REQUEST FOR REGULATIONS AND LETTERS OF AUTHORIZATION  FOR THE INCIDENTAL TAKING OF MARINE MAMMALS  RESULTING FROM U.S. NAVY TRAINING AND TESTING ACTIVITIES  IN THE NORTHWEST TRAINING AND TESTING STUDY AREA  Submitted to:  Office of Protected Resources  National Marine Fisheries Service  1315 East‐West Highway  Silver Spring, Maryland 20910‐3226  Submitted by:  Commander, United States Pacific Fleet  250 Makalapa Drive  Joint Base Pearl Harbor‐Hickam, HI 96860‐3131    Navy System Commands (Naval Sea Systems Command and Naval Air Systems Command),   as Represented by Commander, Naval Sea Systems Command 1333 Isaac Hull Avenue, SE Washington Navy Yard, DC 20376   Revised 19 December 2019    Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Acronyms and Abbreviations    TABLE OF CONTENTS  1  DESCRIPTION OF SPECIFIED ACTIVITY ........................................................................................... 1  1.1  INTRODUCTION ..................................................................................................................................... 1  1.2  BACKGROUND ....................................................................................................................................... 4  1.3  OVERVIEW OF TRAINING AND TESTING ACTIVITIES ......................................................................................  4    Primary Mission Areas.....................................................................................................................4         1.3.1.1  Anti‐Submarine Warfare .................................................................................................................5    1.3.1.2  Expeditionary Warfare ....................................................................................................................6    1.3.1.3  Mine Warfare ..................................................................................................................................6    1.3.1.4  Surface Warfare ..............................................................................................................................6      1.3.1.5  Other Activities................................................................................................................................7 Overview of Navy Activities Within the Study Area.........................................................................7        1.4  DESCRIPTION OF ACOUSTIC AND EXPLOSIVE STRESSORS ...............................................................................  8    Acoustic Stressors............................................................................................................................8           1.4.1.1  Sonar and Other Transducers..........................................................................................................9 Explosive Stressors.........................................................................................................................12               1.4.2.1  Explosions in Water.......................................................................................................................13 1.5  PROPOSED ACTION ..............................................................................................................................  14    Training and Testing Activities ......................................................................................................14           Summary of Acoustic and Explosive Sources Analyzed for Training and Testing ..........................23         Vessel Movements.........................................................................................................................27       Standard Operating Procedures ....................................................................................................28       Mitigation Measures .....................................................................................................................29 2  DATES, DURATION, AND SPECIFIED GEOGRAPHIC REGION ......................................................... 31  2.1  OFFSHORE AREA ................................................................................................................................. 32    Airspace.........................................................................................................................................32             Sea and Undersea Space ...............................................................................................................33 2.2  INLAND WATERS ................................................................................................................................. 33    Airspace.........................................................................................................................................33             Sea and Undersea Space ...............................................................................................................37       2.2.2.1  Explosive Ordnance Disposal Underwater Ranges........................................................................37       2.2.2.2  Surface and Subsurface Testing Sites............................................................................................37     2.2.2.3  Pierside Testing Facilities ..............................................................................................................38       2.2.2.4  Navy Surface Operations Areas.....................................................................................................38 2.3  WESTERN BEHM CANAL, ALASKA ...........................................................................................................  38  3  SPECIES AND NUMBERS OF MARINE MAMMALS ........................................................................ 41  3.1  SPECIES KNOWN TO OCCUR IN THE STUDY AREA .......................................................................................  41  3.2  SPECIES UNLIKELY TO OCCUR IN THE STUDY AREA .....................................................................................  41  4  AFFECTED SPECIES STATUS AND DISTRIBUTION..........................................................................    45  4.1  MYSTICETES ....................................................................................................................................... 45    Blue Whale (Balaenoptera musculus) ...........................................................................................45         4.1.1.1  Status and Management ...............................................................................................................45     4.1.1.2  Geographic Range and Distribution ..............................................................................................45       4.1.1.3  Population and Abundance...........................................................................................................47   Fin Whale (Balaenoptera physalus)...............................................................................................48           4.1.2.1  Status and Management ...............................................................................................................48   Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Acronyms and Abbreviations    4.1.2.2  4.1.2.3    4.1.3.1  4.1.3.2  4.1.3.3    4.1.4.1  4.1.4.2  4.1.4.3    4.1.5.1  4.1.5.2  4.1.5.3    4.1.6.1  4.1.6.2  4.1.6.3    4.1.7.1  4.1.7.2  4.1.7.3      Geographic Range and Distribution ..............................................................................................48       Population and Abundance...........................................................................................................49 