3 Effekten av lavflyging på fugl – en oversikt

av Christian K. Aas

3.1 Innledning

Av de studier som har undersøkt hvilken effekt lavflyging har på fuglelivet, har de fleste tatt for seg virkningen av helikoptertrafikk. En del studier har tatt for seg virkningen av flermotors- og småfly, mens noen færre har vurdert forstyrrelser fra jagerfly. Nedenfor følger en oversikt over studiene av forstyrrelser fra helikoptre, flermotors-/småfly og jagerfly, og innenfor disse de fugleartene som har blitt berørt. Det har blitt fokusert mest på kolonier av sjøfugl, på arktiske gjess og på rovfugler, og disse gruppene er derfor behandlet i egne avsnitt innenfor hver flykategori. Ett avsnitt i hver kategori er også viet "andre fugler", mens noen studier av andre forstyrrelser på fugler er tatt med fordi de kan ha relevans i denne sammenhengen. Etter oversikten følger en konklusjon.

Siden min forrige uttalelse om dette emnet (Aas 1994) har det kommet til mange nye studier, dels nypubliserte, og dels studier gjort kjent i arbeidet til Larkin m.fl. (1996). Dette er således en lengre og oppdatert uttalelse om effekten av lavflyging på fugl.

3.2 Helikoptre

3.2.1 Sjøfuglkolonier

I arktisk Canada forårsaket et uspesifisert helikopter og en Twin Otter at tusenvis av polarlomvi lettet og noen egg og unger falt ned fra klippene (Hunt 1987). Et Sikorsky S61, som kom nedover langs den skotske kysten i 150 meters høyde og passerte en sjøfuglkoloni, forårsaket at noen ikke-rugende krykkjer fløy opp, men påvirket tilsynelatende ikke rugende fugler (Dunnet 1977), og i en annen undersøkelse fra Alaska lettet krykkjer, lomvier og lunder på grunn av et helikopter uten at fallende egg eller unger ble registrert (Hunt 1987). Et Super Puma helikopter og et MBB-BO 105 forstyrret en koloni av adeliepingviner i Antarktis (Wilson m.fl. 1991). Tre dagers eksponering til Super Puma’en hemmet fuglene i å komme tilbake til reiret med mat, med den følgen at antall fugler i kolonien minket med 15 % og dødeligheten i reirene økte til 8 %. Hjerteraten økte også (Wilson m.fl. 1991).

I studier der nøyaktige avstander fra helikopter til koloni har blitt målt, lettet polarlomvi og krykkje ved avstander fra 1 til 6 km på Svalbard (Fjeld m.fl. 1988), lomvi i Alaska fløy opp ved 180-250 m avstand (Hunt m.fl. 1978) eller når flyet var lavere enn 300 m og nærmere enn 100 m i California (Hunt 1987), og på Svalbard fløy de fleste krykkjene av reiret da et helikopter fløy rett over (Gabrielsen 1987). Et annet studium fra Svalbard konkluderte at stress fra helikoptertrafikk ikke så ut til å være større i store kolonier, men helikoptertypen kunne i dette tilfellet ha hatt betydning for graden av stress; et Bell 212 kunne f.eks. ha medført mer stress enn det benyttede AS 350 (Olsson og Gabrielsen 1990).

3.2.2 Arktiske gjess

En undersøkelse som er gjort på effekten av helikopterforstyrrelser på kortnebb- og hvitkinngjess på Grønland i fjærfellingsperioden (en måneds tid om sommeren da de ikke er flygedyktige), viste at gjess som ble skremt bort fra fjerntliggende innsjøer, som ikke var forbundet med elver eller kysten, ikke ville komme tilbake dit (Madsen 1984). Kortnebbgjessene la seg på vannet (en strategi for å slippe unna fiender) da helikopteret var 10 km unna og de klumpet seg i panikk da det var 4 km unna, mens hvitkinngjess reagerte moderat da helikopteret var på 1-2 km avstand (Madsen 1984). I en annen undersøkelse av helikopters virkning på kortnebb- og hvitkinngjess på Grønland, ble gjessene forstyrret på 9 km’s avstand av en type helikopter (Bell 212) mens de først ble forstyrret på 4-5 km av en annen type (Bell 206; Mosbech og Glahder 1991). Gjessenes reaksjon mot forstyrrelsene var å legge seg på vannet. Kortnebbgjessene var mer vare overfor Bell 206 enn hvitkinngjessene. Under helikopterforstyrrelsene ble kortnebbgjessene sett gressende og hvilende sjeldnere, og svømmende oftere, og det ble konkludert med at de antagelig ikke fikk nok mat (Mosbech og Glahder 1991). I en undersøkelse på Svalbard, la gjessene seg på vannet da helikopteret var 2 km unna, ingen reagerte på avstander større enn 5 km, og her var til sammenligning kortnebbgjessene, som var i mindre antall, roligere enn hvitkinngjessene (N. Tyler pers. medd.).

