for beskrivelse av tydelig tilstandsendring.
    naturtype Tidshorisont tydelig
    tilstandsendring    		 tydelig
    påvirka
    areal (%)    		 Vurderings‐
    grunnlag
    semi-naturlig våteng nå
    • artsgruppesammensetning
    		2-5
    • skriftlig dokumentasjon fra utlandet
    åpen flomfastmark nå
    • artsgruppesammensetning
    		2-5
    • skriftlig dokumentasjon fra utlandet
    myr- og sumpskogsmark nå
    • artsgruppesammensetning
    		2-5
    • skriftlig dokumentasjon fra utlandet
    ny våtmark nå
    • artsgruppesammensetning
    		2-5
    • skriftlig dokumentasjon fra utlandet
  • I. Overføring av parasitter eller patogener på ingen overføring ELLER begrenset til art som allerede er vert for denne parasitten. Dette tilsvarer skår 1.
    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 2021    		 Nøkkelart? Parasittens vitenskapelige navn Parasittens status Parasittens delkategori Geografisk omfang Vurderingsgrunnlag
    hare
    Lepus timidus Linnaeus, 1758    		 Nær truet NT nei Pasturella tularensis kjent for verten og stedegen 1 begrenset
    • ikke valgt
    hare
    Lepus timidus Linnaeus, 1758    		 Nær truet NT nei Puumala-hantavirus kjent for verten og stedegen 1 begrenset
    • ikke valgt
  • Økologiske effekter etter kriterium F, H er vurdert som fraværende (usannsynlige)

Endring av risikokategori fra 2018

Kategorien for denne arten er endret fra potensielt høy risiko PH til høy risiko HI siden Fremmedartslista 2018 (forrige revisjon). Dette skyldes:

  • Ny kunnskap
  • Ny tolkning av tidligere data

Effekt av klimaendringer

Delkategori for invasjonspotensial ville vært lavere i fravær av pågående eller fremtidige klimaendringer.

Delkategori for økologisk effekt ville ikke vært lavere i fravær av pågående eller fremtidige klimaendringer.

Betydningen av klimaendringer:

Artens forekomst i Norge er på grensen til dens tåleevne. Med et mildere klima vil arten lettere kunne overleve og spre seg.

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.

Artens forekomstareal. Tabellen viser artens kjente og antatte forekomstareal i dag og i fremtiden. Kjent forekomstareal er basert på perioden 2015 til 2021.
Forekomstareal I dag Fremtidig (50 år)
Forekomstareal: Kjent I dag: 208 km2
Forekomstareal: Antatt lavt anslag I dag: 208 km2 Fremtidig (50 år): 7500 km2
Forekomstareal: Antatt beste anslag I dag: 224 km2 Fremtidig (50 år):15000 km2
Forekomstareal: Antatt høyt anslag I dag: 560 km2 Fremtidig (50 år):25000 km2

Forekomstene utenfor Finnmark er trolig utdødd. Enkeltindivider sprer seg over til dels store avstander. Langvarige forekomster finnes i Sør-Varanger og trolig i Karasjokk og Kautokeino (kun funn fra 2015-2022 er tatt med i dagens forekomstareal).

Andel av kjent forekomstareal i sterkt endra natur er på fra og med 5 % til 25 %.

Regionvis utbredelse

Utbredelse i dag


Kjent utbredelse
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, Hedmark, 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

Bestandsestimatene er høyst usikre, men bestanden synes å ha gått tilbake såvel i antall som i utbredelse. Situasjonen i Norge vil avhenge av artens forekomst i våre naboland. En spredning til Sverige via Danmark (Sjælland) eller Sør-Finland (Åland) vil påvirke situasjonen vesentlig.

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:semi-naturlig våteng kolonisert <br>areal (%):2-5 tydelig <br>tilstandsendring:
  • artsgruppesammensetning
 tydelig <br>påvirka <br>areal (%):2-5 Vurderings<br>grunnlag:
  • skriftlig dokumentasjon fra utlandet
naturtype:åpen flomfastmark kolonisert <br>areal (%):2-5 tydelig <br>tilstandsendring:
  • artsgruppesammensetning
 tydelig <br>påvirka <br>areal (%):2-5 Vurderings<br>grunnlag:
  • skriftlig dokumentasjon fra utlandet
naturtype:myr- og sumpskogsmark kolonisert <br>areal (%):2-5 tydelig <br>tilstandsendring:
  • artsgruppesammensetning
 tydelig <br>påvirka <br>areal (%):2-5 Vurderings<br>grunnlag:
  • skriftlig dokumentasjon fra utlandet
naturtype:ny våtmark kolonisert <br>areal (%):2-5 tydelig <br>tilstandsendring:
  • artsgruppesammensetning
 tydelig <br>påvirka <br>areal (%):2-5 Vurderings<br>grunnlag:
  • skriftlig dokumentasjon fra utlandet

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: svakt oseanisk seksjon og overgangsseksjon.
  • Sørboreal sone: svakt oseanisk seksjon og overgangsseksjon.
  • Mellomboreal sone: svakt oseanisk seksjon, overgangsseksjon og svakt kontinental seksjon.
  • Nordboreal sone: svakt oseanisk seksjon, overgangsseksjon og svakt kontinental seksjon.

