Norge har en av de mest artsrike mosefloraene i Europa. Dette skyldes først og fremst den store variasjonen i klima, topografi og substrat, noe som gir opphav til stor naturtypevariasjon. Fra Fastlands-Norge kjenner vi 1085 mosearter. Av disse er 2 nålkapselmoser, 279 levermoser og 804 bladmoser. Mosene forekommer i de fleste landhabitater i Norge, fra lavland til høgfjell, og de vokser på bakken, på berg og stein, på bark og ved, i naturlige og i menneskeskapte habitat. Totalt 239 arter eller 22 % av den norske mosefloraen er oppført på rødlista.

Navnet moser (bryofytter) er en tradisjonsbetegnelse på tre evolusjonære linjer av ”karstrengløse” landplanter. Det har de siste 10-årene vært diskutert frem og tilbake om mosene har felles opphav eller ikke. Det siste innlegget i debatten antyder at i hvert fall levermoser og bladmoser har felles opphav. Nålkapselmosene er det større usikkerhet rundt, men noen analyser indikerer at alle tre mosegruppene kan ha felles opphav (Wickett mfl. 2014). Inntil videre skilles fortsatt de tre hovedgruppene av moser ut på rekkenivå som bladmoser (Bryophyta), levermoser (Marchantiophyta) og nålkapselmoser (Anthocerotophyta).

Felles for disse tre hovedgruppene av landplanter er at de har bygnings- og livshistorietrekk som ligner hverandre. De har grønne, oftest flerårige planteskudd (gametofytter), som vanligvis har blad. Det er disse plantene vi i dagligtale kaller moser. Et annet fellestrekk er at gametofyttene kan bære en kortlivet sporofytt som produserer sporer. Sporofytten er festet på gametofytten og får tilført deler av sitt næringsbehov fra denne. Sporofytten har et dobbelt sett av kromosomer (diploid) og mangler blad, men har grønn stilk (seta) som er fotosyntetisk aktiv i de tidlige utviklingsstadiene. Fullt utviklete, modne sporofytter er brunlige og fotosyntetisk inaktive. Mosene kan reprodusere både kjønnet og ukjønnet. De formerer seg kjønnet gjennom sporer som blir dannet i sporehuset på sporofytten. Antall sporer i hvert sporehus varierer fra art til art, og generelt er det slik at en art enten produserer mange små eller få store sporer. Arter med store sporer har gjerne begrenset spredningsevne og er avhengig av at det finnes egnede voksesteder i nærheten av nåværende forekomster. De fleste mosene har små sporer som er tilpasset vindspredning. En spore kan, hvis den havner på et egnet substrat, spire og gi opphav til ett eller flere nye moseskudd. Mosene har også ukjønnet formering – enten gjennom gjentatt forgreining av de grønne moseskuddene, gjennom dannelse av skuddfragmenter eller ved produksjon av ulike former for grokorn som kan vokse opp til nye moseplanter. Moser mangler røtter og dør nedenfra. Når moseskudd forgreiner seg og danner tette puter eller matter, vil over tid to hovedgreiner bli til separate moseplanter. Arter med dårlig spredningsevne og spesielle habitatkrav er sårbare for ødeleggelse eller endringer av voksestedet. Mange arter på rødlista tilhører denne kategorien.

Noen få arter vokser på møkk, smågnagerkadavre og andre dyrerester (møkkmoser og lemenmoser). En del arter forekommer også i ferskvann, men det finnes ingen marine moser. Moser dominerer i flere naturtyper, for eksempel på myr og i skogbunnen. I disse økosystemene har mosene viktige økologiske funksjoner. Relativt sett er mosene viktigere i åpne naturtyper uten stor karplantedominans, slik som på myr og i fjellet og arktiske områder, både med tanke på mangfold av arter og produksjon av biomasse (Hassel mfl. 2012, Longton 1988). Omkring 40 % av Norges moser, og rundt 25 % av artene på Rødlista, vokser i fjellet.

Mosene tar opp vann og næringssalter gjennom hele overflaten, de har ikke ekte røtter, og ledningsvevet (karstrenger) er dårlig utviklet sammenlignet med karplantene. De fleste mosene tåler kortere eller lengre perioder med uttørking av skuddene; da går de inn i en dvaletilstand. Men når de igjen får tilgang på vann gjenopptar de livsfunksjonene. Det gjør at mange moser kan vokse på svært tørre steder, for eksempel på sørvendte bergvegger.