I Alaska fløy helikopter hovedsaklig i 152-610 m’s høyde over høst-rastende ring- og kanadagjess, noe som forårsaket at 51 % av ringgåsflokkene og 11 % av kanadagåsflokkene fløy opp (Ward m.fl. 1999). Lydnivået på bakken var både lavere enn 80 dBA 1 (for Hughes 500-D og Bell 206-B) og høyere enn 80 dBA (for Bell 205 og Sikorsky HH-3F). Flere av gjessene fløy opp pga. helikoptrene, enn pga. småfly i samme høyder og lydnivå (Ward m.fl. 1999). Ward og Stehn (1989) fant at ringgjess fløy opp i respons mot helikoptre og fly ved cirka dobbelt distanse av den de fløy opp i respons mot hvithodehavørner, men årsaken til det er trolig at ørnene heller foretrekker andre byttedyr (som fisk og syke/døde vannfugler) hvis de er tilgjengelige.

Rastende snøgjess i Canada ble studert med hensyn til ulike forstyrrelser (som var sterke nok til at deler av en flokk eller hele flokken fløy opp): I 20% av alle tilfellene fløy gjessene opp, og av disse var overflyginger av helikopter og fly den viktigste årsaken (ca. 45%; Bélanger og Bédard 1989). Tiden før gjessene vendte tilbake til gressingen var lengre for overflyginger enn for noen annen type forstyrrelser. Når det var flere enn 2.0 forstyrrelser per time, ble det færre gjess i området den neste dagen (Bélanger og Bédard 1989). Studiet anbefaler begrensninger til færre enn 1.0 forstyrrelser per time, spesielt fly- og helikopteroverflyginger, og at flyging under 500 m burde bli forbudt.

I Tyskland var helikoptre og fly den nest viktigste årsaken (etter turister til fots) til at rastende ringgjess fløy opp, og helikopteroverflyginger førte til at 88% av gåseflokkene fløy opp, mens småfly og F-104 Starfighter skremte henholdsvis 80% og 55% av gjessene på vingene (Stock 1992). Opplysninger om flyhøyden var sparsommelige, idet det kun var opplyst at småflyene fløy både høyere og lavere enn 150 m. Forfatteren hevder at forstyrrelsene kan anses å være skadelig for gjessene, hvis de konsekvent fører til energitap pga. ekstra flukt og tap av tid til matleting (Stock 1992).

3.2.3 Rovfugler

Selv om helikopterundersøkelser av hvithodehavørn ikke påviste noen direkte dødelighet av unger eller voksne, ble 53 % av ørnene forstyrret av helikopter som var nærmere enn 450 m; de fløy opp eller ble oppskaket (Watson 1993). I et annet amerikansk studium passerte helikoptre på gjennomsnittlig 420 m’s avstand fra reir av hvithodehavørn, og skremte da ørnene på vingene (11 % av tilfellene) eller gjorde dem nervøse (36 %; Grubb og Bowerman 1997). Hvithodehavørnene fløy opp når den gjennomsnittlige avstanden mellom fly/helikopter og reir var 200 m, og i disse tilfellene oppfattet ørnene helikoptre som en større trussel enn jagerfly og småfly. Det anbefales i studiet at en utelukkelse av fly og helikopter innenfor 600 m avstand fra reirene, vil begrense ørnenes reaksjon fra 32 % til 19 % (Grubb og Bowerman 1997). Når det gjelder rovfuglers atferd mot helikopter som nærmer seg, kan denne være veldig forskjellig, fra mellomstore rovfugler som flykter fra helikopteret (Andersen m.fl. 1989, Platt 1975, Platt og Tull 1977), til andre som nekter å fly opp fra reirene (Poole 1989), og til store rovfugler som noen ganger angriper helikoptre antagelig fordi de ser på dem som flygende inntrengere (Mooney 1986, Watson 1993).

Platt (1975, 1977) observerte et lite antall jaktfalker og andre arktiske rovfugler, og konkluderte med at mer åpenlys respons ble lokket fram av helikoptre i flyhøyde 300 m.o.b. enn i 150 m.o.b. Han konkluderte at den umiddelbare responsen som å flykte etc. ikke ble overført til direkte effekter på rovfuglenes hekkesuksess. Helikopter framkalte sterkere respons og høyere andel fluktrespons hos rovfugl enn de fleste andre stimuli gjorde (Awbrey og Bowles 1990). Andersen m.fl. (1989) nærmet seg eksperimentelt 35 reir av rødhalevåk med en UH-1 Huey; totalt fløy 40 % av fuglene opp, alle ved kort avstand til helikopteret (gjennomsnittsavstanden for 3 grupper av fugler: 10, 17 og 100 m). Helikopteret fløy rett over eller rett ved siden av reirene. Grubb og King (1991) fant at i en hvithodehavørn-populasjon som var regelmessig eksponert for fly men ikke for helikopter, framkalte helikopter mer respons enn fly – et ikke overraskende resultat.