Spredningsmåter

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:egenspredning kategori:naturlig hyppighet:flere ganger pr. 10. 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:flere ganger pr. 10. 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 i norsk natur Årstall for første observasjon:1959 Usikkerhet i årstall
(> ± 5 år):nei
selvstendig reproduksjon i norsk natur Årstall for første observasjon:1987 Usikkerhet i årstall
(> ± 5 år):nei
etablering i norsk natur Årstall for første observasjon:1997 Usikkerhet i årstall
(> ± 5 år):nei

Arten kom til Norge fra: annet sted (utlandet)

Til Finnmark har arten kommet fra naboland (Russland og/eller Finland). Funn i seinere år i Nordland og Nord-Trøndelag må ses i sammenheng med spredning fra Finland til Nord-Sverige.

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 og terrestrisk utbredelse:

  • Polart: Nord- og Mellom-Amerika
  • Temperert boreal: Nord- og Mellom-Amerika
  • Temperert nemoral: Nord- og Mellom-Amerika og Nord- og Mellom-Amerika
  • Temperert tørt: Nord- og Mellom-Amerika og Nord- og Mellom-Amerika
  • Subtropisk Middelhavsklima: Nord- og Mellom-Amerika
  • Subtropisk fuktig: Nord- og Mellom-Amerika

Denne arten forekommer i Nord-Amerika, fra Alaska og Nord-Kanada i nord, gjennom det resterende USA i sør, med unntak av de tørre områdene i sørvest og Texas, og Florida-halvøya (Cassola 2016).

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 og terrestrisk utbredelse:

  • Polart: Europa og Nord- og Mellom-Amerika
  • Temperert boreal: Asia, Europa og Nord- og Mellom-Amerika
  • Temperert nemoral: Asia, Europa, Nord- og Mellom-Amerika og Nord- og Mellom-Amerika
  • Temperert tørt: Asia, Nord- og Mellom-Amerika og Nord- og Mellom-Amerika
  • Subtropisk Middelhavsklima: Nord- og Mellom-Amerika
  • Subtropisk fuktig: Nord- og Mellom-Amerika

Bisam ble først innført til Europa i 1905 (Böhmen, dvs. del av dagens Tsjekkia). Derfra har arten siden spredt seg, men dagens utbredelse i Europa skyldes også rømninger fra pelsfarmer i flere land og direkte utsettinger (Cassola 2016). Arten ble fra 1919 introdusert til Finland på hele 293 lokaliteter og fra 1931 til Kola-halvøya i Russland (Danell 1996). Arten er nå tilstede i hele det palaearktiske området, Mongolia, Kina, Nordøst-Korea og øya Honshu i Japan (Cassola 2016). Den er også introdusert i Argentina og forekommer nå over hele Ildlandet (inkl. Chile) (Cassola 2016, Deferrari 2018).

Reproduksjon og generasjonstid

Arten har seksuell reproduksjon.

Generasjonstid (i år): 3,6.