Kunnskapsgrunnlaget

Den norske mosefloraen er godt undersøkt, men det finnes både geografiske områder og artsgrupper der kunnskapen om forekomsten av arter er svært mangelfull. Norge hadde en ”bryologisk gullalder” på slutten av 1800-tallet og begynnelsen av 1900-tallet med en rekke meget dyktige amatørmoseforskere, med den internasjonale kapasiteten Ingebrigt Severin Hagen i spissen. En betydelig andel av mosene i de norske universitetsherbariene stammer fra denne perioden. Universitetsmuseenes samlinger er et viktig fundament for rødlistevurderingene. Noen av rødlisteartene er dokumentert med belegg bare fra denne perioden. Kunnskapsnivået er mangelfullt når det gjelder nyere forskningsbasert viten om forekomst, habitatkrav og bestandsbiologiske forhold hos flere av moseartene på den norske Rødlista. En viktig kunnskapsmangel er at mange kjente lokaliteter av eldre dato ikke er oppsøkt i nyere tid. Det er en økende interesse for moser i Norge, noe som forhåpentligvis vil resultere i at flere får god taksonomisk og floristisk kompetanse. Undersøkelser tidlig på 2000 tallet, blant annet gjennom prosjekter som ”Miljøregistreringer i skog” og registreringer av bekkekløfter, har ført til verdifull ny kunnskap om moseartenes forekomst og habitatkrav i skog (Blom mfl. 2002, Hassel og Holien 2007, 2008). Den viktigste kilden til ny kunnskap om moser de siste fem årene kommer fra kartleggingsprosjekter, spesielt har prosjekter innenfor Artsprosjektet bidratt med mye ny kunnskap (f.eks. Hassel mfl. 2014, Hassel og Høitomt 2013, Høitomt mfl. 2012). Artsprosjektet har bidratt til en solid økning i den bryologiske aktiviteten og flere nye personer har opparbeidet seg god kunnskap om moser. Dette kommer blant annet til uttrykk gjennom økt antall mosefunn lagt inn i Artsobservasjoner år for år. Antall poster har økt jevnt og trutt fra 4509 poster i 2010 til 7318 poster i 2014 (per 7. februar 2015). Antall mosearter som er kjent fra fastlandet er nå 1085, mens 1071 arter var kjent da rødlista for moser ble utarbeidet i 2010 (Hassel mfl. 2010).

I rødlisteprosessen har grunnlaget for utbredelsesdata i all hovedsak vært herbariemateriale oppbevart ved universitetsmuseene. Dette materialet er taksonomisk kvalitetssikret gjennom revisjoner gjort av Arne A. Frisvoll 1997–1998 og Kristian Hassel 2004–2005. Mosematerial som er kommet til etter dette er, i de fleste tilfeller, kontrollert av medlemmer i rødlistekomitéen for moser. Museumsmaterialet er tilgjengeliggjort via Artskart. I noen tilfeller har vi inkludert observasjoner av arter, dette gjelder arter der det er liten risiko for feilbestemmelser, og artsfunn som ennå ikke er dataregistrert og innordnet i herbariene. Økningen i antall moseobservasjoner i Artsobservasjoner gjør at denne datakilden i økende grad må tas i betraktning. Det foregår en løpende validering av funn innlagt i Artsobservasjoner, og bare godkjente funn er lagt til grunn for rødlistevurderingene.

Det finnes lite direkte kunnskap om størrelsen på, og endringer i, mosepopulasjonene. Bare et fåtall arter overvåkes, og få tellinger av antall individer på en lokalitet er gjort. Angivelser av populasjonenes størrelse og eventuelle endringer i disse er derfor i de fleste tilfeller basert på estimater (se under).

Avgrensninger og definisjoner

Alle de 1085 artene som er kjent fra det norske fastlandet ble vurdert, bortsett fra åtte arter som er satt til kategori ikke vurdert NE på grunn av uavklart taksonomi, og to arter som er satt til kategori ikke egnet NA på grunn av at de er fremmede arter i Norge. Funn fra Svalbard er ikke inkludert i rødlistevurderingene.

Utgangspunktet for å estimere bestandsstørrelsen for enkeltarter, er estimering av antall lokaliteter. En lokalitet er definert som et geografisk avgrenset område hvor arten er funnet. For arter knyttet til våtmark kan én myr være en lokalitet, mens for fjellarter kan et ett spesifikt fjell være en lokalitet. En lokalitet kan derfor variere mye i areal. Lokalitetsstørrelsen påvirker beregninger av antall individer per lokalitet.