3.2.4 Andre fugler

Et studium av rødfotender i fangenskap i USA viste at egg-produksjonen for det meste var upåvirket av militære fly/helikopter-forstyrrelser, mens overlevelsen av unger var lavere i et bråkete område enn i et kontrollområde (Temple 1993). Studiet kunne ikke vise om det var noen forskjellig virkning fra helikopter eller fly. Kolonier med bl.a. hegrer, skarver, storker og ibiser ble ikke forstyrret drastisk av helikopter og fly i 60 m høyde (Kushlan 1979). I Florida forble kanadatraner på sine egg i 82 % av 259 tilfeller der et helikopter fløy 40 m over dem, mens det ble gjort reirundersøkelser (Dwyer og Tanner 1992).

En enkelt kortvarig overflyging av et Sikorsky-helikopter (Pave Hawk) over flekkuglereir eller -soveplass, hadde liten effekt på uglene (Delaney m.fl. 1999). Det ble gjort én helikopterpassering daglig som var enten 15 m over, 30 m over og 30 m til siden, eller 60 m over uglene, der hver passering var kortere enn 30 sekunder rett ved uglene og den kunne totalt høres i kortere enn 10 min (Delaney m.fl. 1999). Helikopterstøy lavere enn 92 dBA (total lydenergi) skal ikke være skadelig for hekkende flekkugler (Delaney m.fl. 1999).

I Nord-Canada fant Gollop m.fl. (1974a) at helikopter og fly ikke hadde noen effekt på reproduksjonen hos polarmåker. Og i Colorado kartla Schroeder m.fl. (1992) spillplasser til præriejerper med et Bell 47 Soloy-helikopter i 50-100 meters høyde over bakken. Det ble ikke gitt noen beskrivelse av respons mot helikopteret, men "spillplassene var lettest å finne når fugler ble skremt opp og flygende fugler ble sett i siluett mot horisonten, i stedet for rett under".

3.3 Flermotors fly/småfly

3.3.1 Sjøfuglkolonier

På Pribilof-øyene i Alaska fløy et stort flermotorsfly ved to anledninger nær lomvikolonier, og forårsaket her et betydelig tap av egg og unger (Hunt 1987). I Skottland fløy en Hercules åtte ganger rett over en sjøfuglkoloni i 200 fots høyde over toppen, med det resultat at alle havsulene ble spredd i en times tid, nok til at plyndrende måker kunne spise rundt 2000 egg og unger (Zonfrillo 1993). Samme sted foretok et småfly et "low pass", som førte til at minst 123 unge alkefugler, for det meste lomvier, fikk panikk og falt ned fra klippen og døde (Zonfrillo 1993). Et tomotors Piper Aztec fløy 100 meter over klippen i en sjøfuglkoloni, og forårsaket da at noen ikke-rugende krykkjer fløy opp mens rugende fugler tilsynelatende ikke ble påvirket (Dunnet 1977).

I Antarktis ble effekten av overflygende Hercules, Twin Otter og to helikoptertyper målt på adeliepingviner (Wilson m.fl. 1991). Flyene fløy i henholdsvis 50 og 80 meters høyde mot pingvinene inntil de var 350 m i fra. Hercules sto for den sterkeste forstyrrelsen idet pingvinene begynte å reagere når det var 1.1 km unna, på 500 meters avstand beveget alle pingvinene seg bort fra flyet som nærmet seg, og på 350 m skled 75 % av pingvinene vekk, noe som var deres sterkeste reaksjon mot truende farer (Wilson m.fl. 1991).

3.3.2 Arktiske gjess

En-, to- og flermotors fly og jetfly forårsaket forstyrrelser (som varte mer enn en time) på rastende ringgjess i Alaska, på en slik måte at i 26 % av overflygingene fløy gjessene opp (Ward m.fl. 1994). Sekstifem prosent av overflygingene skjedde mellom 610 og 1524 m over bakken, mens 35 % skjedde under 610 m. Imidlertid varte forstyrrelsene fra helikoptre lengre på gjessene, enn forstyrrelsene fra fly (Ward m.fl. 1994). I et annet studium fra samme område fløy 33 % av ringgåsflokkene opp som følge av forstyrrelser fra en- og tomotors småfly, mens bare 5 % av kanadagåsflokkene fløy opp (Ward m.fl. 1999). Flyenes flyhøyde var typisk 152-610 m, mens lydnivået på bakken var både lavere og høyere enn 80 dBA, avhengig av flytype. Sideveis distanse mellom fly og gjess var en svært viktig faktor for gjessenes reaksjon: Cirka 55 % av gjessene fløy opp ved sideveis distanse mindre enn 400 m, mens under 10 % fløy opp når distansen var 1.2-2.0 km (Ward m.fl. 1999).

I Norfolk, England, utgjorde uspesifiserte fly 19 % av alle forstyrrelsene som overvintrende ringgjess ble utsatt for, men mennesker til fots var den klart viktigste forstyrrelseskilden (32 %; Riddington m.fl. 1996). På dager med spesielt mange forstyrrelser (av alle typer) økte gjessenes energiforbruk per time med 39 %, og som en konsekvens av dette, kan ringgjessene vinterstid måtte være nødt til å spise opptil en time om natta for å balansere sitt daglige energibehov (Riddington m.fl. 1996). Forfatterne har ikke noe data til å støtte det, men de tror at innføring av minimumshøyde (500 m foreslås) for fly vil være veldig effektivt. Owens (1977) studerte overvintrende ringgjess i England, og han fant at ethvert fly lavere enn 500 m og på en distanse på opptil 1,5 km kunne skremme gjessene til å fly opp.