Gray Whale (Eschrichtius robustus)...............................................................................................49         Status and Management ...............................................................................................................49     Geographic Range and Distribution ..............................................................................................50       Population and Abundance...........................................................................................................53 Humpback Whale (Megaptera novaeangliae) ..............................................................................54         Status and Management ...............................................................................................................54     Geographic Range and Distribution ..............................................................................................55       Population and Abundance...........................................................................................................57 Minke Whale (Balaenoptera acutorostrata) .................................................................................57         Status and Management ...............................................................................................................57     Geographic Range and Distribution ..............................................................................................57       Population and Abundance...........................................................................................................58 North Pacific Right Whale (Eubalaena japonica) ..........................................................................59         Status and Management ...............................................................................................................59     Geographic Range and Distribution ..............................................................................................59       Population and Abundance...........................................................................................................60 Sei Whale (Balaenoptera borealis) ................................................................................................60         Status and Management ...............................................................................................................60     Geographic Range and Distribution ..............................................................................................60       Population and Abundance...........................................................................................................61 4.2  ODONTOCETES .................................................................................................................................... 61  Baird’s Beaked Whale (Berardius bairdii)......................................................................................61             4.2.1.1  Status and Management ...............................................................................................................61     4.2.1.2  Geographic Range and Distribution ..............................................................................................61       4.2.1.3  Population and Abundance...........................................................................................................62   Common Bottlenose Dolphin (Tursiops truncatus)........................................................................62           4.2.2.1  Status and Management ...............................................................................................................62     4.2.2.2  Geographic Range and Distribution ..............................................................................................62       4.2.2.3  Population and Abundance...........................................................................................................63   Cuvier’s Beaked Whale (Ziphius cavirostris) ..................................................................................63         4.2.3.1  Status and Management ...............................................................................................................63     4.2.3.2  Geographic Range and Distribution ..............................................................................................63       4.2.3.3  Population and Abundance...........................................................................................................64   Dall’s Porpoise (Phocoenoides dalli)..............................................................................................64           4.2.4.1  Status and Management ...............................................................................................................64     4.2.4.2  Geographic Range and Distribution ..............................................................................................64       4.2.4.3  Population and Abundance...........................................................................................................65 Dwarf Sperm Whale (Kogia sima) .................................................................................................65           4.2.5.1  Status and Management ...............................................................................................................65     4.2.5.2  Geographic Range and Distribution ..............................................................................................66       4.2.5.3  Population and Abundance...........................................................................................................66 Harbor Porpoise (Phocoena phocena)...........................................................................................66             4.2.6.1  Status and Management ...............................................................................................................66     4.2.6.2  Geographic Range and Distribution ..............................................................................................66       4.2.6.3  Population and Abundance...........................................................................................................67   Killer Whale (Orcinus orca)............................................................................................................67           4.2.7.1  Status and Management ...............................................................................................................67     4.2.7.2  Geographic Range and Distribution ..............................................................................................69       4.2.7.3  Population and Abundance...........................................................................................................71   Mesoplodont Beaked Whales (Mesoplodon spp.).........................................................................71         Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Acronyms and Abbreviations    4.2.8.1  4.2.8.2  4.2.8.3    4.2.9.1  4.2.9.2  4.2.9.3    4.2.10.1  4.2.10.2  4.2.10.3    4.2.11.1  4.2.11.2  4.2.11.3    4.2.12.1  4.2.12.2  4.2.12.3    4.2.13.1  4.2.13.2  4.2.13.3    4.2.14.1  4.2.14.2  4.2.14.3    4.2.15.1  4.2.15.2  4.2.15.3    4.2.16.1  4.2.16.2  4.2.16.3      Status and Management ...............................................................................................................71     Geographic Range and Distribution ..............................................................................................72       Population