Status (NZF):  Utilstrekkelig kjent (K)
 

Global utbredelse og status

En palearktisk art, men utbredelsen er i detalj lite kjent grunnet forveksling med brandtflaggermus (se faktaarket om denne for nærmere redegjørelse). Skjeggflaggermusa forekommer over så godt som hele Europa bortsett fra på deler av Pyrenéhalvøya og i Skottland, Island og det nordlige Fennoskandia (Stebbings 1988). Lenger øst finnes den i et belte gjennom Sentral-Asia, men trolig ikke lengre enn til rundt 118°Ø (Strelkov & Buntova 1982 referert i Corbet 1984).

Ikke truet globalt (Baillie & Groombridge 1996) eller i Norden (Höjer 1995). Tidligere listet som Utilstrekkelig kjent i Norge og nylig som Hensynskrevende (Størkersen 1992, 1996). Oppført i både Bern- og Bonn-konvensjonenes liste II.

Utbredelse og bestandssituasjon i Norge

En detaljert oversikt over norske funn ved utgangen av 1995 er gitt av Olsen (1996). Arten er med sikkerhet kjent fra Østlandet (nord til Gudbrandsdalen; Starholm 1998) og fra Aust-Agder, Hordaland og Sogn og Fjordane, men antakelig er den mer utbredt enn de relativt få funnene tilsier. Ubestemte skjegg- eller brandtflaggermus er i tillegg rapportert fra Sørvest-Norge, Møre og Romsdal og begge Trøndelagsfylkene (Olsen 1996). Registreringer av flaggermus på 1990-tallet ved hjelp av ultralyddetektorer har ikke økt kunnskapen om skjeggflaggermusas status i landet, noe som skyldes problemene med å feltbestemme arten (se f.eks. Ahlén 1990, van der Coelen & Verheggen 1997). Artsparet skjegg- og brandtflaggermus er blant de mer tallrike flaggermusartene i sørøstnorske gruveganger og grotter vinterstid (Lauritzen m.fl. 1978, Olsen 1996, Rigstad m.fl. 1996).

Det foreligger ikke informasjon som kan belyse om det har funnet sted endringer i artens utbredelse eller bestandsstørrelse i Norge. Fra Sverige rapporteres det imidlertid at skjeggflaggermusa trolig er i tilbakegang (Ahlén & Gerell 1989, Ahlén 1994, Ahlén & de Jong 1996), og framtidig nasjonal rødlisting anses sannsynlig (Ahlén 1997). Arten er der kjent nord til ca. 62ºN, eller omtrent på høyde med Engerdal i Hedmark (Gerell 1987). I Danmark finnes den bare på Bornholm, og omtales som «sårbar» av Baagøe (1991). I Finland later den til å være nokså fåtallig (Lehmann 1984).

Påvist forekomst av skjeggflaggermus i 10x10 km-ruter (Kilder: Olsen 1996; NZFs Prosjekt Pattedyratlas, upubl. data).

[Oppdatert kart fra Prosjekt Pattedyratlas]

I Sverige er skjeggflaggermusa under insektjakta først og fremst knyttet til åpne partier i skog, slik som glenner, stier og veier, og til parker og skogkant; den opptrer også ofte nær næringsrike sjøer (Ahlén & de Jong 1996, Ahlén 1997). Næringssøk i åpninger i skog (særlig løv- og blandingsskog) er karakteristisk også i Nederland (van der Coelen & Verheggen 1997). Arten skal likevel være mindre knyttet til skog enn brandtflaggermusa (Taake 1992).

Undersøkelser over artens næringsøkologi er sammenfattet av Vaughan (1997). Den spiser overveiende nattaktive tovinger, særlig innen familiene stankelbeinsmygg (Tipulidae), fjærmygg (Chironomidae), vindusmygg (Anisopodidae) og stikkemygg (Culicidae), men tar også blant annet knott (Simuliidae) og dagaktive insekter som for eksempel fluer (særlig møkkfluer, Muscidae). Innslaget av dagaktive dyr i kostholdet peker mot et element av «gleaning»-atferd (se børsteflaggermus for forklaring). Skjeggflaggermusa tar mange byttedyr fra insektfamilier som assosieres med vann og våtmarker (Taake 1992, Beck 1995, Vaughan 1997).