3.3.3 Rovfugler

Sivile propelldrevne småfly som passerte på gjennomsnittlig 700 m’s avstand av hvithodehavørn-reir i USA, gjorde ørnene nervøse (i 25 % av passeringene) eller skremte dem til å fly (1 %; Grubb og Bowerman 1997).

3.3.4 Andre fugler

Et studium av effektene fra flystøy på en gråmåkekoloni 2 km fra John F. Kennedy International Airport i New York, viste at supersoniske fly (Concorde) forårsaket at egg ble ødelagt og spist av andre måker 2, mens andre fly (Boeing 707, 727 og 747) ikke hadde noen negativ effekt (Burger 1984).

Henson og Grant (1991) observerte trompetersvaner som var utsatt for overflygende fly og helikoptre i lavere enn 615 m’s høyde. Fuglene reagerte på både fly og helikopter (19 av 21 forsøk) og forfatterne merket seg mulige effekter på deres reproduktive suksess. Et hekkende par med tjeld i Tyskland som ble utsatt for forstyrrelser fra et sportsfly 2 km unna, fikk økt sin hjerterate med 38 %, men dette var godt under økningen på 100 % som gående mennesker forårsaket (Hüppop og Hagen 1990).

3.4 Jagerfly

Når det gjelder hvilke fysiologiske effekter støy fra jagerfly har på fugler, fins det få studier som kan dokumentere disse. Derimot er det i Tyskland gjort en undersøkelse der barn fra et område med 75 m minimums flyhøyde (støynivå 125 dB) ble sammenlignet med barn fra et område der flyhøyden var 150-450 m (112 dB; Ising m.fl. 1990). Barna fra "75 m-området" hadde høyere blodtrykk og høyere hørselsterskel enn barna fra "150 m+ -området". Støy fra militær lavflyging har gitt akutte effekter i hjertefrekvens, blodtrykk og høreegenskaper hos mennesker, og langvarig støy av denne typen har gitt kroniske effekter hos barn.

3.4.1 Sjøfuglkolonier

På den annen side var det ingen effekt på fugler da marine-jetfly fløy i 200 fots høyde rett forbi en lomvikoloni uten at noen lomvier eller skarver fløy opp (Hunt 1987). Jetfly i 170-1700 m høyde, og med lydstyrke 75-96 dB, forstyrret heller ikke fuglene (US Dep. of the Interior 1969).

3.4.2 Arktiske gjess

F-104 Starfightere som fløy over rastende ringgjess førte til at 55% av gåseflokkene fløy opp, mens så mange som 88% av flokkene lettet ved helikopteroverflyginger (se "Helikoptre" ovenfor; Stock 1992).

3.4.3 Rovfugler

I USA skremte jagerfly hvithodehavørner av reiret i 3 % av passeringene, mens de gjorde ørnene nervøse i 28 % av dem (Grubb og Bowerman 1997). Passeringene skjedde på gjennomsnittlig 500 m’s avstand fra ørnereirene. I en annen undersøkelse i USA ble effekten av fem forskjellige jagerfly (A-4, A-7, A-10, F-4 og F-104) testet på åtte rovfuglarter som hadde ulik grad av erfaring med jagerfly tidligere (Ellis m.fl. 1991). Flyene passerte på 50-500 m’s avstand fra rovfuglene eller deres reir, og for å simulere den verst tenkelige situasjon ble noen reir utsatt for en lang serie med jagerfly-passeringer (maksimum: 39 passeringer på en dag). Studiet viste at ofte og nær passering av jagerfly førte til: i) noen ganger til skremming av rovfuglene, ii) i noen få tilfeller til at voksne fugler forlot reiret midlertidig, og iii) oftest kun til minimal respons. Passering av jagerfly var her aldri knyttet til svikt i hekkingen (Ellis m.fl. 1991).

3.4.4 Andre fugler

Militære fly, der AV-8B Harrier var den dominerende flytypen, så ikke ut til å påvirke ender negativt i et studium i USA (Conomy m.fl. 1998a). Flyene passerte ca. 152 m over endene til et støynivå på 80-109 dBA, og kun 2 % av fuglene reagerte på forstyrrelsene, og da i 10-40 sekunder. Dette indikerer at vannfugler kan tåle noe flystøy, og tilvenning til slik støy bidro muligens også til lav reaksjonsandel. Resultatene herfra kan imidlertid ikke overføres til andre flytyper som propellfly og helikoptre (Conomy m.fl. 1998a). I en annen amerikansk undersøkelse, der jagerfly passerte i ca. 152 m’s høyde og skapte et lydnivå på mer enn 80 dB 71 ganger pr dag, tilvennet rødfotender seg flystøyen (Conomy m.fl. 1998b). Første dag de var eksponert til flystøyen reagerte endene (f.eks. med å stille seg på vakt eller flykte) i 38 % av overflygingene, mens de etter 17 dager kun reagerte på 6 % av overflygingene.