Det er utarbeidet sjablonger (retningslinjer) for beregning av individstørrelse. Med utgangspunkt i artens livshistorieegenskaper er et individ her definert som følger:

  1. Ettårige arter, kolonister og kort- til langlivete skyttelarter: Standard individstørrelse er1 dm². Svært mange arter, bl.a. arter som lever på bar jord og bergvegger, hører til denne gruppa.
  2. Langlivete arter: Standard individstørrelse er 1 m². De fleste marklevende og mattedannende arter (f. eks. Sphagnum spp.), og steinboende arter, hører til denne gruppa.
  3. Råtevedmoser og barklevende arter: 1 stokk/låg/tre er betraktet som 2–10 individer. Hvilket individtall som er brukt avhenger av vår erfaring med hver enkelt art og er nærmere beskrevet i kriteriedokumentasjonen for rødlistevurdering av hver enkelt art.

I tillegg er følgende sjablong brukt for antall individer pr. lokalitet:

Hvis ikke det finnes relevante data, estimeres antall individer per lokalitet på grunnlag av kjennskap til artens økologi og livshistorieegenskaper. Vi har brukt kunnskap om artenes forekomst i våre naboland dersom vi mangler egen erfaring (og slik kunnskap finnes). For de fleste artene er dette vurdert individuelt. Vurderinger av antall individer per lokalitet er beskrevet nærmere i kriteriedokumentasjonen for hver enkelt art.

Rødlistekriteriene tar utgangspunkt i en vurderingsperiode som i sin tur tar utgangpunkt i artenes generasjonslengde. For de fleste moseartene mangler vi kunnskap om dette. Vi har derfor brukt informasjon om en arts økologi og substrattilknytning som grunnlag for en sjablongmessig estimering av generasjonslengde. For A-kriteriet er vurderingsperioden tre generasjoner; minimum 10 år og maksimum 100 år. For C-kriteriet er vurderingsperioden én generasjon, minimum 3 år, opp til tre generasjoner, maksimum 100 år. Tre sjablongkategorier for generasjonslengde er benyttet for å komme frem til vurderingsperioden:

  1. For langlivete arter som vokser på stabile substrater slik som berg av harde bergarter, skogbunn og myr, er generasjonslengden satt til minimum 17 år. Vurderingsperioden for slike rater er derfor 17–100 år.
  2. For arter som vokser på substrater som er middels stabile, slik som lett eroderbare bergarter, torv, død ved, stabil bar jord og enkelte epifytter (pionérer), er generasjonslengden satt til 3–17 år. Vurderingsperioden for disse blir 10–51 år under A-kriteriet og 3–51 år under C-kriteriet.
  3. For ettårige arter som vokser på substrat som har kort varighet, f.eks. dyremøkk, ustabil jord og torv, og arter som lever flytende i vann, er generasjonslengden satt til maksimum 3 år. Vurderingsperioden for disse blir 10 år under A-kriteriet og 3–10 år under C-kriteriet.

Rødlisting etter IUCN-kriteriene C og D1 forutsetter et anslag for totalt antall individer. Dette er estimert på grunnlag av antall individ per lokalitet, antall kjente lokaliteter og en mørketallsfaktor. Mørketallsfaktoren er vurdert individuelt for hver enkelt art og som regel anslått i intervaller på 5, mellom 5 og 50, sjeldent høyere. Ved bruk av mørketall lavere enn 5, har vi brukt en mer differensiert skala. Mosegrupper med høye mørketall er først og fremst fjellarter, lite ettersøkte arter og arter med store arealer av potensielle voksesteder. Mosegrupper med lave mørketall er først og fremst godt undersøkte arter med smal økologisk nisje og godt kartlagt habitat. Eventuelt er populasjonsestimatet basert på minimums- og maksimumsanslag for antall individer i populasjonen.

Kunnskapsmanglene om arealet av, og endringer i arealet av, naturtyper er store (Lindgaard and Henriksen 2011). Nedgang i bestandsstørrelse og areal av egnete, spesifikke habitater er estimert ut i fra tilgjengelig arealstatistikk når slik finnes, f.eks. landsskogtakseringen, ellers er tilgjengelig faglitteratur og egne erfaringer benyttet. Bestandsnedgang er svært ofte et direkte resultat av reduksjon i habitatarealet.

Ved bruk av B-kriteriene er fragmentering et sentralt begrep. Det er imidlertid ofte vanskelig å vurdere om en mosepopulasjon er kraftig fragmentert. For moser har vi brukt følgende tilnærming til vurdering av fragmenteringsgrad:

Kraftig fragmentering: Minimumsdistanse 50 km mellom lokaliteter for arter uten kjent sporeproduksjon eller som har store sporer som ikke er tilpasset vindspredning; 100–1000 km mellom lokaliteter for arter med sporeproduksjon og vindspredning.

Trolig kraftig fragmentering: Minimumsdistanse 10 km mellom lokaliteter for arter uten sporeproduksjon eller som har store sporer som ikke er tilpasset vindspredning; 50–100 km mellom lokaliteter for arter med sporeproduksjon og vindspredning.

