MAJ 2022

(1)

FORUNDERSØGELSE AF PALUDAN FLAK HAVMØLLEPARK

VÆSENTLIGHEDSVURDERING I FORHOLD TIL OMKRINGLIGGENDE

NATURA 2000 OMRÅDER

MAJ 2022

(2)

Projektnavn Paludan Flak

Kunde Wind Estate

Projektleder Morten Christensen Projektnummer 3672100037

Til Erik Abraham

Udarbejdet af Morten Christensen & Sanne Kjellerup

KS Mio Schrøder

Version 2

Versionsdato 19 05 2022 Første udgivelsesdato 17 03 2022

(3)

1 INTRODUKTION ... 4

1.1 Spættet sæl (Phoca vitulina) ... 18

1.2 Gråsæl (Halichoerus gryphus) ... 19

1.3 Marsvin (Phocoena phocoena) ... 21

2 KRITERIER FOR PÅVIRKNING ... 24

2.1 Høreskader ... 24

2.2 Adfærdspåvirkning/habitattab ... 24

3 MULIGE PÅVIRKNINGER ... 28

4 KONKLUSION... 32

5 REFERENCER ... 33

INDHOLD

(4)

1 INTRODUKTION

Formålet med dette dokument er at vurdere om forundersøgelserne til havmølleprojektet på Paludan Flak mellem Samsø og Fyns Hoved udgør en risiko for udpegningsgrundlaget for de beskyttede Natura 2000 områder eller arter der indgår i udpegningsgrundlaget for disse.

Dokumentet skal læses sammen med dokumentet: Vurdering af behov for miljøvurdering af forundersøgelse til havmølleparken Paludan Flak et notat fra WSP, maj 2021.

Området foreslået til Paludan Flak Havmøllepark ligger generelt langt fra de nærmeste danske Natura 2000 områder (se figur 1-1). De nærmest er habitatområdet omkring Fyns Hoved der ligger omkring 5 km fra projektområdet. Det vurderes således ikke at de nødvendige forundersøgelser i mølleområdet har risiko for at påvirke udpegningsgrundlagene i disse områder direkte.

Da der ikke er taget endelig stilling til hvor strømmen fra mølleparken skal føres i land, vil to forskellige kablelinjeføringer bliver undersøgt i forundersøgelsen.

Marsvin, gråsæl og spættet sæl er på udpegningsgrundlaget for flere af Natura 2000 områderne og forholdene omkring havpattedyr og undervandsstøj er derfor behandlet særligt grundigt nederst i nærværende dokument.

Figur 1-1 – Fem nærliggende Natura 2000 områder der er gennemgået i tabellerne herunder.

(5)

Udpegningsgrundlag for Habitatområde nr. 91 - Fyns Hoved, Lillegrund og Lillestrand

Naturtyper: Relevans

Sandbanke (1110) Nej, Der vil i forbindelse med

forundersøgelserne ikke blive foretaget arbejde i naturtypen. Nærmeste forekomst findes 7,4 km nord syd for projektområdet ved Fyns hoved.

Vadeflade (1140) Nej, Der vil i forbindelse med

forundersøgelserne ikke blive foretaget arbejde i naturtypen. Nærmeste forekomst findes 8,5 km syd for projektområdet ved Fyns hoved.

Lagune* (1150) Nej, Der vil i forbindelse med

forundersøgelserne ikke blive foretaget arbejde i naturtypen. Nærmeste forekomst findes i en afstand på 9,8 km syd for projektområdet ved Fyns hoved.

Bugt (1160) Nej, Der vil i forbindelse med

forundersøgelserne ikke blive foretaget arbejde i naturtypen. Nærmeste forekomst findes i en afstand på 8,2 km nord for Fyns hoved.

Rev (1170) Nej, Der vil i forbindelse med

forundersøgelserne ikke blive foretaget arbejde i naturtypen. Nærmeste forekomst findes 4,5 km nord syd for projektområdet ved Fyns hoved.

Strandvold med enårige planter (1210) Nej, der vil i forbindelse med

forundersøgelserne ikke blive foretaget arbejde på land, hvorfor påvirkning af terrestriske naturtyper kan udelukkes.

Nærmeste forekomst af naturtypen findes på Fyns Hoved 8,5 km fra projektområdet Strandvold med flerårige planter (1220) Nej, der vil i forbindelse med

Nærmeste forekomst af naturtypen findes på Fyns Hoved 8,5 km fra projektområdet Kystklint/klippe (1230) Nej, der vil i forbindelse med

Nærmeste forekomst af naturtypen findes på Fyns Hoved 8,4 km fra projektområdet

(6)

Enårig strandengsvegetation (1310) Nej, der vil i forbindelse med

Strandeng (1330) Nej, der vil i forbindelse med

Nærmeste forekomst af naturtypen findes på Fyns Hoved 8,8 km fra projektområdet Søbred med småurter (3130) Nej, der vil i forbindelse med

forundersøgelserne ikke blive foretaget arbejde i ferskvand, hvorfor påvirkning af akvatiske naturtyper kan udelukkes.

Nærmeste forekomst af naturtypen findes 8,5 km syd for projektområdet på Fyns Hoved

Kransnålalge-sø (3140) Nej, der vil i forbindelse med

Næringsrig sø (3150) Nej, der vil i forbindelse med

Tør hede (4030) Nej, der vil i forbindelse med

Kalkoverdrev* (6210) Nej, der vil i forbindelse med

Surt overdrev* (6230) Nej, der vil i forbindelse med

forundersøgelserne ikke blive foretaget

(7)

arbejde på land, hvorfor påvirkning af terrestriske naturtyper kan udelukkes.

Tidvis våd eng (6410) Nej, der vil i forbindelse med

Kildevæld* (7220) Nej, der vil i forbindelse med

Nærmeste forekomst af naturtypen findes på Bogø 12,4 km syd for projektområdet

Rigkær (7230) Nej, der vil i forbindelse med

Arter: Relevans

Stor vandsalamander (1166) Nej, der vil i forbindelse med

forundersøgelserne ikke blive foretaget arbejde på land eller i ferskvand, hvorfor påvirkning af arter i terrestriske og akvatiske naturtyper kan udelukkes.

Nærmeste forekomst af arter findes på Fyns Hoved 8,5 km syd for

projektområdet.

Marsvin (1351) Ja, se teksten under tabellen

Udpegningsgrundlag for Habitatområde nr. 172 Naturtyper:

forundersøgelserne ikke blive foretaget arbejde i naturtypen. Undersøgelser i kabelkorridoren uden for Natura 2000 området vil ikke påvirke naturtypen.

Nærmeste forekomst findes 6 km syd for kabelkorridoren.

forundersøgelserne ikke blive foretaget arbejde i naturtypen. Undersøgelser i kabelkorridoren uden for Natura 2000

(8)

området vil ikke påvirke naturtypen.

Nærmeste forekomst findes 6,5 km fra kabelkorridoren.

Udpegningsgrundlag for Habitatområde nr. 52 - Horsens Fjord, havet øst for og Endelave

Nærmeste forekomst findes 13,4 km nordvest for projektområdet ved Svanegrund vest for Samsø.

Vadeflade (1140) Nej, Der vil i forbindelse med

Nærmeste forekomst findes 13,7 km nordvest for projektområdet ved Svanegrund vest for Samsø.