3.5 Andre forstyrrelser

Lydopptak fra et DHC-2 Beaver sjøfly fikk en relativt liten del av en hinduternekoloni til å fly opp ved 90 og 95 dB (Brown 1990). Visuelle stimuli er imidlertid en viktig komponent i støyforstyrrelser fra fly, så hvis DHC-2 flyet faktisk hadde fløyet over kolonien kunne man ha ventet en sterkere respons fra fuglene. Conomy m.fl. (1998b) lot rødfotender og brudeender være eksponert til 6 ulike lydopptak i ca. 85 dB av militære jetfly (B1-B, F-4D og KC-135): Rødfotendenes reaksjon gikk ned fra 25 % av eksponeringene til 8 % etter 4 dager, mens brudeendenes reaksjon ikke minket. Dette studiet indikerer at rødfotendene kan venne seg til flystøy, mens brudeendene ikke viste tegn til slik tilvenning, og evnen til å tilvenne seg flystøy kan derfor være artsspesifikk. Et annet sted i USA ble rovfugler utsatt for simulerte lydmurs-drønn med 90-148 dB styrke (tilsvarende støy fra supersoniske jetfly i 2000-3000 meters høyde), og effekten på fuglene var ofte minimal og begrenset tilsynelatende aldri reproduksjonen (Ellis m.fl. 1991). I nærheten av et våpentesting-felt i Maryland, USA, reagerte kun 9 % av hvilende og 7 % av hekkende hvithodehavørner mot støyen med bevegelse, rop eller flukt (Brown m.fl. 1999). Resultatene antyder at våpentesting ikke påvirker reproduksjonen hos ørnene i dette området, men studiet tar bare for seg synlig atferd og ikke fysiologisk atferd hos disse rovfuglene.

Til sammenligning med forstyrrelser fra fly eller fra lyden fra fly, kan det nevnes at hyppige forstyrrelser av mennesker til fots i kolonier av lomvi og totoppskarv hadde negativ effekt på fuglene (Ellison og Cleary 1978, Harris og Wanless 1984). Blant annet forlot mange fugler reirene, færre unger vokste opp, og måker kom lettere til skarveegg som de spiste. Lyden fra motorsag i en skog i New Mexico, USA skremte opp ikke-hekkende flekkugler når lydstyrken oversteg 51 dBA (Delaney m.fl. 1999). Motorsag var her mer forstyrrende enn helikopteroverflyging. I Skottland holdt kortnebb- og grågjess seg minst 100 m unna bilveier, og de fløy opp pga. biler som var 100-250 m unna (Keller 1991).

3.6 Konklusjon

Undersøkelser om forstyrrelser fra fly- og helikoptertrafikk på sjøfugler viser stor variasjon i resultatene. De fleste studiene har imidlertid vist at slike forstyrrelser har hatt en negativ effekt på sjøfuglene, og i visse tilfeller også en dramatisk effekt. De sterkeste effektene har vært unger og egg som har gått tapt hos polarlomvi og hos lomvi, en havsulekoloni som ved et tilfelle mistet rundt 2000 egg og unger, og pingviner i Antarktis som fikk en økt dødelighet i kolonien. Andre effekter har vært større og mindre flokker av fugl som har lettet eller sklidd (pingviner) unna, og noen få studier har også vist at det ikke har vært noen effekt. De undersøkelsene som har påvist mest dramatiske effekter på fuglene har noen fellestrekk. De er at flyene/helikoptrene enten har passert lavt over koloniene, har forstyrret fuglene i lang tid, eller har gjort begge deler. Et eksempel på lav passering er småflyet som drev over hundre unge alkefugler ned fra klippene slik at de døde, og et eksempel på lav passering i lang tid er Hercules’en i havsulekolonien nevnt ovenfor (Zonfrillo 1993).

For gråmåkekolonien i New York, derimot, var det de supersoniske flyene som forårsaket at mange egg ble ødelagt (Burger 1984). I våre hjemlige trakter kan det i denne forbindelse nevnes at supersoniske jagerly har flydd så nær Røst i Lofoten at det noen ganger har skapt lydmurs-drønn (Chardine og Mendenhall 1998). Observasjoner tyder på at disse drønnene kan forstyrre de hekkende lomviene der på en slik måte at hekkingen spoleres. Hvis hekkingen til lomvi spoleres vil det være svært dramatisk, når man tenker på at dagens nordnorske bestand har gått sterkt tilbake siden begynnelsen av 60-tallet og er idag på under 5 % av hva den var da (T. Anker-Nilssen pers. medd.). Polarlomvi og lomvi ruger sitt ene egg på føttene sine, og begge arter er på den måten ekstremt sårbar til å få ødelagt egget hvis den rugende forelderen blir forstyrret i denne posisjonen.