and Abundance...........................................................................................................73 Northern Right Whale Dolphin (Lissodelphis borealis) ..................................................................73         Status and Management ...............................................................................................................73     Geographic Range and Distribution ..............................................................................................74       Population and Abundance...........................................................................................................74 Pacific White‐Sided Dolphin (Lagenorhynchus obliquidens)..........................................................74         Status and Management ...............................................................................................................74     Geographic Range and Distribution ..............................................................................................75       Population and Abundance...........................................................................................................75 Pygmy Sperm Whale (Kogia breviceps) .........................................................................................76         Status and Management ...............................................................................................................76     Geographic Range and Distribution ..............................................................................................76       Population and Abundance...........................................................................................................76 Risso’s Dolphin (Grampus griseus) ................................................................................................76         Status and Management ...............................................................................................................76     Geographic Range and Distribution ..............................................................................................77       Population and Abundance...........................................................................................................77 Short‐Beaked Common Dolphin (Delphinus delphis).....................................................................77           Status and Management ...............................................................................................................77     Geographic Range and Distribution ..............................................................................................78       Population and Abundance...........................................................................................................78 Short‐finned Pilot Whale (Globicephala macrorhynchus) .............................................................78         Status and Management ...............................................................................................................78     Geographic Range and Distribution ..............................................................................................79       Population and Abundance...........................................................................................................79 Sperm Whale (Physeter macrocephalus).......................................................................................79           Status and Management ...............................................................................................................79     Geographic Range and Distribution ..............................................................................................79       Population and Abundance...........................................................................................................80 Striped Dolphin (Stenella coeruleoalba) ........................................................................................80         Status and Management ...............................................................................................................80     Geographic Range and Distribution ..............................................................................................80       Population and Abundance...........................................................................................................81 4.3  PINNIPEDS .......................................................................................................................................... 81  California Sea Lion (Zalophus californianus) .................................................................................81           4.3.1.1  Status and Management ...............................................................................................................81     4.3.1.2  Geographic Range and Distribution ..............................................................................................81       4.3.1.3  Population and Abundance...........................................................................................................83   Guadalupe Fur Seal (Arctocephalus townsendi)............................................................................84           4.3.2.1  Status and Management ...............................................................................................................84     4.3.2.2  Geographic Range and Distribution ..............................................................................................84       4.3.2.3  Population and Abundance...........................................................................................................85   Harbor Seal (Phoca vitulina)..........................................................................................................85           4.3.3.1  Status and Management ...............................................................................................................85     4.3.3.2  Geographic Range and Distribution ..............................................................................................85       4.3.3.3  Population and Abundance...........................................................................................................87 Northern Elephant Seal (Mirounga angustirostris) .......................................................................88           4.3.4.1  Status and Management ...............................................................................................................88     4.3.4.2  Geographic Range and Distribution ..............................................................................................88       4.3.4.3  Population and Abundance...........................................................................................................90   Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Acronyms and Abbreviations      4.3.5.1  4.3.5.2  4.3.5.3    4.3.6.1  4.3.6.2  4.3.6.3  5  Northern Fur Seal (Callorhinus ursinus).........................................................................................90           Status and Management ...............................................................................................................90     Geographic Range and Distribution ..............................................................................................90       Population and Abundance...........................................................................................................92 Steller Sea Lion (Eumetopias jubatus) ...........................................................................................92         Status and Management ...............................................................................................................92     Geographic Range and Distribution ..............................................................................................93       Population and Abundance...........................................................................................................96 TYPE OF INCIDENTAL TAKING AUTHORIZATION REQUESTED ...................................................... 