Lagune* (1150) Nej, Der vil i forbindelse med

Nærmeste forekomst findes 16,7 km vest for projektområdet ved østkysten af Endelave.

Nærmeste forekomst findes 29,1 km vest for projektområdet ved udløbet af Horsens Fjord.

Nærmeste forekomst findes 10,7 km nordvest for projektområdet i farvandet mellem Samsø og Svanegrund.

(9)

Nærmeste forekomst af naturtypen findes 16,8 km nordvest for projektområdet på Svanegrund.

Strandvold med flerårige planter (1220) Nej, der vil i forbindelse med

Nærmeste forekomst af naturtypen findes 16,9 km vest for projektområdet på østkysten af Endelave.

Kystklint/klippe (1230) Nej, der vil i forbindelse med

Nærmeste forekomst af naturtypen findes 32,8 km vest for projektområdet på Hjarnø.

Enårig strandengsvegetation (1310) Nej, der vil i forbindelse med

Nærmeste forekomst af naturtypen findes 32,8 km vest for projektområdet på Hjarnø.

Vadegræssamfund (1320) Nej, der vil i forbindelse med

Nærmeste forekomst af naturtypen findes 26,7 km nordvest for projektområdet ved Søby Rev

Strandeng (1330) Nej, der vil i forbindelse med

Forklit (2110) Nej, der vil i forbindelse med

(10)

Hvid klit (2120) Nej, der vil i forbindelse med

Grå/grøn klit* (2130) Nej, der vil i forbindelse med

Klithede* (2140) Nej, der vil i forbindelse med

Skovklit (2180) Nej, der vil i forbindelse med

Nærmeste forekomst af naturtypen findes 16,7 km vest for projektområdet på Endelave.

Klitlavning (2190) Nej, der vil i forbindelse med

Søbred med småurter (3130) Nej, der vil i forbindelse med

Kransnålalge-sø (3140) Nej, naturtypen er på

udpegningsgrundlaget, men er ikke registreret ved seneste kortlægning.

(11)

arbejde i ferskvand, hvorfor påvirkning af akvatiske naturtyper kan udelukkes.

Brunvandet sø (3160) Nej, der vil i forbindelse med

Nærmeste forekomst af naturtypen findes 27,4 km nordvest for projektområdet på Gylling Næs

Våd hede (4010) Nej, der vil i forbindelse med

Tør hede (4030) Nej, der vil i forbindelse med

Nærmeste forekomst af naturtypen findes 33 km vest for projektområdet på Hjarnø Surt overdrev* (6230) Nej, der vil i forbindelse med

Tidvis våd eng (6410) Nej, der vil i forbindelse med

(12)

Rigkær (7230) Nej, der vil i forbindelse med

Nærmeste forekomst af naturtypen findes 33 km vest for projektområdet på Hjarnø Bøg på mor med kristtorn (9120) Nej, der vil i forbindelse med

Bøg på muld (9130) Nej, der vil i forbindelse med

Nærmeste forekomst af naturtypen findes 29 km nordvest for projektområdet i Ravnskov/Søby Fredskov

Ege-blandskov (9160) Nej, der vil i forbindelse med

Nærmeste forekomst af naturtypen findes 29 km nordvest for projektområdet i Ravnskov/Søby Fredskov

Stilkege-krat (9190) Nej, der vil i forbindelse med

Skovbevokset tørvemose* (91D0) Nej, der vil i forbindelse med

Elle- og askeskov* (91E0) Nej, der vil i forbindelse med

Nærmeste forekomst af naturtypen findes

(13)

16,3 km vest for projektområdet på Endelave.

Skæv vindelsnegl (1014) Nej, der vil i forbindelse med

Nærmeste forekomst af arter findes på Gylling Næs 27 km nordvest for projektområdet.

Sumpvindelsnegl (1016) Nej, der vil i forbindelse med

Nærmeste forekomst af arter findes ved Vads Mølle 34,6 km nordvest for projektområdet.

Odder (1355) Nej, der vil i forbindelse med

Nærmeste forekomst af arter findes på Gylling Næs 27 km nordvest for projektområdet.

Gråsæl (1364) Ja, se teksten under tabellen

Spættet sæl (1365) Ja, se teksten under tabellen

Udpegningsgrundlag for Fuglebeskyttelsesområde nr. 36 - Horsens Fjord og Endelave

Fugle: Relevans

Skarv (TY) Nej, der vil i forbindelse med

forundersøgelserne ikke blive foretaget arbejde ved artens yngleområder på land, hvorfor en påvirkning af arten kan udelukkes. Påvirkning på trækkende og rastende individer kan ligeledes

udelukkes, da aktiviteterne i forbindelse med forundersøgelserne er kortvarige og sammenlignelige med almindelig trafik fra sejlads og fiskeri.

Lysbuget knortegås (T) Nej, aktiviteterne i forbindelse med forundersøgelserne er kortvarige og sammenlignelige med almindelig trafik fra

(14)

sejlads og fiskeri, og vurderes derfor ikke at påvirke arten.

Bjergand (T) Nej, aktiviteterne i forbindelse med

forundersøgelserne er kortvarige og sammenlignelige med almindelig trafik fra sejlads og fiskeri, og vurderes derfor ikke at påvirke arten.

Edderfugl (T) Nej, aktiviteterne i forbindelse med

Fløjlsand (T) Nej, aktiviteterne i forbindelse med

Hvinand (T) Nej, aktiviteterne i forbindelse med

Havørn (Y) Nej, der vil i forbindelse med

forundersøgelserne ikke blive foretaget arbejde ved artens yngleområder på land, hvorfor en påvirkning af arten kan udelukkes.

Rørhøg (Y) Nej, der vil i forbindelse med

forundersøgelserne ikke blive foretaget arbejde ved artens yngleområder på land, hvorfor en påvirkning af arten kan udelukkes.

Klyde (Y) Nej, der vil i forbindelse med

forundersøgelserne ikke blive foretaget arbejde ved artens yngleområder på land, hvorfor en påvirkning af arten kan udelukkes. Nærmeste udpegede yngleområde for arten findes 27,3 km mod nordvest ved Søby Rev.

Hjejle (T) Nej, aktiviteterne i forbindelse med

Lille Kobbersneppe (T) Nej, aktiviteterne i forbindelse med forundersøgelserne er kortvarige og sammenlignelige med almindelig trafik fra

(15)

sejlads og fiskeri, og vurderes derfor ikke at påvirke arten.

Splitterne (Y) Nej, der vil i forbindelse med

forundersøgelserne ikke blive foretaget arbejde ved artens yngleområder på land, hvorfor en påvirkning af arten kan udelukkes. Nærmeste udpegede levested for arten findes 16,5 km mod nordvest på Svanegrund.

Havterne (Y) Nej, der vil i forbindelse med

forundersøgelserne ikke blive foretaget arbejde ved artens yngleområder på land, hvorfor en påvirkning af arten kan udelukkes. Nærmeste udpegede levested for arten findes 16,5 km mod nordvest på Svanegrund.

Udpegningsgrundlag for Habitatområde nr. 195 - Røsnæs, Røsnæs Rev og Kalundborg Fjord

Nærmeste forekomst findes 19,3 km øst for projektområdet ved Asnæs.

Lagune* (1150) Nej, naturtypen er på

udpegningsgrundlaget, men er ikke registreret i området

Nærmeste forekomst findes 17 km øst for projektområdet i Kalundborg Fjord.

forundersøgelserne ikke blive foretaget arbejde i naturtypen. Nærmeste forekomst findes 16 km øst for projektområdet ved spidsen af Røsnæs.