De variasjonene som fins i resultatene mellom undersøkelsene, kan skyldes flere faktorer. Disse er bl.a. hvilken fugleart det gjelder, stadium i hekkesesongen, type helikopter/fly, avstand til helikopter/fly, og grad av tilvenning hos fuglene. Det som f.eks. gjelder for en fuglekoloni og en helikoptertype, trenger ikke nødvendigvis gjelde for en annen koloni forstyrret av en annen helikoptertype. Siden helikopterstøy varierer med helikoptermodell, rotordesign, antall rotorblader, antall og type motorer mm., vil effekten av helikopterstøy på dyreliv derfor sannsynligvis avhenge av hvilken helikoptertype som blir brukt (Larkin m.fl. 1996). Fugler kan venne seg til flytrafikk, og en fuglekoloni som ikke er tilvennet slik trafikk, vil ta større skade enn en som er bra tilvennet.

Resultatene i Andersen m.fl. (1989) er for eksempel i overensstemmelse med hypotesen at hekkende rødhalevåker venner seg til lavflyging. Våker i et område som ikke hadde noen tidligere erfaring med helikopter-lavflyging, reagerte sterkere enn våker i et område der lavflyging var vanlig. I et annet studium, der jagerfly passerte i ca. 152 m’s høyde og skapte et lydnivå på mer enn 80 dB 71 ganger pr dag, tilvennet rødfotender seg flystøyen (Conomy m.fl. 1998b).

Fjeld m.fl. (1988) foreslo at nærgrensa for helikoptertrafikk til sjøfuglkolonier skulle økes til 2 km for å unngå stress for fuglene, og senere mente Olsson og Gabrielsen (1990) at 3 km ville være mer passende nærgrense.

Arktiske gjess er svært sårbare for helikoptertrafikk like før eller under fjærfellingsperioden, men her vil antall fugler, varighet av forstyrrelse, avstand til forstyrrelseskilde og avstand til vann ha stor betydning. Skadevirkningene av helikopterforstyrrelser er at gjessene kan bli skremt bort fra et område for godt eller at gjessene blir skremt opp eller stresset slik at de ikke får brukt nok tid til å lete etter mat. Hvis ikke gjess blir skremt bort fra en fjerntliggende innsjø uten tilknytning til elver eller kyst (da de kan sky innsjøen), vil et enslig tilfelle av forstyrrelse neppe være til stor skade, mens hyppige, men svake forstyrrelser er skadeligere. I Alaska fløy flere ringgås- og kanadagåsflokker opp pga. helikopter i 152-610 m’s høyde enn de gjorde pga. småfly i samme høyde (Ward m.fl. 1999). Dette viser at helikopter ser ut til å ha en sterkere skremmeeffekt på gjess enn småfly, og det samme fant også Stock (1992), som dessuten merket seg at jagerfly hadde lavest skremmeeffekt. Skremmeeffekten fra helikopter på gjess varte også lengre enn skremmeeffekten fra fly (Ward m.fl. 1994). Et kanadisk studium på rastende snøgjess anbefalte begrensninger slik at det skulle være færre enn 1.0 forstyrrelser per time, spesielt fly- og helikopteroverflyginger, og at flyging under 500 m burde bli forbudt (Bélanger og Bédard 1989). Den samme høyden (500 m) tror Riddington m.fl. (1996) vil være veldig effektiv skjerming av ringgjess mot flytrafikken, uten at de har noe data til å støtte sitt syn, og Owens (1977) fant at ethvert fly lavere enn 500 m og innenfor 1,5 km i sideretningen kunne skremme gjess opp. Når det gjelder avstander i sideretningen ble gjess i andre studier forstyrret på opptil 10 km (Madsen 1984, Mosbech og Glahder 1991).

Det ser ut til at helikoptre kan forstyrre hvithodehavørn i nærheten av reiret (Watson 1993). I et studium oppfattet hvithodehavørn helikoptre som en større trussel enn jagerfly og småfly (Grubb og Bowerman 1997), men i et annet studium ble rovfuglene værende i reiret (Poole 1989). Grubb og Bowerman (1997) anbefaler en utelukkelse av fly og helikopter innenfor 600 m avstand fra reirene, som tyder på at ørnenes reaksjon vil begrenses fra 32 % til 19 %. Platt (1975, 1977) fant en tydeligere respons mot helikoptre i 300 m’s høyde i forhold til i 150 m’s høyde hos jaktfalker og andre arktiske rovfugler. Denne responsen ble ikke overført til noen direkte negativ effekt på hekkesuksessen, men sein-effekter av slike responser mot helikopter kan ikke utelukkes (Larkin m.fl. 1996).

Det er særlig studier av sjøfuglkolonier, gjess og rovfugler som har kunnet påvise skadelige effekter av helikopter- og flytrafikk. Disse gruppene er spesielt utsatt, men det kan likevel ikke utelukkes at også andre fuglegrupper vil kunne bli negativt berørt av slike effekter.

3.7 Referanser

Aas, C.K. 1994. Effekten av lavflyging på fugl. Notat til Forsvarets interne arbeidsgruppe v/miljørådgiver Hole.

Andersen, D.E., Rongstad, O.J. og Mytton, W.R. 1989. Responses of nesting Red-tailed Hawks to helicopter overflights. – Condor 91: 296-299.