97  5.1  INCIDENTAL TAKE REQUEST FROM ACOUSTIC AND EXPLOSIVE SOURCES ........................................................ 98    Incidental Take Request from Acoustic and Explosive Sources for Training Activities ..................99           Incidental Take Request from Acoustic and Explosive Sources for Testing Activities ..................102 5.2  VESSEL STRIKES ................................................................................................................................. 105  6  TAKE ESTIMATES FOR MARINE MAMMALS...............................................................................    107  6.1  6.2  6.3  6.4  ESTIMATED TAKE OF MARINE MAMMALS BY ACOUSTIC AND EXPLOSIVE SOURCES ....................................... 107  CONCEPTUAL FRAMEWORK FOR ASSESSING EFFECTS FROM SOUND‐PRODUCING ACTIVITIES .......................... 107  HEARING AND VOCALIZATION ..............................................................................................................  110  ACOUSTIC STRESSORS ........................................................................................................................  114    Background .................................................................................................................................114         6.4.1.1  Injury ...........................................................................................................................................114     6.4.1.2  Hearing Loss ................................................................................................................................118     6.4.1.3  Physiological Stress .....................................................................................................................122     6.4.1.4  Masking .......................................................................................................................................125       6.4.1.5  Behavioral Reactions...................................................................................................................129     6.4.1.6  Stranding .....................................................................................................................................143     6.4.1.7  Long‐Term Consequences ...........................................................................................................145   Impacts from Sonar and Other Transducers................................................................................150           6.4.2.1  Methods for Analyzing Impacts from Sonars and Other Transducers ........................................150     6.4.2.2  Impact Ranges for Sonar and Other Transducers .......................................................................160     6.4.2.3  Impacts from Sonar and Other Transducer Stressors Under the Proposed Action ....................169 6.5  EXPLOSIVE STRESSORS ........................................................................................................................  236    Background .................................................................................................................................236         6.5.1.1  Injury ...........................................................................................................................................236     6.5.1.2  Hearing Loss ................................................................................................................................240     6.5.1.3  Physiological Stress .....................................................................................................................240     6.5.1.4  Masking .......................................................................................................................................241       6.5.1.5  Behavioral Reactions...................................................................................................................242     6.5.1.6  Stranding .....................................................................................................................................246     6.5.1.7  Long‐Term Consequences ...........................................................................................................247 Impacts from Explosives ..............................................................................................................247           6.5.2.1  Methods for Analyzing Impacts from Explosives ........................................................................248     6.5.2.2  Impact Ranges for Explosives ......................................................................................................253     6.5.2.3  Impacts from Explosives Stressors Under the Proposed Action .................................................266 6.6  VESSEL STRIKE ANALYSIS .....................................................................................................................  307  7  ANTICIPATED IMPACT OF THE ACTIVITY ................................................................................... 312  7.1  LONG‐TERM CONSEQUENCES TO SPECIES AND STOCKS ............................................................................  312  7.2  THE CONTEXT OF BEHAVIORAL DISRUPTION, TTS, AND PTS – BIOLOGICAL SIGNIFICANCE TO POPULATIONS ..... 316    Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Acronyms and Abbreviations    8  ANTICIPATED IMPACTS ON SUBSISTENCE USES ........................................................................ 318  9  ANTICIPATED IMPACTS ON HABITAT ........................................................................................ 319  10  ANTICIPATED EFFECTS OF HABITAT IMPACTS ON MARINE MAMMALS ..................................... 324  11  MITIGATION MEASURES...........................................................................................................    325  11.1 PROCEDURAL MITIGATION ..................................................................................................................  325    Acoustic Stressors........................................................................................................................327               Explosive Stressors.......................................................................................................................329       Physical Disturbance and Strike Stressors ...................................................................................336 11.2 MITIGATION AREAS ...........................................................................................................................  340  11.3 MITIGATION SUMMARY ......................................................................................................................  346  12  ARCTIC PLAN OF COOPERATION ............................................................................................... 348  13  MONITORING AND REPORTING................................................................................................    349  13.1 MONITORING, RESEARCH, AND REPORTING INITIATIVES ..........................................................................  