I likhet med øvrige europeiske flaggermusarter lever hanner og hunner i stor grad atskilt gjennom sommeren, og funn av kolonier til denne årstid representerer ofte oppvekstområder for unger (barselkolonier, ynglekolonier) (se f.eks. Solheim 1990, Olsen 1996). Sommerkolonier av skjeggflaggermus er i Nederland funnet i gamle løvtrær (særlig eik) og i bygninger (van der Coelen & Verheggen 1997). Fra Danmark (Bornholm) rapporteres det at artsparet skjegg- og brandtflaggermus som regel anlegger sommerkoloniene i bygninger, sjeldnere i trær (Baagøe 1991). Tilfeldige funn av barselkolonier gir sannsynligvis ikke et korrekt bilde av hva slags miljøer de enkelte artene foretrekker, da kolonier i hus registreres lettere enn andre. I Nederland har kolonier derfor i stor grad blitt oppsporet ved hjelp av ultralyddetektorer. Det er ikke publisert funn av sommerkolonier av skjeggflaggermus i Norge (Olsen 1996), men slike finnes utvilsomt.

På grunn av kostholdet (insekter) og liten kroppsstørrelse med begrenset evne til fettlagring går flaggermus som lever på våre breddegrader i dvale om høsten. Noen arter trekker til områder med noe mildere vinterklima før de går i dvale, men det er ikke kjent trekk av europeiske flaggermus til tropiske strøk slik det er for mange insektetende fugler (Baagøe 1991). Dvaletilstanden varer ikke uavbrutt vinteren gjennom, og dyrene kan våkne og forflytte seg i respons på endringer i lokalklimatiske forhold (Ransome 1990). Skjeggflaggermusa og flere andre arter påtreffes ofte overvintrende i underjordiske strukturer (f.eks. grotter og gamle gruveganger), hvor dyrene er trygge for bytteetere (predatorer) og de klimatiske forholdene er noenlunde stabile gjennom vinteren (frostfritt miljø med høy luftfuktighet).

I en britisk undersøkelse ankom de fleste skjeggflaggermusene vinterlokaliteten i desember, og forlot den igjen allerede i løpet av mars (Jones 1991). Det er ikke kjent hvor lenge dvaleperioden varer for norske flaggermus, men dyr i dvale eller dvalelignende tilstand er påtruffet fra slutten av september til slutten av april (Olsen 1996). I Storbritannia ble det funnet flere hanner enn hunner (Jones 1991). Også i sørøstnorske gruveganger er det observert overvekt av hanner vinterstid (Olsen 1996).

Flaggermus er overraskende langlivet for sin lille størrelse. For flere europeiske arter er individer med en levealder på 20–30 år kjent, men gjennomsnittlig levealder er kun 4–5 år. Dette er likevel betydelig lenger enn hos andre pattedyr av tilsvarende størrelse. Til gjengjeld har flaggermus lavt reproduksjonspotensial. Hos de fleste arter når hunnene kjønnsmodning først sommeren etter at de er født, og de får som regel bare én unge i året (Baagøe 1991).

En rekke europeiske flaggermusarter er i tilbakegang (se f.eks. Mitchell-Jones 1987, Stebbings 1988, Mayle 1990, Hutson 1993). Årsakene til slike bestandsnedganger kan være sammensatte, men kan inndeles i direkte faktorer som etterstrebelse, forstyrrelser i barselkoloniene og på overvintringsplassene, og indirekte faktorer som miljøgifter og landskapsendringer som igjen påvirker jakthabitater, byttedyrforekomster og skjulmuligheter. I og med at alle våre flaggermusarter er insektetende, og derfor i stor grad er gjenstand for de samme generelle påvirkninger, gis her en allmenn framstilling av trusler og tiltak som i hovedsak er gjeldende også for de øvrige artene. Teksten er basert på utenlandske studier, og beskriver kun i beskjeden grad særskilte norske forhold da dette er lite kjent.