Awbrey, F.T. og Bowles, A.E. 1990. The effects of aircraft noise and sonic booms on raptors: A preliminary model and a synthesis of the literature on disturbance (NSBIT Technical Operating Report #12): Noise and Sonic Boom Impact Technology, Advanced Development Program Office, Wright-Patterson AFB, Ohio.

Bélanger, L. og Bédard, J. 1989. Responses of staging greater snow geese to human disturbance. - J. Wildl. Manage. 53(3): 713-719.

Brown, A.L. 1990. Measuring the effect of aircraft noise on sea birds. - Environ. Intern. 16: 587- 592.

Brown, B.T., Mills, G.S., Powels, C., Russell, W.A., Therres, G.D. og Pottie, J.J. 1999. The influence of weapons-testing noise on Bald Eagle behavior. - J. Raptor Res. 33: 227-232.

Burger, J. 1984. Behavioural responses of herring gulls Larus argentatus to aircraft noise. - Environ. Pollut. Ser. A. 24: 177-184.

Chardine, J. og Mendenhall, V. 1998. Human disturbance at Arctic Seabird Colonies. Conservation of Arctic Flora and Fauna, Technical Report No. 2 from the Circumpolar Seabird Working Group.

Conomy, J.T., Collazo, J.A., Dubovsky, J.A. og Fleming, W.J. 1998a. Dabbling duck behavior and aircraft activity in coastal North Carolina. - J. Wildl. Manage. 62(3): 1127-1134.

Conomy, J.T., Dubovsky, J.A., Collazo, J.A. og Fleming, W.J. 1998b. Do black ducks and wood ducks habituate to aircraft disturbance? - J. Wildl. Manage. 62(3): 1135-1142.

Delaney, D.K., Grubb, T.G., Beier, P., Pater, L.L. og Reiser, M.H. 1999. Effects of helicopter noise on Mexican spotted owls. - J. Wildl. Manage. 63(1): 60-76.

Dunnet, G.M. 1977. Observations on the effects of low-flying aircraft at seabird colonies on the coast of Aberdeenshire, Scotland. - Biol. Conserv. 12: 55-63.

Dwyer, N.C. og Tanner, G.W. 1992. Nesting success in Florida sandhill cranes. – Wilson Bull. 104: 22-31.

Ellis, D.H., Ellis, C.H. og Mindell, D.P. 1991. Raptor Responses to Low-level Jet Aircraft and Sonic Booms. - Environ. Pollut. 74: 53-83.

Ellison, L.N. og Cleary, L. 1978. Effects of human disturbance on breeding of Double-crested cormorants. - Auk 95: 510-517.

Fjeld, P.E., Gabrielsen, G.W. og Ørbæk, J.B. 1988. Noise from helicopters and its effect on a colony of Brünnich’s Guillemots ( Uria lomvia) on Svalbard. I: Presterud, P. og Øritsland, N.A. (eds): - Norsk Polarinstitutt, Rapportserie no. 41: 115-153.

Gabrielsen, G.W. 1987. Reaksjoner på menneskelige forstyrrelser hos ærfugl, svalbardrype og krykkje i egg/ungeperioden. - Vår Fuglefauna 10 (3): 152-158.

Gollop, M. A., Black, J. E., Felske, B. E., og Davis, R. A. 1974. Disturbance studies of breeding black brant, common eiders, glaucous gulls and arctic terns at Nunaluk Spit and Philips Bay, Yukon Territory, July, 1972. I: Gunn, W. W. H. and Livingston, J. A. (Eds.), Arctic Gas Biological Report Series: Disturbance to Birds by Gas Compressor Noise Simulators, Aircraft and Human Activity in the MacKenzie Valley and North Slope, 1972, (Vol. 14, pp. 153-202): L. G. L. Limited, Environmental Research Associates.

Grubb, T.G. og Bowerman, W.W. 1997. Variations in breeding bald eagle responses to jets, light planes and helicopters. - J. Raptor Res. 31: 213-222.

Grubb, T. G. og King, R. M. 1991. Assessing human disturbance of breeding bald eagles with classification tree models. - J. Wildl. Manage. 55: 500-511.

Harris, M.P. og Wanless, S. 1984. The effects of disturbance on survival, age and weight of young Guillemots Uria aalge. - Seabird 7: 42-46.

Henson, P. og Grant, T.A. 1991. The effects of human disturbance on trumpeter swan breeding behavior. - Wildl. Soc. Bull. 19: 248-257.

Hunt, G.L. Jr. 1987. Offshore oil development and seabirds: The present status of knowledge and long-term research needs. I: Boesch, D.F. og Rabalais, N.N. (eds): - Long-term environmental effects of offshore oil and gas development: 539-586.

Hunt, G.L., Mayer, B., Rodstrom, W. og Squibb, R. 1978. Reproductive ecology, foods and foraging areas of seabirds nesting on the Pribilof Islands. Environmental assessment of the Alaskan continental shelf. - Annual reports of principal investigators. NOAA Environ. Res. Lab., Boulder, CO. 1: 570-575.