(16)

Nærmeste forekomst af naturtypen findes 20 km vest for projektområdet på

nordsiden af Asnæs.

Strandvold med flerårige planter (1220) Nej, der vil i forbindelse med

Nærmeste forekomst af naturtypen findes 20 km vest for projektområdet på

nordsiden af Asnæs.

Kystklint/klippe (1230) Strandeng (1330) Nej, der vil i forbindelse med

Nærmeste forekomst af naturtypen findes 19 km vest for projektområdet på spidsen af Asnæs.

Søbred med småurter (3130) Nej, der vil i forbindelse med

Nærmeste forekomst af naturtypen findes 19 km vest for projektområdet på spidsen af Asnæs.

Kransnålalge-sø (3140) Nej, der vil i forbindelse med

Nærmeste forekomst af naturtypen findes 15,8 km vest for projektområdet på spidsen af Røsnæs.

Tørt kalksandsoverdrev* (6120) Nej, der vil i forbindelse med

Nærmeste forekomst af naturtypen findes 16 km vest for projektområdet på spidsen af Røsnæs.

(17)

arbejde på land, hvorfor påvirkning af terrestriske naturtyper kan udelukkes.

Nærmeste forekomst af naturtypen findes 17 km vest for projektområdet på Røsnæs.

Surt overdrev* (6230) Nej, der vil i forbindelse med

Nærmeste forekomst af naturtypen findes 27 km øst for projektområdet i bunden af Kalundborg Fjord.

Kildevæld* (7220) Nej, der vil i forbindelse med

Nærmeste forekomst af naturtypen findes 16,5 km vest for projektområdet på Røsnæs.

Bøg på muld (9130) Nej, der vil i forbindelse med

Nærmeste forekomst af naturtypen findes 16 km vest for projektområdet på spidsen af Røsnæs.

Skæv vindelsnegl (1014) Nej, der vil i forbindelse med

Nærmeste forekomst af arter findes på Røsnæs 17 km øst for projektområdet.

Klokkefrø (1188) Nej, der vil i forbindelse med

(18)

Stor vandsalamander (1166) Nej, der vil i forbindelse med

Spættet sæl (1365) Ja, se teksten under tabellen

Udpegningsgrundlag for Fuglebeskyttelsesområde nr. 30 – Kysing Fjord

Fugle: Relevans

Sangsvane (T) Forundersøgelserne i forbindelse med en

mulig kabelforbindelse til Østjylland vil ikke berør Natura 2000 området ved Kysing Fjord og vil ikke medføre forstyrrelser af svanerne.

1.1 SPÆTTET SÆL (PHOCA VITULINA)

Spættet sæl indgår i udpegningsgrundlaget for to af de omkringliggende Natura 2000 områder.

Spættet sæl er blevet overvåget i Vadehavet og Kattegat siden 1979 og siden 1989 i hele Danmark (NOVANA, 2021b). Spættet sæl er udbredt langs kyster på hele den nordlige halvkugle i den tempererede og subarktiske zone (Teilmann og Galatius, 2018).

Observationer og data fra satellitmærkning i perioden 2000-2011 har vist at spættet sæl forekommer i alle danske farvande på nær Østersøen omkring Bornholm (Søgaard et al., 2018). Hvilepladser findes i de indre farvande og ved Nordsøen kun i Vadehavet og den vestlige Limfjord.

Den samlede bestandsstørrelse for spættet sæl i Danmark er blevet optalt fra fly og beregnet til ca.

6.800 individer i 1994, 10.400 i 2007, og ca. 13.200 dyr i 2018 (Sveegaard m.fl. 2019). Spættet sæl har dog været ramt af PDV (Phocine Distemper Virus) epidemier i 1988 og 2002, hvor op mod halvdelen af individerne i de fire danske bestande døde (Härkönen et al., 2006). Derefter har

bestanden været ramt af en mindre epidemi med ukendt virus i 2007 og en epidemi af fugleinfluenza i 2014. Det tyder på, at bestandene af spættet sæl nu nærmer sig bærekapaciteten. Spættet sæl anvender specifikke hvilepladser når de går på land for at hvile, fælde og føde deres unger (Kyhn et al. 2021). De vigtigste hvilepladser i den sydvestlige Østersø er Rødsand (vest for Gedser), Vitten- Skrollen (syd for Lolland), Aunø Fjord (Sydsjælland), Måkläppen (Skåne) og Saltholm i Øresund.

Spættede sæler er generelt stedfaste (Dietz et al., 2013).

(19)

Figur 1-2 - Udbredelse af satellitmærkede spættede sæler (n=126). Sæler mærket i den sydvestlige Østersø (orange på kortet) er relevant for projektområdet. Data er fra spættede sæler mærket med satellitsendere. (Kilde: Kyhn et al. 2021).

Spættede sæler føder deres unger på land i maj-juni, og anvender hvilepladsen til diegivning i den første måned. I perioden juli-august fælder sælerne og de er i denne periode afhængige af ro.

Parringen finder sted i vandet, hvor hansæler opretholder territorier og hvor hunnerne tiltrækkes med undervandslyde i nærheden af hvilepladsen eller hannerne ’patruljerer’ efter parringsklare hunner (Boness, 2006). Spættede sæler er mest sårbare omkring landgangspladserne i perioden 1. maj til 1.

september.

Der er ikke registreret nogle landgangspladser for Spættet sæl i mølleprojektområdet (Figur 1-2), men det kan ikke udelukkes, at der findes hvilepladser nærmere projektområdet.

1.2 GRÅSÆL (HALICHOERUS GRYPHUS)

Gråsælen er på udpegningsgrundlaget for et enkelt Natura 2000 område (Horsens Fjord og Endelave). Gråsæl er udbredt i de tempererede og subarktiske dele af Nordatlanten. Gråsælen

(20)

genindvandrede til de danske farvande omkring år 2000 efter at have været udryddet i danske farvande i omtrent 100 år. Gråsælen er ligesom spættet sæl knyttet til de kystnære farvande, hvor der er rigelig føde, og hvor der findes uforstyrrede yngle- og hvilepladser på ubeboede øer samt

sandbanker, rev og skær (NOVANA 2021c). Den forekommer nu regelmæssigt og med stigende antal i Vadehavet, Kattegat og Østersøen (Søgaard et al., 2018). Gråsæler anvender hvilepladser året rundt, men særligt når de føder deres unger, under parring og når de fælder. Gråsæler bevæger sig langt omkring for at fouragere og anvender ikke nødvendigvis samme hvileplads til fødsel, som resten af året.

Figur 1-3 - Satellitmærkningsdata for gråsæler (n=59) fra Østersøbestanden. Sæler mærket i den sydvestlige Østersø (orange på kortet) er relevant for projektområdet. Data er fra gråsæler mærket med satellitsendere. (Kilde: Kyhn et al. 2021).

(21)

Figur 1-4 - Lokaliteter, der overvåges under NOVANA med angivelse af større lokaliteter for både grå- og spættet sæl samt Natura 2000-områder med sæl på udpegningsgrundlag. OBS: Det formodes, at Natura 2000- områderne på figuren er fra perioden 2016 – 2021 og dermed ikke opdateret, som de øvrige Natura 2000- områder i denne rapport (Kilde: NOVANA 2021c).