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

Referanser

  • Aspholm, P.E. & Ollila, L.E. (2010). Undersøkelser etter forekomst av bisam i nedre del av Tanavassdraget og noen andre lokaliteter i Øst-Finnmark. Bioforsk Rapport 5, Nr. 171: 1-17.
  • Aspholm, P.E. & Wikan, S. (2008). Bisambestanden i Pasvik naturreservat. Resultater fra feltregistrering i 2007. Bioforsk Rapport 3, Nr. 147: 1-11.
  • Aspholm, Paul Erik
  • Bevanger K og Wikan S (2012). Bisam Ondatra zibethicus. Artsdatabankens faktaark nr. 242.
  • Bevanger, K. (2005). Nye dyrearter i norsk natur. Landbruksforlaget, Oslo.
  • Bos D, Emiel van Loon E, Klop E og Ydenberg R (2020). A Large-Scale Experiment to Evaluate Control of Invasive Muskrats. Wildlife Society Bulletin 44 (2): 314–322. DOI: 10.1002/wsb.1099
  • Cassola F (2016). Ondatra zibethicus. The IUCN Red List of Threatened Species 2016. e.T15324A22344525 (nedlastet 10.10.2022) https://dx.doi.org/10.2305/IUCN.UK.2016-3.RLTS.T15324A22344525.en
  • Danell K (1978). Intra- and Interannual Changes in Habitat Selection by the Muskrat. The Journal of Wildlife Management 42 (3): 540-549.
  • Danell, K. (1977). Short-term plant successions following the colonization of a northern Swedish lake by the Muskrat, Ondatra zibethica. Journal of Applied Ecology 14: 933-947.
  • Danell, K. (1979). Reduction of aquatic vegetation following the colonization of a northern Swedish lake by the Muskrat, Ondatra zibethica. Oecologica 38: 101-106.
  • Danell, K. (1985). Population fluctutations of the Muskrat in coastal northern Sweden. Acta Theriologica 30 (12): 219-227.
  • Danell, K. (1996). Introductions of aquatic rodents: lessons of the muskrat Ondatra zibethicus invasion. Wildlife Biology 2: 213-220.
  • Deferrari GA (2018). Presencia de la rata almizclera (Ondatra zibethicus) en La Isla Martillio, Canal de Beagle, Tierra del Fuego, Argentina. Nótulas Faunísticas - Segunda Serie 253: 1-3.
  • Ecke F, Henry A og Danell K (2014). Landscape-based prediction of the occurrence of the invasive muskrat (Ondatra zibethicus). Annales Zooligica Fennici 51: 325–334. http://dx.doi.org/10.5735/086.051.0304
  • Ganoe LS, Brown JD, Yabsley MJ, Lovallo MJ og Walter WD (2020). A Review of Pathogens, Diseases, and Contaminants of Muskrats (Ondatra zibethicus) in North America. Frontiers in Veterinary Science 7: 233. doi: 10.3389/fvets.2020.00233
  • Gethöffer F og Siebert U (2020). Current knowledge of the Neozoa Nutria and Muskrat in Europe and their environmental impacts. Journal of Wildlife and Biodiversity 4 (2): 1-12. DOI: 10.22120/jwb.2019.109875.1074
  • Henrikson L og von Proschwitz T (2006). Bisam — en växtätare med smak för musslor. Fauna och Flora 101: 2–7.
  • Kiviat E (1978). Vertebrate use of muskrat lodges and burrows. Estuaries 1 (3): 196-200.
  • Matis, J.H., T. R, Kiffe, R. Hengeveld (1996). Estimating parameters for birth-death-migration models from spatio-temporal abundance data: case of Muskrat spread in the Netherlands. Journal of Agricultural, Biological, and Environmental Statistics 1: 40-59.
  • Miller, A.L., Olsson, G.E., Sollenberg, S., Walburg, M.R.; Skarin, M.; Höglund, J. (2017). Transmission ecology of taeniid larval cestodes in rodents in Sweden, a low endemic area for Echinococcus multilocularis. Parasitology 144: 1041-1051. https://doi.org/10.1017/S0031182017000257Pub
  • Miller, A.L., Olsson, G.E., Walburg, M.R., Sollenberg, S., Skarin, M., Ley, C., Wahlström, H., Höglund, J. (2016). First identification of Echinococcus multilocularis in rodent intermediate host in Sweden. International Journal for Parasitology: Parasites and Wildife 5: 56-63. https://www.ncbi.nlm.nih.gov/pmc/articles/PMC4804384/
  • NVWA (2018). Factsheet Muskusrat (Ondatra zibethicus). Nederlandse Voedsel- en Warenautoriteit (NVWA) (nedlastet 10.10.2022) https://www.nvwa.nl/onderwerpen/invasieve-exoten/documenten/dier/dieren-in-de-natuur/exoten/risicobeoordelingen/factsheet-muskusrat
  • Pacifici, M., Santini, L., Di Marco, M., Baisero, D., Francucci, L., Marasini, D.G., Visconti, P. & Rondinini, C. (2013). Generation length for mammals. Nature Conservation 5: 87-94.
  • Syvertsen, P.O. (2004). Bisamrotte Ondatra zibethicus påtruffet i Nordland. Fauna 57: 69-71.
  • Thingstad, P.G., A. Bye, L.E. Lindahl, O.J. Sørensen (2004). Funn av bisamrotte Ondatra zibethicus og skoglemen Myopus schisticolor fra Lierne, Nord-Trøndelag. Fauna 57: 72-75.
  • Vahlenkamp, M., T. Müller, K. Tackmann, U. Löschner, H. Schmitz, M. Schreiber (1998). The muskrat (Ondatra zibethicus) as a new reservoir for puumala-like hantavirus strains in Europe. Virus Research 57: 139-150.
  • Wahlström H, Lindberg A, Lindh J, Wallensten A, Lindqvist R, Plym-Forshell L, Osterman Lind E, Ågren EO, Widgren S, Carlsson U, Christensson D, Cedersmyg M, Lindström E, Olsson GE, Hörnfeldt B, Barragan A, Davelid C, Hjertqvist M og Elvander M (2012). Investigations and actions taken during 2011 due to the first finding of Echinococcus multilocularis in Sweden. European Communicable Disease Bulletin 17 (28): pii=20215. http://www.eurosurveillance.org/ViewArticle.aspx?ArticleId=20215
  • Wikan, S. (2000). Registrering av bisamrotte Ondatra zibethicus i Finnmark 1994-2000. Fauna 53: 218-233.
  • Ydenberg RC, Emiel van Loon E, Bos D og van Hemert H (2019). Damage to dykes and levees in the Netherlands is extensive and increases with muskrat (Ondatra zibethicus) density. Lutra 62 (1): 39-53.

Sitering

van der Kooij J, Holand Ø, Rolandsen CM og Eldegard K (2023). Pattedyr: Vurdering av bisam Ondatra zibethicus for Fastlands-Norge med havområder. Fremmedartslista 2023. Artsdatabanken. http://www.artsdatabanken.no/lister/fremmedartslista/2023/639

Logobilde for artssiden
Til artssiden

Utvikling

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

Videre lesning