Hüppop, O. og Hagen, K. 1990. The effect of disturbances on wildlife, exemplified by the heartbeat rate of incubating Oystercatchers ( Haematopus ostralegus). - Vogelwarte 35: 301-310.

Ising, H., Rebentisch, E., Babisch, W., Curio, I., Sharp, D. og Baumgärtner, H. 1990. Medically relevant effects of noise from military low-altitude flights – results of an interdisciplinary pilot study. - Environ. Intern. 16: 411-423.

Keller, V.E. 1991. The effect of disturbance from roads on the distribution of feeding sites of geese ( Anser brachyrhynchus, A. anser), wintering in nort-east Scotland. - Ardea 79: 229-231.

Kushlan, J.A. 1979. Effects of helicopter censuses on wading bird colonies. - J. Wildl. Manage. 43: 756-760.

Larkin, R.P., Pater, L.L. og Tazik, D.J. 1996. Effects of military noise on wildlife: a literature review. U.S. Army Corps of Engineers Technical Report 96/21.

Madsen, J. 1984. Study of the possible impact of oil exploration on goose populations in Jameson Land, East Greenland. - Nor. Polarinst. Skr. 181: 141-151.

Mooney, N. 1986. Reactions of raptors to aircraft. Australasian Raptor Association News, 7(4).

Mosbech, A. og Glahder, C. 1991. Assessment of the impact of helicopter disturbance on moulting pinkfooted geese, Anser brachyrhynchus, and barnacle geese, Branta leucopsis, in Jameson Land, Greenland. - Ardea 79: 233-237.

Olsson, O. og Gabrielsen, G.W. 1990. Effects of helicopters on a large and remote colony of Brünnich’s Guillemots ( Uria lomvia) in Svalbard. - Norsk Polarinstitutt, Rapportserie no. 64: 1-36.

Owens, N.W. 1977. Responses of wintering brent geese to human disturbance. - Wildfowl 28:5-11.

Platt, J. B. 1975. A study of diurnal raptors that nest on the Yukon North Slope with special emphasis on the behaviour of gyrfalcons during experimental overflights by aircraft (Arctic Gas Biological Report Series, Volume 30, Chapter Two): Canadian Arctic Gas Study Ltd. and Alaskan Arctic Gas Study Company.

Platt, J. B. 1977. The breeding behavior of wild and captive gyrfalcons, in relation to their environment and human disturbance. Unpublished Ph.D. Dissertation, Cornell University, Ithaca, New York. 173 pp.

Platt, J.B. og Tull, C.E. 1977. A study of wintering and nesting gyrfalcons on the Yukon North Slope during 1975 with emphasis on their behaviour during experimental overflights by helicopters. ( Arctic Gas Biological Report Series, Volume 35, Chapter 1): Canadian Arctic Gas Study Ltd. and Alaskan Arctic Gas Study Company.

Poole, A.F. 1989. Ospreys A natural and unnatural history.: Cambridge University Press. 161-164 pp.

Riddington, R., Hassall, M., Lane, S.J., Turner, P.A. og Walters, R. 1996. The impact of disturbance on the behaviour and energy budgets of Brent geese Branta b. bernicla. - Bird Study 43: 269- 279.

Schroeder, M. A., Giesen, K. M., and Braun, C. E. 1992. Use of helicopters for estimating numbers of greater and lesser prairie-chicken leks in eastern colorado. - Wildl. Soc. Bull. 20:106-113.

Stock, M. 1992. Effects of man-induced disturbance on staging brent geese. - Netherlands Institute for Sea Research Publication Series No. 20: 289-293.

Temple, E.R. Jr. 1993. Black duck reproduction in high and low noise level environments in the Pamlico Sound region of North Carolina. Unpublished M.S. Thesis, North Carolina State University. pp.

United States Department of the Interior 1969. Environmental impact of the Big Cypress Swamp Jetport. Rapport, 155 sider.

Ward, D.H. og Stehn, R.A. 1989. Response of brant and other geese to aircraft disturbances at Izembek Lagoon, Alaska (Final rept MMS-90/0046): Minerals Management Service, Anchorage, AK. Alaska Outer Continental Shelf Office.

Ward, D.H., Stehn, R.A. og Derksen, D.V. 1994. Response of staging brant to disturbance at the Izembek Lagoon, Alaska. - Wildl. Soc. Bull. 22:220-228.

Ward, D.H., Stehn, R.A., Erickson, W.P. og Derksen, D.V. 1999. Response of fall-staging brant and Canada geese to aircraft overflights in southwestern Alaska. - J. Wildl. Manage. 63: 373-381.

Watson, J.W. 1993. Responses of nesting bald eagles to helicopter surveys. - Wildl. Soc. Bull. 21: 171-178.

Wilson, R.P., Culik, B., Danfeld, R. og Adelung, D. 1991. People in Antarctica - how much do Adélie Penguins Pygoscelis adeliaecare? - Polar. Biol. 11:363-370.

Zonfrillo, B. 1993. Low-flying aircraft and seabirds on Ailsa Craig. - The Seabird Group Newsletter 64:7-8.