Gråsæler er mest sårbare, når de skal føde deres unger, under parring og når de fælder (Kyhn et al.

2021). Hunsælen føder én unge på et uforstyrret sted og dier ungen i tre uger, hvorefter ungen forlades og bliver liggende i op til nogle uger før den går i vandet. Forstyrres mor og unge i diegivningsperioden, er der risiko for at moderen forlader ungen eller ungen går i vandet og dør af kulde, hvis den endnu ikke har skiftet til den vandskyende pels. Østersøbestanden føder unger i februar-marts, parringen finder sted efter dieperioden på ca. 3 uger. Gråsæler fra Østersøen fælder i maj-juni. Gråsæler fra Østersøpopulationen er mest sårbare omkring deres hvilepladser i perioderne februar-marts og maj-juni.

Der er ikke registreret nogle landgangspladser for gråsæl i projektområdet (Figur 1-3), ej heller er der registreret gråsæl under NOVANAs overvågning i selve mølleområdet (Figur 1-4), men det kan ikke udelukkes, at der findes hvilepladser nær projektområdet.

1.3 MARSVIN (PHOCOENA PHOCOENA)

Marsvinet er på udpegningsgrundlaget for tre af de omkringliggende Natura 2000 områder og forekommer i alle danske farvande. På baggrund af forskelle i genetik, morfologi og

bevægelsesmønster er marsvin opdelt i tre populationer/forvaltningsenheder: Nordsø-, Østersø- og Bælthavspopulationerne (Galatius et al. 2012; Sveegaard et al. 2015; Wiemann et al. 2010). Det er altovervejende marsvin tilhørende Bælthavspopulationen som forventes at befinde sig i

projektområdet syd for Samsø.

(22)

Bælthavsbestanden dækker den sydlige del af Kattegat, Bælthavet, Øresund og den vestlige Østersø (Sverige, Tyskland og Danmark). Marsvinet er ikke jævnt fordelt, men samler sig i såkaldte hotspots hvilket menes at være drevet af byttetilgængelighed (Sveegaard m.fl. 2012; Gilles m.fl. 2011). På baggrund af satellitsendere påsat over 130 marsvin siden 1997 er særligt vigtige områder og

migrationskorridorer er for bælthavspopulationen blevet kortlagt (Sveegaard et al. 2018; Sveegaard et al., 2015; Sveegaard et al., 2011) (Figur 5).

Figur 1-5 - Udbredelse af de satellitmærkede marsvin i bælthavsforvaltnings-området analyseret som Kernel-tætheder (desto mørkere farve desto højere tæthed) fordelt på 10-års periode to sæsoner

(Sommer: apr-sep, vinter: okt-mar). Antallet af marsvin og positioner per analyse: 1997-2006, sommer: 39 dyr/1958 pos., 1997-2006, vinter: 18 dyr/765 pos., 2007-2016, sommer: 43 dyr/1540 pos., 2007-2016, vinter:

33 dyr/1076 pos. (Kilde: Sveegaard et al. 2018).

Marsvinebestanden i Kattegat, Bælthavet, Øresund og den vestlige Østersø er optalt i absolutte antal marsvin i forbindelse med fire internationale projekter kaldet SCANS i 1994, 2005, 2012 og 2016.

Undersøgelsesområderne, der dækker Bælthavspopulationen, har imidlertid ikke været helt identiske, da populationens udbredelse først er blevet kendt i de senere år. Det er således kun optællingerne udført i 2012 og 2016 som kan direkte sammenlignes. I 1994, 2005 blev bestand i Bælthavet estimeret til henholdsvis 22.127 dyr og 13.600 dyr (Teilmann J, et al., 2008). Der var ikke var signifikant forskel på tællingerne fra 2012 og 2016 og bestanden blev her estimeret til ca. 42.324 marsvin (95% konfidensinterval: 23.368 – 76.658) (Sveegaard, S. et al., 2018). Efter tællingerne i 2018 formodede man derfor at populationen i Bælthavet var stabil på ca. 40.000 individer

(Hammond, 2017; Sveegaard, S. et al., 2018). Denne formodning blev dog udfordret efter tællinger

(23)

udført i 2020 i forbindelse med MiniSCANS-II. Baseret på tællingerne i 2020 blev populationen i Bælthavet nu estimeret til at være 17.301 marsvin (95 % CI = 11.695-25.688), hvilket var det laveste bestandsestimat siden man reviderede populationernes udbredelse i 2012 (Se Figur 1-6). Dette giver anledning til bekymring med hensyn til bælthavspopulationen udvikling og status. Forfatterne nævner dog selv at variansen mellem disse nye og især variansen på data fra 2016 betyder at der vil være behov for flere analyser og flere data for at kunne afgøre om der er tale om et egentligt fald i tætheden af marsvin i Bælthavspopulationen (Unger, B. et al., 2021). Hertil bør det også nævnes at akustisk overvågning i Flensborg Fjord, Bredgrund og farvandet omkring Als og Lillebælt har vist en stigning i akustiske detektioner af marsvin fra 2013 til 2020 (Hansen & Høgslund, 2021).

Figur 1-6 gennemsnits tæthedsestimater for undersøgelser i regionen for Bælthavspopulationen inklusive data fra det seneste MiniSCANS II undersøgelse i 2020. De røde barer indikerer estimater for populationen i Bælthavet alene, mens blå barer i nogen grad også omfatter estimater for populationen Skagerak. Kilde:

(Unger, B. et al., 2021)

Marsvinekalve er sammen med deres mor i de første 10-11 måneder fra fødslen (Lockyer & Kinze 2003; Teilmann et al., 2007) og er i den periode særligt følsomme over for forstyrrelser, som kan føre til mor-kalv separation. Bælthavsmarsvin føder deres unger i april-oktober (Lockyer and Kinze, 2003).

Antallet af nyfødte kalve stiger fra maj (her fødes 9.1% af ungerne) til juni (6.9-10.6%) og når en top i juli-august (11.5 -23.8%) (Kinze, 1990). Den sårbare periode dækker derfor hele året for

Bælthavsmarsvin.

Trusler for marsvin er ifølge IUCNs rødlistekategorier 1) Fiskeri: bifangst i net, reduceret fødetilgængelighed og ødelæggelse af levesteder, 2) Forurening fra industri og landbrug, 3)

Støjforurening, 4) Klima- og habitatændringer, 5) Rekreative aktiviteter: fysiske forstyrrelser og støj.

(24)

2 KRITERIER FOR PÅVIRKNING

Vurderingen af de mulige påvirkninger på havpattedyr er tilpasset ny viden på området og fraviger derfor fra Standardvilkår for forundersøgelser til havs (Energistyrelsen 2018) på en række punkter.

Dette er besluttet i dialog med myndighederne med udgangspunkt i ændret praksis på en række nyere projekter, herunder i forbindelse med forundersøgelserne for Energiø Bornholm, Energiø Nordsøen samt SEA ‘en for Hesselø. Afsnittet er tilpasset efter samme tilgang som i Kyhn et al.

(2021).