Kategorien kritisk truet CR - trolig utdødd er ny, og vi har kun brukt den for kritisk truete arter som har vært aktivt ettersøkt uten å gjenfinnes. Underarter av moser er ikke vurdert i denne utgaven av Rødlista. I 2006 ble to underarter vurdert. Status for disse har trolig ikke endret seg.

Antall rødlistearter 

Totalt ble 1075 arter vurdert, av disse ble 836 arter vurdert til kategorien livskraftig LC, enten på grunnlag av generelle vurderinger eller på grunnlag av detaljert vurdering opp mot IUCN-kriteriene. De resterende 239 artene ble vurdert som kvalifisert til å plasseres i en rødlistekategori, og av disse er 142 truet (kategori kritisk truet CR, sterkt truet EN eller sårbar VU). Syv arter er vurdert som kritisk truet CR - trolig utdødd.

Årsak til rødlisting

De fleste moseartene er rødlistet med grunnlag i C-kriteriet (47 %), i noe mindre grad D-kriteriet (36 %). B-kriteriet er brukt i liten grad (9 %), mens A-kriteriet bare unntaksvis er brukt (5 %). Den forsiktige bruken av A-kriteriet skyldes mangelen på kvantitative, objektive grunnlagsdata for å vurdere endret forekomstareal, utbredelsesområde og/ eller endret habitatkvalitet. For mange arter har vi estimert reduksjon i arealet med tilgjengelig habitat og nedgang i populasjonsstørrelsen. I slike tilfeller er oftest C-kriteriet benyttet fordi det gir grunnlag for en høyere truethetskategori enn B-kriteriet. For arter der vi ikke har estimert en nedgang er de vurdert etter D1-kriteriet, hvor populasjonsstørrelsen er avgjørende for hvilken kategori arten plasseres i. Mange mosearter med få forekomster og lave mørketall er vurdert etter D-kriteriet.

Fysisk ødeleggelse, kvalitetsforringelse og endringer av habitatet på grunn av menneskelige inngrep er de viktigste påvirkningsfaktorene.  Disse faktorene representerer derfor den største trusselen mot moser innenfor de tidsintervallene rødlistevurderingen adresserer, som er basert på artenes generasjonslengde.

Utbyggingspress (inkludert fritidsbebyggelse), planering og drenering (særlig på kalkholdig berggrunn) har trolig en betydelig negativ effekt på mosepopulasjoner, både ved direkte habitatødeleggelse og ved fragmentering av habitater. Dette gjelder spesielt for habitatspesifikke og varmekjære moser med sørlig utbredelse. Effekten på mosefloraen antas å være størst i lavlandet i Sør-Norge, områder med høy befolkningstetthet. Dokumentasjonen av dette er imidlertid mangelfull.

De fleste moseartene på Rødlista, med hovedforekomst i fjellet og fjellnære områder (nordboreale fjellskoger), er for det meste knyttet til berg, knauser, bekker og bekkekanter, snøleier, næringsrike kilder og vannsig, og rike myrer. Lokale fysiske inngrep (for eksempel oppdyrking av myrer, bygging og utbedring av vegtraséer og vannkraftutbygging etc.) kan redusere forekomstfrekvensen av enkelte sjeldne fjellmoser. Følger av storskala klimaendringer for utbredelsen av mosearter i Norge er ikke tidligere vurdert. I arbeidet med Rødlista 2015 er effektene av temperaturøkning og økning i frekvensen av ekstremvær i form av lengre perioder med tørke vurdert som negativ for noen av våre fjellarter. Det gjelder i første rekke arter knyttet til snøleier og andre habitater som er betinget av tilførsel av fuktighet fra snøfonner, siden størrelse og varighet av isbreer og snøfonner er i sterk tilbakegang (Kjøllmoen mfl. 2010, Koch mfl. 2014, Nesje mfl. 2012, Wolden 2015). Det forventes at arter som er knyttet til slike voksesteder vil kunne gå tilbake som følge av negativ påvirkning (amensalisme) fra boreale karplanter med evne til aktivt vannopptak via røtter (Björk og Molau 2007, Sandvik og Odland 2014).