På våre breddegrader er vinteren – en periode uten næringstilgang – kritisk for flaggermusene, da de er avhengige av sine fettreserver. I løpet av vinteren taper flaggermus som regel 25–30% av kroppsvekten og det aller meste av fettreservene, og det skal lite til for at dyrene ikke klarer seg fram til våren. Det kan skje dersom dyrene henger på steder som er utsatt for store temperatursvingninger. De vil da lett våkne og forbrenne mye fett (Ransome 1990, Kapteyn 1995). Flaggermus er derfor avhengige av overvintringslokaliteter med noenlunde konstante temperatur- og fuktighetsforhold. Tap av egnede vinterlokaliteter har både direkte og indirekte negative konsekvenser for flaggermusene, noe som har vært tilfelle i andre europeiske land (se f.eks. Jansen & Limpens 1997). I Norge er overvintrende flaggermus mest kjent fra gruver og grotter (Olsen 1996, Rigstad m.fl. 1996). Ødeleggelse eller «hermetisk» lukking av slike lokaliteter må antas å kunne påvirke bestandene negativt. Det må imidlertid sies at det fremdeles er uklart hvor flesteparten av de norske flaggermusene holder til om vinteren.

Hvilke effekter menneskelige forstyrrelser har på energiforbruket hos flaggermus i dvale er blant annet studert av Speakman m.fl. (1991). De fant at direkte berøring av dyr i dvale uten unntak medførte økt energiforbruk (og dermed fare for økt vinterdødelighet), mens forstyrrelser som hodelyktlys, blitsfotografering, stemmer og andre lyder, samt temperaturøkninger, som regel ikke gjorde det. Enhver forstyrrelse på en vinterlokalitet utgjør likevel en risiko for dyrene, da det innebærer fare for en ekstra oppvåkning og derfor økt energiforbruk. Gjentagne forstyrrelser vil kunne medføre at en vinterlokalitet blir oppgitt (Mitchell-Jones 1987).

Barselkoloniene kan samle hunner og deres unger fra et relativt stort geografisk område. Av denne grunn, og fordi hunnene som regel føder kun en unge hver pr. år, er flaggermus(kolonier) veldig sårbare, og tap av enkeltkolonier kan ha betydning for forekomst av en art innen et stort geografisk område. Felling av hulltrær, ombygging av hus- og kirkeloft, tetting av sprekker o.l. i bygninger, behandling av treverk med kjemikalier (se under miljøgifter), direkte bekjempelse og forstyrrelser utgjør derfor trusler mot flaggermus. Jansen & Limpens (1997) påpeker at kolonier selv etter mindre forstyrrelser kan trenge tre til femten «gode» år før de er tilbake på sine opprinnelige størrelser. De argumenterer videre for at dersom en art forsvinner regionalt vil det sannsynligvis ta lang tid før den kan rekolonisere området, fordi individene har tradisjonelle leveområder og vanligvis ikke sprer seg over særlig store avstander, og fordi de har lavt forplantningspotensiale.

Flaggermus benytter gjerne lineære strukturer (skogkanter, alleer, hekker, kanaler) som fluktbaner. Landskapsendringer med tap av slike strukturer (overgang til mer åpne landskap) i flaggermusenes tradisjonelle fluktruter kan føre til bestandsnedgang, spesielt for små arter (Limpens & Kapteyn 1991). De fleste nordiske arter unngår i stor grad åpne terrengflater. Arter som er spesielt knyttet til skog er sannsynligvis svært følsomme overfor fragmentering av sine foretrukne habitater (de Jong 1994).

Bruk av insekticider og ødeleggelse av habitater (forurensning av vassdrag, frisering av kantvegetasjon rundt dammer, tørrlegging av våtmarksområder, hogst, etc.) fører til en nedgang i antall byttedyr og i byttedyrmangfoldet, og kan resultere i at områder blir uegnet som jakthabitat.

Miljøgifter virker inn på flaggermus på to forskjellige måter. De kan utsettes for direkte forgiftning, eller de berøres indirekte gjennom byttedyrene.

Bruk av trekonserveringsmidler som inneholder giftstoffer som DDT og lindan i bygninger der flaggermus har tilhold har ofte fatale følger. Dyrene inntar stoffene gjennom huden og ved slikking av pelsen, noe som fører til at de dør (Mitchell-Jones m.fl. 1989, Kapteyn 1995, Jansen & Limpens 1997).