2.1 HØRESKADER

For så vidt angår fysiske skader på havpattedyr som følge af udsættelse for kraftig lyd følges

anbefalingerne fra USA (National Marine Fisheries Service 2016; Southall et al. 2019), der er de facto standard på området (Best Environmental Practice). Hovedlinjerne i anbefalingerne er at

grænseværdien for tilladelig eksponering af havpattedyr defineres af den mindste påvirkning der kan medføre et permanent høretab (Permanent Threshold Shift, PTS). Disse grænseværdier udregnes som kumuleret akustisk energi (eksponeret dosis, sound exposure level) over den samlede eksponering af dyret, dog begrænset til et maksimum på 24 timer. I praksis betyder dette, at dosis skal beregnes for den samlede påvirkning et dyr udsættes for når opmålingsskibet sejler forbi dyret.

Dosis beregnes fra frekvensvægtede lydtryk, hvorved der tages højde for at de forskellige arter ikke har lige god hørelse over hele frekvensspektret (Tabel 2-1).

Tabel 2-1 - Relevante grænseværdier anvendt for permanente høreskader for impulslyde. Efter Southall et al. (2019).

ART/GRUPPE VÆGTNING (SOUTHALL ET AL., 2019)

GRÆNSEVÆRDI

Sæler PCW (Phocid Carnivores in

Water)

185 dB re. 1 μPa²s

Marsvin VHF (Very High Frequency) 155 dB re. 1 μPa²s

2.2 ADFÆRDSPÅVIRKNING/HABITATTAB

Påvirkning fra støj kan også være i form af forstyrrelse af havpattedyrenes adfærd. Dette kan være i form af bortskræmning fra et større eller mindre område omkring støjkilden, hvilket svarer til et midlertidigt tab af habitat (dyrene antages at vende tilbage til området når støjkilden er væk).

Påvirkningen kan også være en ændring af adfærden uden bortskræmning, f.eks. i form af ophør af fødesøgning eller hvile (Bas et al., 2017). I begge tilfælde er effekten en negativ påvirkning af dyrenes energibalance på grund af et øget energiforbrug til flugt og mindre tid til rådighed for fødesøgning. En enkeltstående, mindre påvirkning vil næppe have nogen målbar effekt på det enkelte dyr, men effekten akkumuleres over gentagne forstyrrelser og på et tidspunkt vil påvirkningen være

tilstrækkelig til at dyrets overlevelse og/eller reproduktion påvirkes negativt. Sker dette samtidigt for et større antal individer vil den samlede effekt være en negativ påvirkning af bestanden (lavere

økologisk bæreevne og lavere vækstrate).

(25)

I praksis er det imidlertid meget vanskeligt at estimere disse påvirkninger på bestandsniveau og i praksis umuligt at måle dem direkte. Det er muligt at modellere den samlede påvirkning vha.

individbaserede modeller såsom DEPONS modellen for marsvin (Nabe-Nielsen et al., 2018) men detaljegraden af disse modeller er ikke tilstrækkelig til at de kan anvendes på enkeltprojekter, og slet ikke for så små områder som projektområdet. I stedet er de i Tabel angivne kvalitative kriterier anvendt i vurderingen. Til beregning af udstrækningen af det forstyrrerede areal er det nødvendigt at kende reaktionstærskler for støjpåvirkning for de forskellige arter. Det empiriske grundlag er ikke stort på området og kun for marsvin findes et enkelt bud på en generaliseret tærskel: 100 dB re. 1 μPa udregnet som rms-gennemsnit over 125 ms og frekvensvægtet med VHF-vægtningsfunktionen (Tougaard and Mikaelsen 2020; Tougaard et al. 2015). Derudover er der i forbindelse med

kommende retningslinjer (Jacob Tougaard, 2021 pers. com.) fastlagt en tærskelværdi på 103 dB, som også behandles i nærværende notat. For de øvrige arter findes der ikke generaliserede

reaktionstærskler, dvs. tærskler udtrykt ved et modtaget lydtryk, evt. frekvensvægtet som for marsvin.

I stedet må man sammenholde konkrete målte reaktionsafstande til konkrete lydkilder og foretage en kvalitativ vurdering af, hvor sammenlignelige de empiriske data er med støjpåvirkningen fra det aktuelle måleudstyr i forundersøgelsen.

Tabel 2-2 - Kriterier for vurdering af påvirkning af adfærd hos havpattedyr. Tilpasset fra Sveegaard et al.

(2017) jf. Kyhn et al. 2021.

PÅVIRKNING KRITERIER/BETINGELSER

Ubetydelig Antallet af påvirkede individer er ubetydeligt i

forhold til populationens størrelse. Den samlede påvirkning af levested i området er ubetydelig.

Lille Kortvarig forstyrrelse af en mindre del af det

tilgængelige areal, som er uden betydning for dyrenes tidsbudget og energibalance.

Medium Betydelig forstyrrelse af betydelige dele af det

tilgængelige areal og/eller over et betydeligt tidsrum, med (midlertidigt) habitattab til følge og herved påvirkning af energibalancen for et betydeligt antal individer.

Betydelig Svære forstyrrelser af store områder gennem

længere tidsrum, med betydeligt (midlertidigt) habitattab til følge og heraf påvirkning af individers energibudget i en grad, der påvirker dyrenes overlevelses- og ynglesucces.

Når den samlede påvirkning skal vurderes, er det væsentligt at tage områdets betydning i betragtning og den pågældende bestands følsomhed. I områder af mindre betydning kan der således accepteres en større påvirkning end i vigtige områder, såsom yngle-områder eller vigtige fourageringsområder.

På samme måde kan bestande i gunstig bevaringsstatus tåle større påvirkning end bestande, der er vurderet at have ugunstig bevaringsstatus. Se Tabel .

(26)

Tabel 2-3 - Vurderingskategorier og baggrund for vurdering af en bestands eller et områdes følsomhed over for forstyrrelser. Tilpasset fra Sveegaard et al. (2017) jf. Kyhn et al. 2021.

FØLSOMHED KRITERIER

Lav Populationen er i gunstig bevaringsstatus. Det

påvirkede område inkluderer ikke regionalt vigtige områder anvendt til at yngle, fouragere eller til migration.

Moderat Populationen er vurderet som havende ugunstig

bevaringstilstand, men det påvirkede område inkluderer ikke regionalt vigtige områder anvendt til at yngle, fouragere eller til migration,

eller,

Populationen er i gunstig bevaringsstatus og det påvirkede område inkluderer vigtige områder anvendt til at yngle, fouragere eller til migration.

Høj Populationen er vurderet at have ugunstig

bevaringsstatus og det påvirkede område inkluderer regionalt vigtige områder anvendt til at yngle, fouragere eller til migration.

For bilag II-arter havpattedyrene, marsvin, gråsæl og spættet sæl, for hvilke der er udpeget

beskyttede (Natura 2000) områder, er der foretaget en vurdering af påvirkningen af habitatområderne.

Der findes ingen de facto standard herfor for marine områder og arter, der bevæger sig i så stort omfang som havpattedyr gør. De bedst tilgængelige retningslinjer i øjeblikket er anbefalinger fra Joint Nature Conservation Society til de britiske myndigheder vedrørende forstyrrelser (JNCC, 2020a), der er fulgt nedenfor. Disse anbefalinger kan sammenfattes i to krav:

• Aktiviteten må ikke forstyrre mere end 20% af det relevante areal på noget tidspunkt.

• Det forstyrrede areal må ikke overstige 10% i gennemsnit over perioden.