349  13.2 INTEGRATED COMPREHENSIVE MONITORING PROGRAM ..........................................................................  350  13.3 STRATEGIC PLANNING PROCESS ...........................................................................................................  351  13.4 MONITORING PROGRESS IN NWTT......................................................................................................    353  13.5 PROPOSED NAVY‐FUNDED MONITORING ..............................................................................................  354  13.6 REPORTING ...................................................................................................................................... 354  14  SUGGESTED MEANS OF COORDINATION .................................................................................. 356  14.1 OVERVIEW ....................................................................................................................................... 356  14.2 NAVY RESEARCH AND DEVELOPMENT ...................................................................................................  357    Navy Funded Research ................................................................................................................357           Other Government Funded Research ..........................................................................................357 15  LIST OF PREPARERS .................................................................................................................. 358  16  BIBLIOGRAPHY ......................................................................................................................... 360          Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Acronyms and Abbreviations    LIST OF TABLES  TABLE 1‐1: SONAR AND OTHER TRANSDUCERS QUANTITATIVELY ANALYZED ................................................................................11     TABLE 1‐2: EXPLOSIVE SOURCES QUANTITATIVELY ANALYZED THAT COULD BE USED UNDERWATER OR AT THE WATER SURFACE IN THE  STUDY AREA ...........................................................................................................................................................13     TABLE 1‐3: PROPOSED TRAINING ACTIVITIES THAT MAY RESULT IN MMPA TAKES OF MARINE MAMMALS WITHIN THE NWTT STUDY  AREA .....................................................................................................................................................................15     TABLE 1‐4: PROPOSED TESTING ACTIVITIES THAT MAY RESULT IN MMPA TAKES OF MARINE MAMMALS WITHIN THE NWTT STUDY AREA  ............................................................................................................................................................................19         TABLE 1‐5: ACOUSTIC SOURCE CLASS BINS ANALYZED AND NUMBERS USED DURING TRAINING ACTIVITIES .......................................24     TABLE 1‐6: ACOUSTIC SOURCE CLASS BINS ANALYZED AND NUMBERS USED DURING TESTING ACTIVITIES .........................................25     TABLE 1‐7: EXPLOSIVE SOURCE CLASS BINS ANALYZED AND NUMBERS USED DURING TRAINING ACTIVITIES .......................................27     TABLE 1‐8: EXPLOSIVE SOURCE CLASS BINS ANALYZED AND NUMBERS USED DURING TESTING ACTIVITIES ........................................27     TABLE 1‐9: MITIGATION CATEGORIES ...................................................................................................................................29     TABLE 3‐1: MARINE MAMMALS OCCURRENCE WITHIN THE NWTT STUDY AREA .........................................................................42     TABLE 4‐1: ABUNDANCE AND TREND OF EASTERN U.S. STOCK OF STELLER SEA LIONS IN U.S. WATERS IN 2015 ...............................96 TABLE 5‐1: SUMMARY OF ANNUAL AND 7‐YEAR TAKE REQUEST FROM ACOUSTIC AND EXPLOSIVE SOURCES FOR NWTT TRAINING AND  TESTING ACTIVITIES ..................................................................................................................................................99     TABLE 5‐2: SPECIES‐SPECIFIC TAKE REQUESTS FROM MODELING ESTIMATES OF ACOUSTIC AND EXPLOSIVE SOUND SOURCE EFFECTS FOR  ALL TRAINING ACTIVITIES ........................................................................................................................................100     TABLE 5‐3: SPECIES‐SPECIFIC TAKE REQUESTS FROM MODELING ESTIMATES OF ACOUSTIC AND EXPLOSIVE SOUND SOURCE EFFECTS FOR  ALL TESTING ACTIVITIES ..........................................................................................................................................102     TABLE 5‐4: POISSON PROBABILITY OF STRIKING “X” NUMBER OF WHALES WHEN EXPECTING 1.36 TOTAL STRIKES OVER A 7‐YEAR PERIOD  IN THE NWTT STUDY AREA .....................................................................................................................................106         TABLE 6‐1: SPECIES WITHIN MARINE MAMMAL HEARING GROUPS LIKELY FOUND IN THE STUDY AREA ..........................................111 TABLE 6‐2: CUTOFF DISTANCES FOR MODERATE SOURCE LEVEL, SINGLE PLATFORM TRAINING AND TESTING EVENTS AND FOR ALL OTHER  EVENTS WITH MULTIPLE PLATFORMS OR SONAR WITH SOURCE LEVELS AT OR EXCEEDING 215 DB RE 1 µPA @ 1 M .................157         TABLE 6‐3: RANGE TO PERMANENT THRESHOLD SHIFT FOR FIVE REPRESENTATIVE SONAR SYSTEMS ...............................................161 TABLE 6‐4: RANGES TO TEMPORARY THRESHOLD SHIFT FOR SONAR BIN HF4 OVER A REPRESENTATIVE RANGE OF ENVIRONMENTS WITHIN      THE STUDY AREA ...................................................................................................................................................162 TABLE 6‐5: RANGES TO TEMPORARY THRESHOLD SHIFT FOR SONAR BIN LF4 OVER A REPRESENTATIVE RANGE OF ENVIRONMENTS WITHIN      THE STUDY AREA ...................................................................................................................................................162 TABLE 6‐6: RANGES TO TEMPORARY THRESHOLD SHIFT FOR SONAR BIN MF1 OVER A REPRESENTATIVE RANGE OF ENVIRONMENTS  WITHIN THE STUDY AREA ........................................................................................................................................163     TABLE 6‐7: RANGES TO TEMPORARY THRESHOLD SHIFT FOR SONAR BIN MF4 OVER A REPRESENTATIVE RANGE OF ENVIRONMENTS  WITHIN THE STUDY AREA ........................................................................................................................................163     TABLE 6‐8: RANGES TO TEMPORARY THRESHOLD SHIFT FOR SONAR BIN MF5 OVER A REPRESENTATIVE RANGE OF ENVIRONMENTS  WITHIN THE STUDY AREA ........................................................................................................................................164     TABLE 6‐9: RANGES TO A POTENTIALLY SIGNIFICANT BEHAVIORAL RESPONSE FOR SONAR BIN HF4 OVER A REPRESENTATIVE RANGE OF  ENVIRONMENTS WITHIN THE STUDY AREA ..................................................................................................................165     TABLE 6‐10: RANGES TO A POTENTIALLY SIGNIFICANT BEHAVIORAL RESPONSE FOR SONAR BIN LF4 OVER A REPRESENTATIVE RANGE OF  ENVIRONMENTS WITHIN THE STUDY AREA .................................................................................................................166     TABLE 6‐11: RANGES TO A POTENTIALLY SIGNIFICANT BEHAVIORAL RESPONSE FOR SONAR BIN MF1 OVER A REPRESENTATIVE RANGE OF  ENVIRONMENTS WITHIN THE STUDY AREA ..................................................................................................................167     TABLE 6‐12: RANGES TO A POTENTIALLY SIGNIFICANT BEHAVIORAL RESPONSE FOR SONAR BIN MF4 OVER A REPRESENTATIVE