Mange habitatspesialiserte moser har sin utbredelse knyttet til bergvegger, kløfter, bekkedaler og sumper i og omkring naturskog. Det moderne bestandsskogbruket har, særlig på grunn av store flatehogster, påvirket mosefloraen negativt både direkte og indirekte. Direkte påvirkning har trolig skjedd først og fremst på grunn av endret mikroklima i områder med hogst. Dette skjer på tross av at mengden liggende død ved viser en generell økning i produktiv skog i Norge (Storaunet og Rolstad 2015). Mange råtevedmoser (særlig levermoser) er avhengige av slike livsmedier for å gjennomføre sin livssyklus. Moderne skogbruk fører også til mindre fuktig og mer ustabilt mikroklima i perioden etter hogsten (Framstad mfl. 1995). De siste par tiårene har imidlertid stående volum av trær i alle aldersklasser økt, i granskog, furuskog og lauvskog. Også mengden av død ved har økt (Larsson og Hylen 2007). Denne økningen er imidlertid ikke jevnt fordelt i skoglandskapet. Effekter av fragmentering av naturskog på mosefloraen er dårlig undersøkt. Mange av artene som er knyttet til råteved har imidlertid hovedsakelig ukjønnet formering ved grokorn. Slike arter har dårlig spredningsevne og viser ofte en klumpet utbredelse på landskapsnivå (Korpelainen mfl. 2011, Laaka-Lindberg mfl. 2006). Bygging av driftsveger i skogslandskapet har åpnet for en ny type spredningskorridorer for moser, men det er usikkert hvordan dette påvirker utbredelsen av rødlistete skogsarter.

Flere sjeldne moser er barkboende (epifytter) på naturlig forekommende eller innplantete varmekjære løvtrær i Sør-Norge. Trolig har flere av disse artene vært i tilbakegang i Sør-Norge som følge av sur nedbør, men dokumentasjonen på dette er mangelfull. Det kan ikke utelukkes at slike moseepifytter nå igjen øker i mengde som følge av reduksjonen i svovelinnhold i nedbøren siden 1980 (Aas mfl. 2006). En slik bestandsøkning kan forsterkes av det økende løvtreoppslaget i mange områder. Flere av disse artene er lyskrevende og finnes hos oss bare eller hovedsakelig på trær i parker og alleer, på kirkegårder, eller på solitære trær i kulturlandskapet. Noen av dem er knyttet til gamle trær med grov bark, og vi har vurdert at vi er inne i en periode der antallet gamle trær er avtakende på slike habitater som resultat av fjerning av skrantende og døde individer. Vi går derfor inn i en periode med manglende rekruttering av slike trær fordi gruppen av nest eldste trær er betydelig yngre og har andre barkkvaliteter. Vurderingen er basert på observasjoner i felt over tid på noen slike voksesteder; det finnes ingen statistikk over dette. Vi regner også med en viss forringing i livsvilkårene for lyskrevende treboende mosearter i kulturlandskapet som resultat av gjengroing etter opphør av beite.

Drenering og grøfting av myr, sumpskog og annen våtmark til landbruks-, skogbruks-, bolig- og industriformål har hatt et betydelig omfang over lang tid. Det samme har uttak av brensel- og strøtorv. Alle disse påvirkningene, som først og fremst er konsentrert til lavlandsområdene, har negativ innvirkning på moser. Over 25 % av det opprinnelige myrarealet under skoggrensa i Norge er drenert (Moen 1995). Dette har utvilsomt ført til en reduksjon i forekomstareal og mer fragmentert forekomst for mange sjeldne myrmoser, inkludert rødlistete arter. I fjellet (fortrinnsvis i nordboreal vegetasjonssone) er drenering og nydyrkning av hellende myr for grasproduksjon og beite en aktuell trussel mot sjeldne rikmyrmoser. Oppdemming av flate myrområder i tilknytning til større kraftutbyggingsprosjekter har også ødelagt moselokaliteter. Omfanget av myrgrøfting har avtatt betydelig de siste tiårene, blant annet som et resultat av endrete statlige tilskuddsordninger. I likhet med i Sør-Sverige (Gunnarsson mfl. 2000), er det rimelig å anta at forsuringen av torv og vann i rikmyrer i Sør-Norge også har resultert i tilbakegang for flere myrmoser som krever mineralnæringsrike vekstforhold. Forsuringen av elver og vassdrag i Sør-Norge har trolig også hatt en negativ påvirkning på utbredelse og forekomst av flere mineralnæringskrevende vannmoser.

Vassdragsreguleringer har negativ påvirkning på moseforekomster gjennom direkte habitatødeleggelse, men påvirker også moser gjennom endrete fuktighetsforhold i overgangen mellom vann og land. Kunnskapsnivået om effekter av vassdragsregulering på moser er begrenset; særlig gjelder dette for sjeldne og truete arter. Utbygging av mini- og småkraftverk i bratt terreng kan representere en betydelig trussel for moser som er avhengig av stabil, høg, fuktighet (Hassel og Holien 2007, 2008). Særlig knytter det seg stor usikkerhet til i hvilken grad bergveggsmoser i kløfter og gjel påvirkes negativt av tørrlegging eller redusert vannføring. En vesentlig grunn til dette er en ond sirkel av kunnskapsmangel: fordi kjennskapen til mosefloraen i disse habitatene er mangelfull, fanges rødlistede moser bare i svært liten grad opp i forbindelse med konsekvensutredninger for småkraftutbygging (Gaarder og Høitomt 2014).