Disse kriterier er udviklet af JNCC til brug for vurderinger for byggeri af havvindmølleparker i

nærheden af habitatområder. Det giver i sagens natur en betydelig forskel på vurderingen afhængigt af habitatområdernes størrelse. I Østersøen findes en række meget små habitatområder og det vil derfor være langt vanskeligere at overholde kriterierne. I mangel af retningslinjer fra danske

myndigheder på området er vurderingen blevet gennemført med JNCCs kriterier, tolket i en streng og en mindre streng udlægning, hhv.:

• Påvirkningen af hvert enkelt habitatområde må ikke overstige grænserne nævnt ovenfor (henholdsvis 20% og 10%)

• Den samlede påvirkning af sammenhængende habitatområder udpeget for den samme art må ikke overstige grænserne nævnt ovenfor (henholdsvis 20% og 10%).

Dette gælder også selvom habitatområderne ligger i forskellige lande. Med sammenhængende menes fysisk tilstødende eller associeret med den samme fysiske struktur i havbunden.

(27)

I JNCCs vejledning udregnes den gennemsnitlige forstyrrelse over hele sæsonen (sommer eller vinter). I vurderingen af forundersøgelserne er den gennemsnitlige påvirkning alene vurderet over den periode forundersøgelserne

forventes at vare, hvilket giver et markant højere gennemsnit end hvis det var udregnet over en hel sæson.

(28)

3 MULIGE PÅVIRKNINGER

Et nyt studie har undersøgt de støjkilder der typisk anvendes i forbindelse med geofysiske undersøgelser samt relateret denne støj til det frekvensområde hvor forskellige grupper af

havpattedyr hører bedst (Pace et al. 2021). Studiet baseres på egentlige målinger af den støj som generes både enkeltvis for hvert instrument samt den samlede støj når flere instrumenter anvendes samtidigt. Relevante arter i henhold til det konkret projekt er marsvin og sæler som hver især høre til undergrupperne frekvensvægtet med VHF-vægtningsfunktionen (VHF) og frekvensvægtet med PCW- vægtningsfunktionen.

I artiklen er der blevet målt på udstyr af typen:

- Sparker Source and Streamer (Geometrics) - Sub-bottom Profiler (SBP) Innomar SES-2000

- Multi-Beam Echo Sounder (MBES) Kongsberg EM2040 - Side Scan Sonar (SSS) EdgeTech 4200

- Side Scan Sonar (SSS) EdgeTech 4200 med USBL

Studiet viste at marsvin havde risiko for at pådrage sig permanente høreskader (PTS) og midlertidig hørenedsættelse (TTS) i en afstand på optil henholdsvis 16,9 m (90% CI range) og 502,2 m (90% CI range) meter fra undersøgelsesskibet når alle instrumenter kørte samtidigt.

Visuel og/eller akustisk overvågning for tilstedeværelsen af havpattedyr før udstyret tændes vil således effektivt kunne afhjælpe/minimere at den type påvirkninger.

I forhold til adfærdspåvirkninger har studiet Pace et al. (2021) også beregnet på påvirkningen af de enkelte instrumenter hver for sig. I det følgende beskrives kun det udstyr som ønskes anvendt i forbindelse med det konkrete projekt relateret i forhold til adfærdspåvirkninger.

I forundersøgrelserne for Paludan Flak Havmøllepark forventes følgende udstyr anvendt:

- Sub-bottom Profiler (SBP) Innomar SES-2000 - Multi-Beam Echo Sounder (MBES)

- Side scan sonar (SSS) uden USBL

Både for de gennemførte målinger for Multi-beam og for Side scan sonar (SSS) uden USBL kunne påvirkningen ikke vurderes entydigt. Der blev dog ikke målt nogen stigning i baggrundsstøjniveauerne for tests med dette udstyr eller subharmoniske målinger under 128 kHz. Baseret på data ser det således ud til, at disse kilder ikke udsender betydelige lydniveauer inden for frekvenserne hvor hørelsen er bedst, for hverken sæl, marsvin eller øvrige af de inkluderede havpattedyrarter/grupper (Pace, F. et al., 2021). Ikke desto mindre er der stadig potentiale for, at disse udstyrstyper kan blive

”opdaget” og føre til maskering eller mindre adfærdsmæssige påvirkninger for meget højfrekvente hvaler. Baseret herpå er det alene Sub-bottom Profiler (SBP) som forventes at påvirke

havpattedyrene ved de kommende undersøgelserne. De konkrete målte påvirkningsafstande i Nordsøen er 597 m (731m, 90% CI range m) for marsvin på som er den mest følsomme art. Der vil i

(29)

forbindelse med de kommende forundersøgelser blive anvendt soft start procedure jf. Energistyrelsen (2018), hvilket betyder at undersøgelsen afbrydes såfremt der observeres havpattedyr indenfor 500 m af undersøgelsesskibet, hvor ved det areal hvori dyrene adfærd muligvis påvirkes reduceres

betydeligt.

Nærværende undersøgelser omfatter en langt mindre udstyrspakke end for det gennemførte studie i Nordsøen (Pace et al. 2021). Hertil kommer selvfølgelig at man ikke direkte kan overføre de måle data fra Nordsøen til det konkrete projektområde, om end de målte påvirkningsafstande må forventes at være på samme niveau ved anvendes af samme udstyrs type og model samt sammenlignelige dybder og overfladesediment som i projektområdet (dybden er lidt laver i projektområdet end det område i Nordsøen hvor målingerne foretaget).

Påvirkninger fra forundersøgelser vurderes derfor at udgøre en ubetydelig påvirkning på bestanden af bælthavsmarsvin.

Høreskader - marsvin

Marsvin, der opholder sig i en afstand < 100 m fra survey skibet når udstyret tændes vurderes dog potentielt at være i risiko for at få en permanent hørenedsættelse (PTS). Når først skibet er i bevægelse med aktiv sparker/SBP vil marsvin reagere på lyden i stor afstand og dermed ikke nå indenfor den kritiske afstand. Risikoen for at marsvin befinder sig indenfor den kritiske afstand ved start af udstyret kan reduceres betydeligt ved at anvende en passende procedure for start, hvor den udsendte energi og/eller den anvendte skudfrekvens langsomt øges over en periode (soft start/ramp up) for at give marsvin tid til at svømme ud i sikker afstand, inden der udsendes lyd med fuld energi.

Samlet set vurderes påvirkningen på marsvin i kraft af permanent hørenedsættelse at være ubetydelig, hvis en passende procedure for start af udstyret (soft start) gennemføres. Af hensyn til beskyttelsen af havpattedyr skal der anvendes soft start procedure i overensstemmelse med fremgangsmåden jf. Energistyrelsen (2018) (Figur 3-1). Ved anvendelse af soft start / ramp up hver gang udstyret tændes gives marsvin tid til at forlade området inden der skrues fuldt op. Soft start / ramp up skal også anvendes efter pause i skydningen på over 20 min.

(30)

Figur 3-1 Energistyrelsen 2018. Anvendelse af soft start / ramp up procedure i forbindelse med overvågning af havpattedyr under seismiske undersøgelser.

I modsætning til marsvin, findes der ingen specifikke studier af reaktioner på geofysiske undersøgelser og der findes ikke generaliserede tærskler for sæler (Kyhn et al. 2021).