RANGE OF  ENVIRONMENTS WITHIN THE STUDY AREA ..................................................................................................................168     TABLE 6‐13: RANGES TO A POTENTIALLY SIGNIFICANT BEHAVIORAL RESPONSE FOR SONAR BIN MF5 OVER A REPRESENTATIVE RANGE OF  ENVIRONMENTS WITHIN THE STUDY AREA ..................................................................................................................169     TABLE 6‐14: ESTIMATED IMPACTS ON INDIVIDUAL BLUE WHALE STOCKS WITHIN THE STUDY AREA PER YEAR FROM SONAR AND OTHER  TRANSDUCERS USED DURING TRAINING AND TESTING UNDER THE PROPOSED ACTION .......................................................177     TABLE 6‐15: ESTIMATED IMPACTS ON INDIVIDUAL FIN WHALE STOCKS WITHIN THE STUDY AREA PER YEAR FROM SONAR AND OTHER  TRANSDUCERS USED DURING TRAINING AND TESTING UNDER THE PROPOSED ACTION .......................................................179       Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area    Acronyms and Abbreviations  TABLE 6‐16: ESTIMATED IMPACTS ON INDIVIDUAL SEI WHALE STOCKS WITHIN THE STUDY AREA PER YEAR FROM SONAR AND OTHER  TRANSDUCERS USED DURING TRAINING AND TESTING UNDER THE PROPOSED ACTION .......................................................181     TABLE 6‐17: ESTIMATED IMPACTS ON INDIVIDUAL MINKE WHALE STOCKS WITHIN THE STUDY AREA PER YEAR FROM SONAR AND OTHER  TRANSDUCERS USED DURING TRAINING AND TESTING UNDER THE PROPOSED ACTION .......................................................183     TABLE 6‐18: ESTIMATED IMPACTS ON INDIVIDUAL HUMPBACK WHALE STOCKS WITHIN THE STUDY AREA PER YEAR FROM SONAR AND  OTHER TRANSDUCERS USED DURING TRAINING AND TESTING UNDER THE PROPOSED ACTION .............................................185     TABLE 6‐19: ESTIMATED IMPACTS ON INDIVIDUAL GRAY WHALE STOCKS WITHIN THE STUDY AREA PER YEAR FROM SONAR AND OTHER  TRANSDUCERS USED DURING TRAINING AND TESTING UNDER THE PROPOSED ACTION .......................................................187     TABLE 6‐20: ESTIMATED IMPACTS ON INDIVIDUAL COMMON BOTTLENOSE DOLPHIN STOCKS WITHIN THE STUDY AREA PER YEAR FROM  SONAR AND OTHER TRANSDUCERS USED DURING TRAINING AND TESTING UNDER THE PROPOSED ACTION.............................192     TABLE 6‐21: ESTIMATED IMPACTS ON INDIVIDUAL KILLER WHALE STOCKS WITHIN THE STUDY AREA PER YEAR FROM SONAR AND OTHER  TRANSDUCERS USED DURING TRAINING AND TESTING UNDER THE PROPOSED ACTION .......................................................194     TABLE 6‐22: ESTIMATED IMPACTS ON INDIVIDUAL NORTHERN RIGHT WHALE DOLPHIN STOCKS WITHIN THE STUDY AREA PER YEAR FROM  SONAR AND OTHER TRANSDUCERS USED DURING TRAINING AND TESTING UNDER THE PROPOSED ACTION.............................196     TABLE 6‐23: ESTIMATED IMPACTS ON INDIVIDUAL PACIFIC WHITE‐SIDED DOLPHIN STOCKS WITHIN THE STUDY AREA PER YEAR FROM  SONAR AND OTHER TRANSDUCERS USED DURING TRAINING AND TESTING UNDER THE PROPOSED ACTION.............................198     TABLE 6‐24: ESTIMATED IMPACTS ON INDIVIDUAL RISSO’S DOLPHIN STOCKS WITHIN THE STUDY AREA PER YEAR FROM SONAR AND  OTHER TRANSDUCERS USED DURING TRAINING AND TESTING UNDER THE PROPOSED ACTION .............................................200     TABLE 6‐25: ESTIMATED IMPACTS ON INDIVIDUAL SHORT‐BEAKED COMMON DOLPHIN STOCKS WITHIN THE STUDY AREA PER YEAR FROM  SONAR AND OTHER TRANSDUCERS USED DURING TRAINING AND TESTING UNDER THE PROPOSED ACTION.............................202     TABLE 6‐26: ESTIMATED IMPACTS ON INDIVIDUAL SHORT‐FINNED PILOT WHALE STOCKS WITHIN THE STUDY AREA PER YEAR FROM  SONAR AND OTHER TRANSDUCERS USED DURING TRAINING AND TESTING UNDER THE PROPOSED ACTION.............................204     TABLE 6‐27: ESTIMATED IMPACTS ON INDIVIDUAL STRIPED DOLPHIN STOCKS WITHIN THE STUDY AREA PER YEAR FROM SONAR AND  OTHER TRANSDUCERS USED DURING TRAINING AND TESTING UNDER THE PROPOSED ACTION .............................................206     TABLE 6‐28: ESTIMATED IMPACTS ON INDIVIDUAL DWARF SPERM WHALE STOCKS WITHIN THE STUDY AREA PER YEAR FROM SONAR AND  OTHER TRANSDUCERS USED DURING TRAINING AND TESTING UNDER THE PROPOSED ACTION .............................................208     TABLE 6‐29: ESTIMATED IMPACTS ON INDIVIDUAL PYGMY SPERM WHALE STOCKS WITHIN THE STUDY AREA PER YEAR FROM SONAR AND  OTHER TRANSDUCERS USED DURING TRAINING AND TESTING UNDER THE PROPOSED ACTION .............................................209     TABLE 6‐30: ESTIMATED IMPACTS ON INDIVIDUAL DALL’S PORPOISE STOCKS WITHIN THE STUDY AREA PER YEAR FROM SONAR AND  OTHER TRANSDUCERS USED DURING TRAINING AND TESTING UNDER THE PROPOSED ACTION .............................................212     TABLE 6‐31: ESTIMATED IMPACTS ON INDIVIDUAL HARBOR PORPOISE STOCKS WITHIN THE STUDY AREA PER YEAR FROM SONAR AND  OTHER TRANSDUCERS USED DURING TRAINING AND TESTING UNDER THE PROPOSED ACTION .............................................215     TABLE 6‐32: ESTIMATED IMPACTS ON INDIVIDUAL SPERM WHALE STOCKS WITHIN THE STUDY AREA PER YEAR FROM SONAR AND OTHER  TRANSDUCERS USED DURING TRAINING AND TESTING UNDER THE PROPOSED ACTION .......................................................217     TABLE 6‐33: ESTIMATED IMPACTS ON INDIVIDUAL BAIRD’S BEAKED WHALE STOCKS WITHIN THE STUDY AREA PER YEAR FROM SONAR  AND OTHER TRANSDUCERS USED DURING TRAINING AND TESTING UNDER THE PROPOSED ACTION .......................................220     TABLE 6‐34: ESTIMATED IMPACTS ON INDIVIDUAL CUVIER’S BEAKED WHALE STOCKS WITHIN THE STUDY AREA PER YEAR FROM SONAR  AND OTHER TRANSDUCERS USED DURING TRAINING AND TESTING UNDER THE PROPOSED ACTION .......................................221     TABLE 6‐35: ESTIMATED IMPACTS ON INDIVIDUAL MESOPLODON SPP. (SMALL BEAKED WHALE GUILD) STOCKS WITHIN THE STUDY AREA  PER YEAR FROM SONAR AND OTHER TRANSDUCERS USED DURING TRAINING AND TESTING UNDER THE PROPOSED ACTION ......222     TABLE 6‐36: ESTIMATED IMPACTS ON INDIVIDUAL CALIFORNIA SEA LION STOCKS WITHIN THE STUDY AREA PER YEAR FROM SONAR AND  OTHER TRANSDUCERS USED DURING TRAINING AND TESTING UNDER THE PROPOSED ACTION .............................................226     TABLE 6‐37: ESTIMATED IMPACTS ON INDIVIDUAL STELLER SEA LION STOCKS WITHIN THE STUDY AREA PER YEAR FROM SONAR AND  OTHER TRANSDUCERS USED DURING TRAINING AND TESTING UNDER THE PROPOSED ACTION .............................................228     TABLE 6‐38: ESTIMATED IMPACTS ON INDIVIDUAL GUADALUPE FUR SEAL STOCKS WITHIN THE STUDY AREA PER YEAR FROM SONAR AND  OTHER TRANSDUCERS USED DURING TRAINING AND TESTING UNDER THE PROPOSED ACTION .............................................230     TABLE 6‐39: ESTIMATED IMPACTS ON INDIVIDUAL NORTHERN FUR SEAL STOCKS WITHIN THE STUDY AREA PER YEAR FROM SONAR AND  OTHER TRANSDUCERS USED DURING TRAINING AND TESTING UNDER THE PROPOSED ACTION .............................................232     TABLE 6‐40: ESTIMATED IMPACTS ON INDIVIDUAL HARBOR SEAL STOCKS WITHIN THE STUDY AREA PER YEAR FROM SONAR AND OTHER  TRANSDUCERS USED DURING TRAINING AND TESTING UNDER THE PROPOSED ACTION .......................................................234     TABLE 6‐41: ESTIMATED IMPACTS ON INDIVIDUAL NORTHERN ELEPHANT SEAL STOCKS WITHIN THE STUDY AREA PER YEAR FROM SONAR  AND OTHER TRANSDUCERS USED DURING TRAINING AND TESTING UNDER THE PROPOSED ACTION .......................................236       Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area    Acronyms and Abbreviations      TABLE 6‐42: CRITERIA TO QUANTITATIVELY ASSESS NON‐AUDITORY INJURY DUE TO UNDERWATER EXPLOSIONS .............................249 TABLE 6‐43: NAVY PHASE III WEIGHTED SOUND EXPOSURE LEVEL BEHAVIORAL RESPONSE, TEMPORARY THRESHOLD AND PERMANENT  ONSET THRESHOLDS AND UNWEIGHTED PEAK SOUND PRESSURE