Opphør av bruk (slått og beite) og påfølgende gjengroing av semi-naturlig jordbruksmark med busker og trær påvirker mosefloraen. En negativ utvikling er bl.a. kjent for sjeldne pionérmoser med sørvestlig utbredelse knyttet til kystlynghei (se f.eks. Campylopus brevipilus og Leptodontium flexifolium i Blockeel, mfl. 2014). Moser påvirkes også negativt gjennom intensivering av bruk. En del sørlige, jordboende og sjeldne lavlandsarter av moser som er knyttet til jordbrukslandskapet i alminnelighet eller til semi-naturlig eng i særdeleshet (f. eks. ”åkermoser”) kan være i tilbakegang som følge av endrete driftsformer i landbruket (Hassel 2004). Kunnskapsmangelen er stor også her. Semi-naturlige, boreonemorale tørrenger, som inneholder mange sjeldne, sørøstlige mosearter, gror nå raskt igjen som følge av opphør av beiting (Lindgaard og Henriksen 2011, Reiso og Haugan 2010). Det finnes lite forskning som dokumenterer hastigheten på denne gjengroingen, men det er observert at bestander av flere sjeldne moser er truet av skyggeeffekter fra busk- og krattvegetasjon, ofte en kombinasjon av naturlige og fremmede arter. Mange arter som er knyttet til denne naturtypen deles med åpen grunnlengt kalkmark, som er naturlig åpne arealer på grunt jordsmonn og som gjerne forekommer som en smal brem mellom strandberg og skogsmarka innenfor, eller på knauser og nær skrenter. Arealbrukspresset på kystnære områder er årsak til tilbakegang for disse moseartene også i denne naturtypen.

Endringer fra 2010 til 2015

I alt har 101 arter endret rødlistekategori fra Rødlista i 2010 til Rødlista i 2015. Totalt er 42 arter vurdert til lavere rødlistekategori i 2015 enn i 2010. Av disse er 5 tatt ut av Rødlista og vurdert til kategori livskraftig LC. Videre er 59 arter plassert i en høyere rødlistekategori enn på Rødlista i 2010, og 15 av disse var klassifisert til LC i 2010. Fem arter som var plassert i kategorien datamangel DD på Rødlista i 2010, er vurdert til sårbar VU eller sterkt truet EN på Rødlista i 2015 som følge ny kunnskap om disse artene.

Ny kunnskap om arters utbredelse en den viktigste enkeltårsaken til endret rødlistekategori fra Rødliste 2010 til Rødliste 2015. Mye ny kunnskap har tilkommet gjennom en økt feltinnsats, både fra profesjonelle og fra amatørbryologer. I mange tilfeller har kunnskapen økt både om enkeltarter og om utviklingen for deres habitater. Systematisk kartlegging av naturtypen åpen kalkmark i lavlandet på Østlandet (Reiso og Høitomt 2015, Reiso mfl. 2011,  2014) har gitt mye ny kunnskap om moser. For arter som mer eller mindre eksklusivt er knyttet til denne naturtypen er det foretatt en generell skjerping av vurdert trusselnivå. Dette har ført til at mange arter her har blitt flyttet til neste, høyere truethetskategori. For de fleste artene er det en kombinasjon av pågående og forventet gjengroing og omfattende arealtap i forbindelse med utbygging som er årsaken til den endrete truethetsvurderingen. Større sikkerhet i vurderingene av bestandsstørrelser har i flere tilfeller ført til oppjustering av truethetskategorien, men i enkelte tilfeller har ny kunnskap ført til nedjustering av truethetskategorien.

Ny kunnskap har også ført til en generell nedjustering av truethetskategorien for mange arter som er knyttet til rennende vann. Økt feltinnsats de siste årene har avdekket at mange av disse artene har langt større bestander enn tidligere estimert. Det er imidlertid få bekke- og elvelevende arter som er tatt ut av rødlista. Dette skyldes pågående og forventet framtidig bestandsnedgang for disse artenes som følge bl.a. av økt småkraftutbygging.

Pågående og predikerte klimaendringer ble ikke tillagt særlig vekt ved vurderingen av moser i forbindelse med Rødliste 2010. Ved vurderingene i forbindelse med Rødliste 2015 er en gruppe høyfjellsarter rødlistet som følge av pågående og forventet uttørking av fuktige habitater i mellom- og høyalpin sone.