Flaggermus kan også få i seg DDT, PCB, dioksiner, tungmetaller og andre giftstoffer gjennom byttedyrene. Noen av disse stoffene er i dag forbudt og bruken av andre har blitt skjerpet inn, men høye doser av enkelte stoffer finnes fremdeles i jordsmonn og/eller i næringskjeder. Siden flaggermus befinner seg høyt oppe i næringsnettet er de mer utsatte for miljøgifter enn det planteetere er. DDT og PCB hoper seg gjerne opp i fettvev. Under perioder med matmangel, da fettreservene forbrennes, blir giftstoffene derfor frigitt. Dette er gjerne tilfelle mot slutten av dvaleperioden, ved amming av ungene, og – i ungenes tilfelle – når de forlater kolonien. Ungene får altså i seg giftstoffene gjennom morsmelken, og en del av stoffene lagres i fettvevet. De unge dyrene er 1,5 ganger mer følsomme enn voksne og kan dø umiddelbart dersom de benytter fettreservene sine, noe som kan skje i perioder med ugunstige værforhold eller i den aller første tida etter at de har fløyet ut (Jansen & Limpens 1997). Insekticider kan hos drektige hunner føre til økt frekvens av misdannelser og dødfødte unger (Jansen & Limpens 1997).

Dersom næringsgrunnlaget i utgangspunktet er redusert (se under habitatendringer), vil dyrene raskere ha behov for å ta i bruk fettreservene sine. På denne måten forsterker de negative effektene av habitatendringer og miljøgifter hverandre (Jansen & Limpens 1997).

Flaggermusene er fredet etter viltloven, og Norge har dessuten gitt sin tilslutning til en europeisk avtale om vern av flaggermus (se de innledende kapitlene). Vi har ikke konkret kjennskap til at norske flaggermusbestander har gått tilbake i antall eller arealutbredelse. Kunnskap om denne delen av vår fauna er imidlertid fremdeles svært mangelfull, og vi er i stor grad henvist til å trekke slutninger ut fra rapporter og forskningsresultater i andre land. Selv om mye ny informasjon om artenes utbredelse i Norge er framskaffet i de aller siste årene, er ytterligere heving av kunnskapsnivået et nødvendig løft før konkrete, velfunderte anbefalinger om forvaltningstiltak for norske flaggermusbestander kan gis.

Basert på erfaringer gjort i andre europeiske land kan likevel noen generelle forvaltningsforslag fremmes. Flaggermus er som oftest nært knyttet til løvskog eller annen forekomst av trær, og de fleste artene påtreffes gjerne tett opp til eller i bebygde strøk. Løvskog og parker, variert kulturlandskap med beitemark, og våtmarker utgjør spesielt viktige miljøer (Ahlén & de Jong 1996). Den etterfølgende rekken av forvaltningsforslag og enkelttiltak er i stor grad basert på oversiktene til Mayle (1990), Hutson (1993) og Jansen & Limpens (1997).

• Lokalisere og beskytte vintertilholdssteder. En del registreringer i gamle gruveganger er utført i Sørøst-Norge (Lauritzen m.fl. 1978, Wergeland Krog 1995, Rigstad m.fl. 1996), men lite arbeid er utført i andre landsdeler. Mange lokaliteter kan beskyttes ved å montere gitre i åpningene slik at flaggermusene kommer til og inneklimaet ikke endres, samtidig som folk holdes ute (se f.eks. Mitchell-Jones 1987).
• Anlegge kunstige vintertilholdssteder («artificial caves»). Tiltaket er ikke forsøkt i Norge.
• Lokalisere og beskytte sommertilholdssteder (i første rekke barselkolonier). Ikke sjelden oppstår det (som regel ubegrunnet) bekymring for sykdomsspredning og skader hos huseiere som oppdager at de har en flaggermuskoloni i takkonstruksjon eller vegger. Opplysningsarbeid (jf. NZFs folder Flaggermus i Norge) er et bidrag til å løse slike konflikter.
• Tilby alternative sommertilholdssteder i form av flaggermuskasser i områder der forekomsten av naturlige hulltrær er begrenset, for eksempel dersom en løvskogbestand er hugget og erstattet med bartrær. Arbeidstegninger for slike kasser er gitt blant annet av Solheim (1992, 1993), Anon. (1993) og Tuttle & Hensley (1993). Flaggermuskasser har kun i svært beskjeden grad vært benyttet i Norge, og relevante erfaringer fra vårt land synes å mangle.
• Skjøtsel av skog og kulturlandskap for å sikre gode jakthabitater for flaggermus. Treslagvariasjon og strukturmangfold er spesielt viktige elementer (Mayle 1990), sammen med forekomst av vann (særlig dammer og tjern) (Zahn & Maier 1997). Tiltaket er hos oss trolig mest aktuelt i forbindelse med skjøtsel av parkmessig landskap i bebygde strøk.
• Generelle hensyn i skogsdrift og ved annen trefelling, særlig i løvskog, hvor hulltrær utgjør spesielt verdifulle elementer.
• Forbud mot eller reduksjon i bruken av farlige insekticider i jord- og skogbruk, ved stell av hager og parker, og ved sprøyting av veikanter.
• Forbud mot bruk av farlige trekonserveringsmidler (det finnes i dag mange miljøvennlige alternative midler).
• Rådføre flaggermuskyndige ved klager fra huseiere og i vanskelige forvaltningssaker.