Sammenlignende studier af reaktioner på f.eks. lyd fra sælskræmmere viser, at sæler reagerer mindre på disse signaler end marsvin gør (Mikkelsen et al., 2017). Samtidigt viser studier af sælers reaktioner på pæleramning i forbindelse med vindmøllebyggerier, at sælerne reagerer på disse lyde på afstande, der er sammenlignelige med reaktionsafstande for marsvin (Russell et al., 2016), hvilket kan tænkes forklaret med sælernes bedre hørelse ved de lavere frekvenser. Samlet set vurderes det som usandsynligt at sæler reagerer ved større afstand end marsvin på udstyret, dvs. de vurderes at reagere i en afstand ca. 500 meter fra survey skibet.

Høreskader - sæler

Sæler vurderes at være betydeligt mindre følsomme overfor at få hørenedsættelse som følge af støjpåvirkning (Southall et al. 2019), med modellerede maksimale påvirkningsafstande på < 100 meter. Da sæler yderligere, i modsætning til marsvin, kan stikke hovedet op af vandet og gør dette ved påvirkning af støj (se f.eks. Blackwell et al. 2004; Kvadsheim et al. 2010) vil dyrene derfor aktivt kunne reducere påvirkningen og dermed risikoen for at erhverve sig høreskader. Påvirkningen af forundersøgelserne på spættet sæl og gråsæl i form af høretab som følge af forundersøgelserne vurderes at være ubetydelig.

(31)

Der vil jf. Energistyrelsen (2018) blive anvendt soft start / ramp up hver gang udstyret tændes for at give sælerne tid til at forlade området inden der skrues fuldt op. Soft start / ramp up vil også blive anvendt efter pause i skydningen på over 20 min (se Figur 3-1).

(32)

4 KONKLUSION

Påvirkninger fra undervandsstøj i forbindelse med geofysiske forundersøgelser for den planlagte Paludan Flak havmøllepark er blevet vurderet for de relevante arter af havpattedyr. Vurderingerne kan opsummeres som følger:

Høretab

Risikoen for at havpattedyr pådrager sig permanent høretab som følge af forundersøgelserne er alene knyttet til tidspunkter, hvor det seismiske udstyr startes. Det vurderes, at marsvin og sæler vil have en risiko for at pådrage sig et permanent høretab, hvis de opholder sig i nærheden af

surveyskibet ved opstart af udstyret.

For sæler er den kritiske afstand modelleret til at være indenfor 100 m fra surveyskibet, afhængig af geografisk position og placering i forhold til skibets sejlretning. For marsvin er den tilsvarende kritiske afstand ligeledes modelleret til at være <100 m af surveyskibet.

Risikoen for at sæler og marsvin pådrager sig permanent høretab kan reduceres ved at gennemføre en dertil egnet gradvis opstart af udstyret (soft start).

Påvirkningen på populationerne af marsvin fra permanent hørenedsættelse vurderes at være ubetydelig, såfremt soft start anvendes. Påvirkningsafstande for sæler vurderes at være så små, at risikoen reelt er ubetydelig.

Adfærdspåvirkninger

Det vurderes, at marsvin vil reagere på støjen fra forundersøgelserne i betydelig afstand fra surveyskibet, på op til 500 meter. Det vurderes at sæler vil reagere på forundersøgelserne i op til samme afstand som marsvin.

Forundersøgelsen er er relativt kortvarig (skønnet 21 døgn inden for en periode på 33 dage inkl.

vejrlig og re-runs grundet vejr, vind, strøm, operatør fejl mm.), vurderes det, at påvirkningen på de respektive bestande af Bælthavsmarsvin, spættet sæl og gråsæl er ubetydelig

Påvirkning af Natura 2000-områder

De nærmeste Natura 2000-områder med havpattedyr på udpegningsgrundlaget ligger uden for den afstand der vurderes at give adfærdsændringer både for marsvin og sæler. Det vurderes ikke, at forundersøgelser vil have en negativ effekt på udpegningsgrundlaget i disse, eller andre Natura 2000- områder.

(33)

5 REFERENCER

Bas, A.A., F. Christiansen, A.A. Öztürk, B. Öztürk, and C. McIntosh. 2017. The effects of marine traffic on the behaviour of Black Sea harbour porpoises (Phocoena phocoena relicta) within the Istanbul Strait, Turkey.

PLOS ONE. 12:e0172970.

Blackwell, S.B., J.W. Lawson, and M.T. Williams. 2004. Tolerance by ringed seals (Phoca hispida) to impact pipe-driving and construction sounds at an oil production island. J. Acoust. Soc. Am. 115:2346-2357.

Boness, D.J., Bowen, W. D., Buhleier, B. M., & Marshall, G. J. 2006. Mating tactics and mating system of an aquatic-mating pinniped: The harbor seal, Phoca vitulina. Behavioral Ecology and Sociobiology, 61. 61:119- 130.

Dietz, R., J. Teilmann, S.M. Andersen, F. Rigét, and M.T. Olsen. 2013. Movements and site fidelity of harbour seals (Phoca vitulina) in Kattegat, Denmark, with implications for the epidemiology of the phocine distemper virus. ICES Journal of Marine Science. 70:186-195.

Energistyrelsen. 2018. Standardvilkår for forundersøgelser til havs.

Galatius, A., C.C. Kinze, and J. Teilmann. 2012. Population structure of harbour porpoises in the Baltic region:

evidence of separation based on geometric morphometric comparisons. Journal of the Marine Biological Association of the United Kingdom. 92:1669-1676.

Gilles, A., S. Adler, K. Kaschner, M. Scheidat, and U. Siebert. 2011. Modelling harbour porpoise seasonal density as a function of the German Bight environment: implications for management. Endangered Species Research 14:157–169

Hammond, P.S., C. Lacey, A. Gilles, S. Viquerat, P. Börjesson, H. Herr, K. Macleod, V. Ridoux, M.B. Santos, M. Scheidat, J. Teilmann, J. Vingada, and N. Øien. 2017. Estimates of cetacean abundance in European Atlantic waters in summer 2016 from the SCANS-III aerial and shipboard surveys. SCANS III.

Härkönen, T., R. Dietz, P. Reijnders, J. Teilmann, K.C. Harding, A. Hall, S. Brasseur, U. Siebert, S.J. Goodman, P.D. Jepson, T.D. Rasmussen, and P. Thompson. 2006. A review of the 1988 and 2002 phocine distemper virus epidemics in European harbour seals. Diseases of Aquatic Organisms. 68:115-130.

JNCC. 2020a. Guidance for assessing the significance of noise disturbance against Conservation Objectives of harbour porpoise SACs. (England, Wales & Northern Ireland).

Kinze, C.C. 1990. The harbour porpoise (Phocoena phocoena, L., 1758) stock identification and migration patterns in Danish and adjacent waters. . Vol. Ph.D. University of Copenhagen.

Kyhn, L.A., Sveegaard, S., Galatius, A., Teilmann, J., Tougaard, J. & Mikaelsen, M. 2021. Geotekniske og geofysiske forundersøgelser til Energiø Østersø. Vurdering af påvirkning på havpattedyr. Aarhus Universitet, DCE – Nationalt Center for Miljø og nergi, 44 s. - Videnskabelig rapport nr. 432

http://dce2.au.dk/pub/SR432.pdf

Kvadsheim, P.H., E.M. Sevaldsen, L.P. Folkow, and A.S. Blix. 2010. Behavioural and Physiological Responses of Hooded Seals (Cystophora cristata) to 1 to 7 kHz Sonar Signals. Aquatic Mammals. 36:239-247.