Ny kunnskap har i mange tilfeller ført til endringer i mørketallene, i de fleste tilfeller ved at mørketallene er nedjustert som følge av mange nye funn av en art innen dens kjente utbredelsesområde og habitat. I noen tilfeller er imidlertid mørketallene oppjustert. Dette gjelder tilfeller der ny kunnskap tilsier at arten har en videre utbredelse enn tidligere antatt eller at arten forekommer i et større spekter av naturtyper. Mørketallene er nærmere beskrevet for de enkelte artene i kriteriedokumentasjonen. 

Ekspertkomité

Ekspertkomitéen har bestått av Kristian Hassel (leder), Hans H. Blom, Torbjørn Høitomt og Rune Halvorsen. Høitomt, Hassel og Blom har fordelt artene mellom seg ut i fra erfaring og kompetanse på artene. Halvorsen har tatt del i kvalitetssikring av arbeidet.

Referanser

Aas W, Solberg S, Berg T, Yttri K E (2006) Overvåking av langtransportert forurenset luft og nedbør. Atmosfæriske tilførsler, 2005, NILU OR. 160

Björk RG, Molau U (2007) Ecology of Alpine Snowbeds and the Impact of Global Change. Arctic, Antarctic, and Alpine Research 39: 34-43

Blockeel TL, Bosanquet S DS, Hill MO, Preston CD (2014) Atlas of British & Irish Bryophytes. The distribution and habitat of mosses and liverworts in Britain and Ireland. Pisces Publications, Newbury

Blom HH, Hassel K, Prestø T (2002) Moser. I: Gjerde I, Baumann C (red.) Miljøregistreringer i Skog - biologisk mangfold. Norsk institutt for skogforskning, s. 52-60

Framstad E, Bendiksen E, Flatberg KI, Frisvoll AA, Holien H, Høiland K, Prestø T, Svalastog D (1995) Planter i boreal skog : effekter av lokale økologiske faktorer, skogsdrift og omgivelser på artsmangfoldet.  Aktuelt fra Skogforsk 32

Gaarder G, Høitomt T (2014) Etterundersøkelse av flora og naturtyper i elver med planlagt småkraftutbygging. Foreløpige vurderinger. Miljøfaglig Utredning notat 2014-20

Gunnarsson U, Rydin H, Sjörs H (2000) Diversity and pH changes after 50 years on the boreal mire Skattlosbergs Stormosse, Central Sweden. Jornal of  Vegetation Science 11: 277-286

Hassel K (2004) Moser i kulturlandskapet og registreringer i åkerkanter og beitemark i Trondheimsfjordområdet. DN utredning 2004-5. 30 s.

Hassel K, Appelgren L, Blom HH, Flynn KM, Gaarder G, Heegaard E, Høitomt T, Jordal JB, Lima M, Söderström L, Wangen K (2014) Colura calyptrifolia a new oceanic liverwort to Norway and Scandinavia. Lindbergia 37: 1-5

Hassel K, Blom HH, Flatberg KI, Halvorsen R, Johnsen JI (2010) Moser Anthocerophyta, Marchantiophyta, Bryophyta. I: Kålås JA mfl. (red.) Norsk rødliste for arter 2010. The 2010 Norwegian Red List for Species. Artsdatabanken, s. 139-153

Hassel K, Holien H (2007) Biologisk kartlegging av fossesprutsoner i kommunene Høylandet, Stjørdal og Verdal i Nord-Trøndelag. NTNU, Vitenskapsmuseet Rapport botanisk serie, 1-28

Hassel K, Holien H (2008) Biologisk kartlegging av fossesprutsoner i kommunene Namsos, Namdalseid og Steinkjer i Nord-Trøndelag. NTNU, Vitenskapsmuseet Rapport botanisk serie, 1-35

Hassel K, Høitomt T (2013) Tortella vrimoseslekta i Norge, nye arter og arter vi kan være på utkikk etter [The genus Tortella in Norway, new species and species to look for]. Blyttia 71: 215-224

Hassel K, Prestø T, Schmidt NM (2012) Bryophyte diversity in high and low arctic Greenland. Establishment of permanent monitoring transects and bryophyte mapping in Zackenberg and Kobbefjord 2009-2010. Scientific Report from DCE - Danish Centre for Environment and Energy, s 1-46

Høitomt T, Appelgren L, Lönnell N, Lye K, Hassel K (2012) Pyramidula tetragona (Brid.) Brid. rediscovered in Fennoscandia and new to Norway. Lindbergia 35: 33-39

Kjøllmoen B, Andreassen LM, Elvehøy H, Jackson M, Giesen RH (2010) Glaciological investigations in Norway in 2009. NVE Report 2 2010, 85 s.