LEVEL TEMPORARY THRESHOLD AND PERMANENT ONSET  THRESHOLDS FOR UNDERWATER EXPLOSIVE SOUNDS ....................................................................................................252         TABLE 6‐44: RANGES1 TO NON‐AUDITORY INJURY (IN METERS) FOR ALL MARINE MAMMAL HEARING GROUPS ..............................254 TABLE 6‐45: RANGES1 TO MORTALITY (IN METERS) FOR ALL MARINE MAMMAL HEARING GROUPS AS A FUNCTION OF ANIMAL MASS 256  TABLE 6‐46: SEL‐BASED RANGES TO ONSET PTS, ONSET TTS, AND BEHAVIORAL REACTION (IN METERS) FOR HIGH‐FREQUENCY  CETACEANS ...........................................................................................................................................................256         TABLE 6‐47: PEAK PRESSURE‐BASED RANGES TO ONSET PTS AND ONSET TTS (IN METERS) FOR HIGH‐FREQUENCY CETACEANS .........258 TABLE 6‐48: SEL‐BASED RANGES TO ONSET PTS, ONSET TTS, AND BEHAVIORAL REACTION (IN METERS) FOR LOW‐FREQUENCY  CETACEANS ...........................................................................................................................................................259         TABLE 6‐49: PEAK PRESSURE‐BASED RANGES TO ONSET PTS AND ONSET TTS (IN METERS) FOR LOW‐FREQUENCY CETACEANS ..........260 TABLE 6‐50: SEL‐BASED RANGES TO ONSET PTS, ONSET TTS, AND BEHAVIORAL REACTION (IN METERS) FOR MID‐FREQUENCY  CETACEANS ...........................................................................................................................................................261         TABLE 6‐51: PEAK PRESSURE‐BASED RANGES TO ONSET PTS AND ONSET TTS (IN METERS) FOR MID‐FREQUENCY CETACEANS ..........262     TABLE 6‐52: SEL‐BASED RANGES TO ONSET PTS, ONSET TTS, AND BEHAVIORAL REACTION (IN METERS) FOR OTARIIDS ...................263     TABLE 6‐53: PEAK PRESSURE‐BASED RANGES TO ONSET PTS AND ONSET TTS (IN METERS) FOR OTARIIDS .....................................264     TABLE 6‐54: SEL‐BASED RANGES TO ONSET PTS, ONSET TTS, AND BEHAVIORAL REACTION (IN METERS) FOR PHOCIDS ...................265     TABLE 6‐55: PEAK PRESSURE‐BASED RANGES TO ONSET PTS AND ONSET TTS (IN METERS) FOR PHOCIDS ......................................266 TABLE 6‐56: ESTIMATED IMPACTS ON INDIVIDUAL BLUE WHALE STOCKS WITHIN THE STUDY AREA PER YEAR FROM TRAINING AND  TESTING EXPLOSIONS USING THE MAXIMUM NUMBER OF EXPLOSIONS UNDER THE PROPOSED ACTION .................................270     TABLE 6‐57: ESTIMATED IMPACTS ON INDIVIDUAL FIN WHALE STOCKS WITHIN THE STUDY AREA PER YEAR FROM TRAINING AND TESTING  EXPLOSIONS USING THE MAXIMUM NUMBER OF EXPLOSIONS UNDER THE PROPOSED ACTION .............................................272     TABLE 6‐58: ESTIMATED IMPACTS ON INDIVIDUAL SEI WHALE STOCKS WITHIN THE STUDY AREA PER YEAR FROM TRAINING AND TESTING  EXPLOSIONS USING THE MAXIMUM NUMBER OF EXPLOSIONS UNDER THE PROPOSED ACTION .............................................273     TABLE 6‐59: ESTIMATED IMPACTS ON INDIVIDUAL MINKE WHALE STOCKS WITHIN THE STUDY AREA PER YEAR FROM TRAINING AND  TESTING EXPLOSIONS USING THE MAXIMUM NUMBER OF EXPLOSIONS UNDER THE PROPOSED ACTION .................................275     TABLE 6‐60: ESTIMATED IMPACTS ON INDIVIDUAL HUMPBACK WHALE STOCKS WITHIN THE STUDY AREA PER YEAR FROM TRAINING AND  TESTING EXPLOSIONS USING THE MAXIMUM NUMBER OF EXPLOSIONS UNDER THE PROPOSED ACTION .................................276     TABLE 6‐61: ESTIMATED IMPACTS ON INDIVIDUAL GRAY WHALE STOCKS WITHIN THE STUDY AREA PER YEAR FROM TRAINING AND  TESTING EXPLOSIONS USING THE MAXIMUM NUMBER OF EXPLOSIONS UNDER THE PROPOSED ACTION .................................278     TABLE 6‐62: ESTIMATED IMPACTS ON INDIVIDUAL NORTHERN RIGHT WHALE DOLPHIN STOCKS WITHIN THE STUDY AREA PER YEAR FROM  TRAINING AND TESTING EXPLOSIONS USING THE MAXIMUM NUMBER OF EXPLOSIONS UNDER THE PROPOSED ACTION .............282     TABLE 6‐63: ESTIMATED IMPACTS TO INDIVIDUAL PACIFIC WHITE‐SIDED DOLPHIN STOCKS WITHIN THE STUDY AREA PER YEAR FROM  TRAINING AND TESTING EXPLOSIONS USING THE MAXIMUM NUMBER OF EXPLOSIONS UNDER THE PROPOSED ACTION .............285     TABLE 6‐64: ESTIMATED IMPACTS TO INDIVIDUAL RISSO’S DOLPHIN STOCKS WITHIN THE STUDY AREA PER YEAR FROM TRAINING AND  TESTING EXPLOSIONS USING THE MAXIMUM NUMBER OF EXPLOSIONS UNDER THE PROPOSED ACTION .................................286     TABLE 6‐65: ESTIMATED IMPACTS ON INDIVIDUAL PYGMY SPERM WHALE STOCKS WITHIN THE STUDY AREA PER YEAR FROM TRAINING  AND TESTING EXPLOSIONS USING THE MAXIMUM NUMBER OF EXPLOSIONS UNDER THE PROPOSED ACTION ..........................290     TABLE 6‐66: ESTIMATED IMPACTS ON INDIVIDUAL DALL’S PORPOISE STOCKS WITHIN THE STUDY AREA PER YEAR FROM TRAINING AND  TESTING EXPLOSIONS USING THE MAXIMUM NUMBER OF EXPLOSIONS UNDER THE PROPOSED ACTION .................................292     TABLE 6‐67: ESTIMATED IMPACTS ON INDIVIDUAL HARBOR PORPOISE STOCKS WITHIN THE STUDY AREA PER YEAR FROM TRAINING AND  TESTING EXPLOSIONS USING THE MAXIMUM NUMBER OF EXPLOSIONS UNDER THE PROPOSED ACTION .................................295     TABLE 6‐68: ESTIMATED IMPACTS ON INDIVIDUAL CALIFORNIA SEA LION STOCKS WITHIN THE STUDY AREA PER YEAR FROM TRAINING  AND TESTING EXPLOSIONS USING THE MAXIMUM NUMBER OF EXPLOSIONS UNDER THE PROPOSED ACTION ..........................299     TABLE 6‐69: ESTIMATED IMPACTS ON INDIVIDUAL STELLER SEA LION STOCKS WITHIN THE STUDY AREA PER YEAR FROM TRAINING AND  TESTING EXPLOSIONS USING THE MAXIMUM NUMBER OF EXPLOSIONS UNDER THE PROPOSED ACTION .................................301     TABLE 6‐70: ESTIMATED IMPACTS ON INDIVIDUAL HARBOR SEAL STOCKS WITHIN THE STUDY AREA PER YEAR FROM TRAINING AND  TESTING EXPLOSIONS USING THE MAXIMUM NUMBER OF EXPLOSIONS UNDER THE PROPOSED ACTION .................................305     TABLE 6‐71: ESTIMATED IMPACTS ON INDIVIDUAL NORTHERN ELEPHANT SEAL STOCKS WITHIN THE STUDY AREA PER YEAR FROM  TRAINING AND TESTING EXPLOSIONS USING THE MAXIMUM NUMBER OF EXPLOSIONS UNDER THE PROPOSED ACTION .............307       Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Acronyms and Abbreviations    TABLE 6‐72: POISSON PROBABILITY OF STRIKING “X” NUMBER OF WHALES WHEN EXPECTING 1.36 TOTAL STRIKES OVER A 7‐YEAR  PERIOD IN THE NWTT STUDY AREA ..........................................................................................................................310         TABLE 11‐1: PROCEDURAL MITIGATION FOR ENVIRONMENTAL AWARENESS AND EDUCATION ......................................................326     TABLE 11‐2: PROCEDURAL MITIGATION FOR ACTIVE SONAR ...................................................................................................327     TABLE 11‐3: PROCEDURAL MITIGATION FOR WEAPONS FIRING NOISE .....................................................................................328     TABLE 11‐4: PROCEDURAL MITIGATION FOR EXPLOSIVE SONOBUOYS .......................................................................................329     TABLE 11‐5: PROCEDURAL MITIGATION FOR EXPLOSIVE TORPEDOES........................................................................................330     TABLE 11‐6: PROCEDURAL MITIGATION FOR EXPLOSIVE MEDIUM‐CALIBER AND LARGE‐CALIBER PROJECTILES .................................331     TABLE 11‐7: PROCEDURAL MITIGATION FOR EXPLOSIVE MISSILES ...........................................................................................332     TABLE 11‐8: PROCEDURAL MITIGATION FOR EXPLOSIVE BOMBS .............................................................................................333     TABLE 11‐9: PROCEDURAL MITIGATION FOR EXPLOSIVE MINE COUNTERMEASURE AND NEUTRALIZATION ACTIVITIES .......................334     TABLE 11‐10: PROCEDURAL MITIGATION FOR EXPLOSIVE MINE NEUTRALIZATION