Lockyer, C., and C. Kinze. 2003. Status, ecology and life history of harbour porpoise (Phocoena phocoena), in Danish waters. NAMMCO Sci. Publ . . 5:143-176.

Mikkelsen, L., L. Hermannsen, K. Beedholm, P.T. Madsen, and J. Tougaard. 2017. Simulated seal scarer sounds scare porpoises, but not seals: species-specific responses to 12 kHz deterrence sounds. Roy.Soc.Open Sci.

4:170286.

(34)

Nabe-Nielsen, J., F.M. van Beest, V. Grimm, R.M. Sibly, J. Teilmann, and P.M. Thompson. 2018. Predicting the impacts of anthropogenic disturbances on marine populations. Cons. Lett.

National Marine Fisheries Service. 2016. Technical guidance for assessing the effects of anthropogenic sound on marine mammal hearing underwater acoustic thresholds for onset of permanent and temporary threshold shifts. NOAA Technical Memorandum NMFS-OPR-55, Silver Spring, MD. 178.

Miljøstyrelsen, 2020 https://mst.dk/natur-vand/natur/natura-2000/natura-2000- omraaderne/udpegningsgrundlag/opdatering-af-udpegningsgrundlaget/

NOVANA 2021a https://novana.au.dk/arter/arter-2016/pattedyr/marsvin/

NOVANA 2021b https://novana.au.dk/arter/arter-2016/pattedyr/spaettet-sael/

NOVANA 2021c https://novana.au.dk/arter/arter-2016/pattedyr/graasael

Pace, F., C. Robinson, C.E. Lumsden, and S.B. Martin. 2021. Underwater Sound Sources Characterisation Study: Energy Island, Denmark. Document 02539, Version 2.1. Technical report by JASCO Applied Sciences for Fugro Netherlands Marine B.V.

Russell, D.J.F., G.D. Hastie, D. Thompson, V.M. Janik, P.S. Hammond, L.A.S. Scott-Hayward, J.

Matthiopoulos, E.L. Jones, and B.J. McConnell. 2016. Avoidance of wind farms by harbour seals is limited to pile driving activities. J. Appl. Ecol.:1-11.

Southall, B.L., J.J. Finneran, C. Reichmuth, P.E. Nachtigall, D.R. Ketten, A.E. Bowles, W.T. Ellison, D.P.

Nowacek, and P.L. Tyack. 2019. Marine Mammal Noise Exposure Criteria: Updated Scientific Recommendations for Residual Hearing Effects. Aquatic Mammals. 45:125-232.

Sveegaard, S., J. Teilmann, J. Tougaard, R. Dietz, K. Mouritsen, G. Desportes, and U. Siebert. 2011. High- density areas for harbor porpoises (Phocoena phocoena) identified by satellite tracking. Marine Mammal Science. 27:230-246.

Sveegaard S, Nabe-Nielsen J, Stæhr K-J, Jensen TF, Mouritsen KN, Teilmann J. 2012. Spatial interactions between marine predators and their prey: herring abundance as a driver for the distributions of mackerel and harbour porpoise. Marine Ecology - Progress Series. 468: 245-253

Sveegaard, S., A. Galatius, R. Dietz, L. Kyhn, J.C. Koblitz, M. Amundin, J. Nabe-Nielsen, M.-H.S. Sinding, L.W. Andersen, and J. Teilmann. 2015. Defining management units for cetaceans by combining genetics, morphology, acoustics and satellite tracking. Global Ecology and Conservation. 3:839-850.

Sveegaard, S., A. Galatius, and J. Tougaard. 2017. Marine mammals in Finnish, Russian and Estonian waters in relation to the Nord Stream 2 project. Expert Assessment. Aarhus University, DCE – Danish Centre for Environment and Energy, 80 pp. Scientific Report from DCE – Danish Centre for Environment and Energy No.

238. 80. https://dce2.au.dk/pub/SR238.pdf

Sveegaard, S., Galatius, A. og Teilmann, J. 2018. I: Hansen, J.W. (red.) 2018: Marine områder 2016.

NOVANA. Aarhus Universitet, DCE – Nationalt Center for Miljø og Energi, 140 s. - Videnskabelig rapport fra DCE - Nationalt Center for Miljø og Energi nr. 253, http://dce2.au.dk/pub/SR253.pd

Sveegaard, S., A. Galatius, & J. Teilmann 2019. Havpattedyr - sæler og marsvin. I Hansen J.W. & Høgslund S.

(red.) 2019. Marine områder 2018. NOVANA. Aarhus Universitet, DCE –Nationalt Center for Miljø og Energi, 156 s. - Videnskabelig rapport fra DCE nr. 355. http://dce2.au.dk/pub/SR355.pdf

Søgaard, B., P. Wind, S. Sveegaard, A. Galatius, J. Teilmann, O.R. Therkildsen, P. Mikkelsen, and J. Bladt.

2018. Arter 2016. Novana. In Videnskabelig rapport fra DCE - Nationalt Center for Miljø og Energi Vol. 262.

D.-N.C.f.M.o.E. Aarhus Universitet, editor. 40. https://dce2.au.dk/pub/SR262.pdf

(35)

Teilmann, J., and A. Galatius. 2018. Harbor Seal: Phoca vitulina. In Encyclopedia of Marine Mammals (Third Edition). B. Würsig, J.G.M. Thewissen, and K.M. Kovacs, editors. Academic Press. 451-455.

Teilmann, J., F. Larsen, and G. Desportes. 2007. Time allocation and diving behaviour of harbour porpoises (Phocoena phocoena) in Danish and adjacent waters. J.Cet.Res.Managem. 9.

Tougaard, J., and M. Mikaelsen. 2020. Effects of larger turbines for the offshore wind farm at Krieger's Flak, Sweden. Addendum with revised and extended assessment of impact on marine mammals. Aarhus University, DCE – Danish Centre for Environment and Energy, 32 pp. Scientific Report No. 366.

https://dce2.au.dk/pub/SR366.pdf

Tougaard, J., S. Sveegaard, and A. Galatius. 2020 (b). Marine mammal species of relevance for assessment of impact from pile driving in Danish waters. Background note to revision of guidelines from the Danish Energy Agency. Draft., Roskilde.

Tougaard, J., A.J. Wright, and P.T. Madsen. 2015. Cetacean noise criteria revisited in the light of proposed exposure limits for harbour porpoises. Mar. Pollut. Bull. 90:196-208.

Unger, B., Nachtsheim, D., Ramírez Martínez, N., Siebert, U., Sveegaard, S., Kyhn, L., Balle, J.D., Teilmann, J., Carlström, J., Owen, K., Gilles, A. 2021. MiniSCANS-II: Aerial survey for harbour porpoises in the western Baltic Sea, Belt Sea, the Sound and Kattegat in 2020. Joint survey by Denmark, Germany and Sweden. Final report to Danish Environmental Protection Agency, German Federal Agency for Nature Conservation and Swedish Agency for Marine and Water Management. 28 pp.

Wiemann, A., L.W. Andersen, P. Berggren, U. Siebert, H. Benke, J. Teilmann, C. Lockyer, I. Pawliczka, K.

Skora, A. Roos, T. Lyrholm, K.B. Paulus, V. Ketmaier, and R. Tiedemann. 2010. Mitochondrial Control Region and microsatellite analyses on harbour porpoise (Phocoena phocoena) unravel population differentiation in the Baltic Sea and adjacent waters. Conserv. Genet