Selv om mye ny informasjon om de ulike flaggermusartenes utbredelse og status i Norge har framkommet i seinere år er det fremdeles behov for kartlegging for flere arters vedkommende. Lite er også kjent om deres økologi under norske forhold.

Ahlén, I. 1990. Identification of bats in flight. Swedish Society for Conservation of Nature, Stockholm og The Swedish Youth Association for Environmental Studies and Conservation, Sollentuna. 50 s.

Ahlén, I. 1994. Gotlands fladdermusfauna 1993. Länsstyrelsen i Gotlands län, Visby. 12 s.

Ahlén, I. 1997. Ölands fladdermusfauna. Meddelande 1997:7. Länsstyrelsen Kalmar län, Kalmar. 25 s.

Ahlén, I. & Gerell, R. 1989. Distribution and status of bats in Sweden. S. 319–325 i: Hanák, V., Horácek, I. & Gaisler, J. (red.). European Bat Research 1987. Charles University Press, Praha.

Ahlén, I. & Jong, J. de 1996. Upplands fladdermöss. Utbredning, täthet och populationsutveckling 1978–1995. Länsstyrelsens meddelandeserie 1996:8. Länsstyrelsen Uppsala län, Uppsala. 43 s.

Anon. 1993. Designing better bat houses. Bats 11 (1): 16–19.

Baagøe, H. 1991. Flagermus Chiroptera. S. 47–89 i: Muus, B. (red.). Danmarks pattedyr. Bind 1. Gyldendalske Boghandel, Nordisk Forlag, København.

Baillie, J. & Groombridge, B. (red.). 1996. 1996 IUCN Red List of threatened animals. IUCN, Gland, Sveits og Cambridge, England. 70+368+10 s.

Beck, A. 1995. Fecal analyses of European bat species. Myotis 32–33: 109–119.

Coelen, J. E. M. van der & Verheggen, L. S. G. M. 1997. Gewone baardvleermuis Myotis mystacinus (Kuhl, 1819). S. 72–80 i: Limpens, H., Mostert, K. & Bongers, W. (red.). Atlas van de Nederlandse vleermuizen. Onderzoek naar verspreiding en ecologie. KNNV Uitgeverij, Utrecht. (På nederlandsk med engelsk sammendrag).

Corbet, G. B. 1984. The mammals of the Palearctic Region: a taxonomic review. Supplement. British Museum (Natural History), London. vi+45 s.

Gerell, R. 1987. Distribution of Myotis mystacinus and Myotis brandtii (Chiroptera) in Sweden. Z. Säugetierkunde 52 (6): 338–341.

Hutson, A. M. 1993. Action plan for the conservation of bats in the United Kingdom. The Bat Conservation Trust, London. 49 s.

Höjer, J. 1995. Hotade djur och växter i Norden. TemaNord 1995:520, Nordisk ministerråd, København. 142+114 s.

Jansen, E. A. & Limpens H. J. G. A. 1997. Vleermuizen hebben bescherming nodig. S. 51–64 i: Limpens, H., Mostert, K. & Bongers, W. (red.). Atlas van de Nederlandse vleermuizen. Onderzoek naar verspreiding en ecologie. KNNV Uitgeverij, Utrecht. (På nederlandsk med engelsk sammendrag).

Jones, G. 1991. Hibernal ecology of Whiskered bats (Myotis mystacinus) and Brandt’s bats (Myotis brandti) sharing the same roost site. Myotis 29: 121–128.

Jong, J. de 1994. Distribution patterns and habitat use by bats in relation to landscape heterogeneity, and consequences for conservation. Doktorgradsavhandling. Rapport 26, Institutionen för Viltekologi, Sveriges Lantbruksuniversitet. 130 s.