Koch J, Clague JJ, Osborn G (2014) Alpine glaciers and permanent ice and snow patches in western Canada approach their smallest sizes since the mid-Holocene, consistent with global trends. The Holocene 24: 1639-1648

Korpelainen H, von Cräutlein M, Laaka-Lindberg S, Huttunen S (2011) Fine-scale spatial genetic structure of a liverwort (Barbilophozia attenuata) within a network of ant trails. Evolutionary Ecology 25: 45-57

Laaka-Lindberg S, Korpelainen H, Pohjamo M (2006) Spatial distribution of epixylic hepatics in relation to substrate in a boreal old-growth forest. Journal Hattori Botanical Laboratory 100: 311-323

Larsson JY, Hylen G (2007) Skogen i Norge. Statistikk over skogressurser i Norge registrert i perioden 200-2004. Viten fra Skog og Landskap

Lindgaard A, Henriksen S (2011) Norsk rødliste for naturtyper 2011. Artsdatabanken, Trondheim

Longton RE (1988) The biology of polar bryophytes and lichens. Cambridge University Press, Cambridge

Moen A (1995) The Norwegian national plan for mire reserves: methods, criteria and results. Gunneria 70: 156-176

Nesje A, Pilø LH, Finstad E, Solli B, Wangen V, Ødegård RS, Isaksen K, Støren EN, Bakke DI, Andreassen LM (2012) The climatic significance of artefacts related to prehistoric reindeer hunting exposed at melting ice patches in southern Norway. The Holocene 22: 485-496

Reiso S, Haugan R (2010) Kartlegging av rødlistede kalklav i utvalgte verneområder i Bamble og Porsgrunn kommuner. Vurdering av trusler og skjøtselsbehov. BioFokus-rapport 2010-14

Reiso S, Høitomt T (2015) Kartlegging av åpen kalkmark i Hole og Ringerike kommuner, Buskerud 2014. BioFokus-rapport 2015-6

Reiso S, Høitomt T, Thylen A (2014) Kartlegging av åpen kalkmark i Buskerud, Vestfold, Telemark, Oppland og Hedmark 2013. BioFokus-rapport 2014-8

Reiso S, Abel K, Hofton TH, Høitomt T, Olberg S (2011) Åpen grunnlendt kalkmark i Oslofeltet. Innspill til faggrunnlag for handlingsplan. BioFokus-rapport 2011-44

Sandvik SM, Odland A (2014) Changes in alpine snowbed-wetland vegetation over three decades in northern Norway. Nordic Journal of Botany 32: 377-384

Storaunet KO, Rolstad J. 2015. Mengde og utvikling av død ved i produktiv skog i Norge. Med basis i data fra Landsskogtakseringens 7. (1994-1998) og 10. takst (2010-2013). Skog og landskap, Oppdragsrapport 06/2015

Wickett NJ, Mirarab S, Nguyen N, Warnow T, Carpenter E, Matasci N, Ayyampalayam S, Barker MS, Burleigh JG, Gitzendanner MA, Ruhfel BR, Wafula E, Der JP, Graham SW, Mathews S, Melkonian M, Soltis DE, Soltis PS, Miles NW, Rothfels CJ, Pokorny L, Shaw AJ, DeGironimo L, Stevenson DW, Surek B, Villarreal JC, Roure B, Philippe H, dePamphilis CW, Chen T, Deyholos MK, Baucom RS, Kutchan TM, Augustin MM, Wang J, Zhang Y, Tian Z, Yan Z, Wu X, Sun X, Wong GK-S, Leebens-Mack J (2014) Phylotranscriptomic analysis of the origin and early diversification of land plants. Proceedings of the National Academy of Sciences 111: E4859-E4868

Wolden G (2015) Urgamle snøfonner smelter i rekordfart. Gemini.  

Siden siteres som:

Hassel K, Blom, HH, Høitomt T og Halvorsen R (2015) Moser (Anthocerotophyta, Marchantiophyta, Bryophyta). Norsk rødliste for arter 2015. Artsdatabanken <http://www.artsdatabanken.no/Rodliste/Artsgruppene/Moser>. Nedlastet <dag/måned/år>

Forfattere

Småklokkemose Encalypta vulgaris er vurdert til sårbar.

Torntvebladmose Scapania nimbosa er vurdert til sterkt truet.

Blindlemenmose Tetraplodon paradoxus er vurdert til sterkt truet.

Dubbebegermose Microbryum curvicollum er vurdert til kritisk truet.

Alpevrimose Tortella alpicola er vurdert til datamangel.