Kapteyn, K. 1995. Vleermuizen in het Landschap. Over hun oecologie, gedrag en verspreiding. Schuyt & Co Uitgevers en Importeurs BV/ Provincie Noord-Holland, Haarlem. 224 s. (På nederlandsk).

Lauritzen, S.-E., Fremming, O. R. & Hardeng, G. 1978. Overvintring av flaggermus i noen sydnorske gruver og grotter. Fauna 31 (4): 243–249.

Lehmann, R. 1984. Myotis mystacinus (Kuhl, 1819) and Myotis brandti (Eversmann, 1845) in Finland. Myotis 21–22: 96–101.

Limpens, H. J. G. A. & Kapteyn, K. 1991. Bats, their behaviour and linear landscape elements. Myotis 29: 39–48.

Mayle, B. A. 1990. A biological basis for bat conservation in British woodlands – a review. Mammal Rev. 20 (4): 159–195.

Mitchell-Jones, A. J. (red.). 1987. The bat worker’s manual. Nature Conservancy Council, Peterborough. 108 s.

Mitchell-Jones, A. J., Cooke, A. S., Boyd, I. L. & Stebbings, R. E. 1989. Bats and remedial timber treatment chemicals – a review. Mammal Rev. 19 (3): 93–110.

Olsen, K. M. (red.). 1996. Kunnskapsstatus for flaggermus i Norge. Norsk Zoologisk Forening. Rapport 2. 210 s.

Ransome, R. 1990. The natural history of hibernating bats. Christopher Helm, London. 235 s.

Rigstad, K., Olsen, K. M., Klann, M., Kooij, J. van der, Starholm, T. & Syvertsen, P. O. 1996. Vintertellinger av flaggermus på Østlandet 1995/96. Fauna 49 (4): 186–190.

Solheim, R. 1990. Flaggermusene. S. 38–61 i: Semb-Johansson, A. & Frislid, R. (red.). Norges dyr. Pattedyrene 3. J. W. Cappelens Forlag, Oslo.

Solheim, R. 1992. Hvem arbeider med flaggermus i Norge? Fauna 45 (2): 74–77.

Solheim, R. 1993. På bølgelengde med flaggermus. S. 159–169 i: Vedum, T. V. (red.). Norsk naturhåndbok. Tiltak for et rikere dyre- og fugleliv. J. W. Cappelens Forlag, Oslo.

Speakman, J. R., Webb, P. I. & Racey, P. A. 1991. Effects of disturbance on the energy expenditure of hibernating bats. J. Appl. Ecol. 28 (3): 1087–1104.

Starholm, T. 1998. Bat observations. I: Gundersen, H. & Mauritzen, M. (red.). Mammals in Trysil and Dovre. Results of the 1996 mammal study camp of the Norwegian Zoological Society (NZF) and the Dutch-Flemish Mammal Society (VZZ). Norsk Zoologisk Forening. Rapport 4. (Manuskript).

Stebbings, R. E. 1988. Conservation of European Bats. Christopher Helm, London. 246 s.

Størkersen, Ø. R. 1992. Truete arter i Norge. Norwegian Red List. DN-rapport 1992 - 6. 89 s.

Størkersen, Ø. R. 1996. Nye rødlister for truede arter i Norge. S. 71–78 i: Brox, K. H. (red.). Natur 96/97. Tapir forlag, Trondheim.

Taake, K.-H. 1992. Strategien der Ressourcennutzung an Waldgewässern jagender Fledermäuse (Chiroptera: Vespertilionidae). Myotis 30: 7–74. (På tysk med engelsk sammendrag).

Tuttle, M. D. & Hensley, D. 1993. Bat houses: the secrets of success. Bats 11 (1): 3–14.

Vaughan, N. 1997. The diets of British bats (Chiroptera). Mammal Rev. 27 (2): 77–94.

Wergeland Krog, O. M. 1995. Flaggermus i Østfold. Kunnskapsstatus 1995. Rapport nr. 14/95, Miljøvernavdelingen, Fylkesmannen i Østfold. 66 s.

Zahn, A. & Maier, S. 1997. Jagdaktivität von Fledermäusen an Bächen und Teichen. Z. Säugetierkunde 62 (1): 1–11. (På tysk med engelsk sammendrag).