ACTIVITIES LNVOLVING NAVY DIVERS ....................335     TABLE 11‐11: PROCEDURAL MITIGATION FOR VESSEL MOVEMENT .........................................................................................336     TABLE 11‐12: PROCEDURAL MITIGATION FOR TOWED IN‐WATER DEVICES ...............................................................................337     TABLE 11‐13: PROCEDURAL MITIGATION FOR SMALL‐, MEDIUM‐, AND LARGE‐CALIBER NON‐EXPLOSIVE PRACTICE MUNITIONS ........338     TABLE 11‐14: PROCEDURAL MITIGATION FOR NON‐EXPLOSIVE MISSILES .................................................................................339     TABLE 11‐15: PROCEDURAL MITIGATION FOR NON‐EXPLOSIVE BOMBS AND MINE SHAPES .........................................................340     TABLE 11‐16: MITIGATION AREAS IN THE NWTT STUDY AREA ...............................................................................................343     TABLE 11‐17: SUMMARY OF PROCEDURAL MITIGATION FOR MARINE MAMMALS ......................................................................346   LIST OF FIGURES  FIGURE 1‐1: NORTHWEST TRAINING AND TESTING STUDY AREA ..................................................................................................3        FIGURE 2‐1: NORTHWEST TRAINING AND TESTING STUDY AREA ................................................................................................34     FIGURE 2‐2: OFFSHORE AREA OF THE NORTHWEST TRAINING AND TESTING STUDY AREA ..............................................................35     FIGURE 2‐3: INLAND WATERS OF THE NORTHWEST TRAINING AND TESTING STUDY AREA ..............................................................36     FIGURE 2‐4: SOUTHEAST ALASKA ACOUSTIC MEASUREMENT FACILITY ........................................................................................40     FIGURE 4‐1: BATHYMETRY OF THE OFFSHORE AREA ................................................................................................................46     FIGURE 6‐1. FLOW CHART OF THE EVALUATION PROCESS OF SOUND‐PRODUCING ACTIVITIES .......................................................109     FIGURE 6‐2: COMPOSITE AUDIOGRAMS FOR HEARING GROUPS LIKELY FOUND IN THE STUDY AREA ...............................................112     FIGURE 6‐3: TWO HYPOTHETICAL THRESHOLD SHIFTS ...........................................................................................................119     FIGURE 6‐4: ODONTOCETE CRITICAL RATIOS .......................................................................................................................127     FIGURE 6‐5: CRITICAL RATIOS FOR DIFFERENT NOISE TYPES ...................................................................................................127     FIGURE 6‐6: NAVY AUDITORY WEIGHTING FUNCTIONS FOR ALL SPECIES GROUPS ......................................................................151     FIGURE 6‐7: TTS AND PTS EXPOSURE FUNCTIONS FOR SONAR AND OTHER TRANSDUCERS ..........................................................152     FIGURE 6‐8: BEHAVIORAL RESPONSE FUNCTION FOR ODONTOCETES ........................................................................................154     FIGURE 6‐9: BEHAVIORAL RESPONSE FUNCTION FOR PINNIPEDS ..............................................................................................155     FIGURE 6‐10: BEHAVIORAL RESPONSE FUNCTION FOR MYSTICETES .........................................................................................155     FIGURE 6‐11: BEHAVIORAL RESPONSE FUNCTION FOR BEAKED WHALES ...................................................................................156 FIGURE 6‐12: RELATIVE LIKELIHOOD OF A RESPONSE BEING SIGNIFICANT BASED ON THE DURATION AND SEVERITY OF BEHAVIORAL  REACTIONS ...........................................................................................................................................................158     FIGURE 6‐13: BLUE WHALE IMPACTS ESTIMATED PER YEAR FROM SONAR AND OTHER TRANSDUCERS USED DURING TRAINING AND  TESTING UNDER THE PROPOSED ACTION ....................................................................................................................176     FIGURE 6‐14: FIN WHALE IMPACTS ESTIMATED PER YEAR FROM SONAR AND OTHER TRANSDUCERS USED DURING TRAINING AND TESTING  UNDER THE PROPOSED ACTION ................................................................................................................................178     FIGURE 6‐15: SEI WHALE IMPACTS ESTIMATED PER YEAR FROM SONAR AND OTHER TRANSDUCERS USED DURING TRAINING AND TESTING  UNDER THE PROPOSED ACTION ................................................................................................................................180     FIGURE 6‐16: MINKE IMPACTS ESTIMATED PER YEAR FROM SONAR AND OTHER TRANSDUCERS USED DURING TRAINING AND TESTING  UNDER THE PROPOSED ACTION ................................................................................................................................182       Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area    Acronyms and Abbreviations  FIGURE 6‐17: HUMPBACK WHALE IMPACTS ESTIMATED PER YEAR FROM SONAR AND OTHER TRANSDUCERS USED DURING TRAINING AND  TESTING UNDER THE PROPOSED ACTION ....................................................................................................................184     FIGURE 6‐18: GRAY WHALE IMPACTS ESTIMATED PER YEAR FROM SONAR AND OTHER TRANSDUCERS USED DURING TRAINING AND  TESTING UNDER THE PROPOSED ACTION ....................................................................................................................186     FIGURE 6‐19: COMMON BOTTLENOSE DOLPHIN IMPACTS ESTIMATED PER YEAR FROM SONAR AND OTHER TRANSDUCERS USED DURING  TRAINING AND TESTING UNDER THE PROPOSED ACTION ................................................................................................191     FIGURE 6‐20: KILLER WHALE IMPACTS ESTIMATED PER YEAR FROM SONAR AND OTHER TRANSDUCERS USED DURING TRAINING AND  TESTING UNDER THE PROPOSED ACTION ....................................................................................................................193     FIGURE 6‐21: NORTHERN RIGHT WHALE DOLPHIN IMPACTS ESTIMATED PER YEAR FROM SONAR AND OTHER TRANSDUCERS USED  DURING TRAINING AND TESTING UNDER THE PROPOSED ACTION ....................................................................................195     FIGURE 6‐22: PACIFIC WHITE‐SIDED DOLPHIN IMPACTS ESTIMATED PER YEAR FROM SONAR AND OTHER TRANSDUCERS USED DURING  TRAINING AND TESTING UNDER THE PROPOSED ACTION ................................................................................................197     FIGURE 6‐23: RISSO’S DOLPHIN IMPACTS ESTIMATED PER YEAR FROM SONAR AND OTHER TRANSDUCERS USED DURING TRAINING AND  TESTING UNDER THE PROPOSED ACTION ....................................................................................................................199     FIGURE 6‐24: SHORT‐BEAKED COMMON DOLPHIN IMPACTS ESTIMATED PER YEAR FROM SONAR AND OTHER TRANSDUCERS USED  DURING TRAINING AND TESTING UNDER THE PROPOSED ACTION ....................................................................................201     FIGURE 6‐25: SHORT‐FINNED PILOT WHALE IMPACTS ESTIMATED PER YEAR FROM SONAR AND OTHER TRANSDUCERS USED DURING  TRAINING AND TESTING UNDER THE PROPOSED ACTION ................................................................................................203     FIGURE 6‐26: STRIPED DOLPHIN IMPACTS ESTIMATED PER YEAR FROM SONAR AND OTHER TRANSDUCERS USED DURING TRAINING AND  TESTING UNDER THE PROPOSED ACTION ....................................................................................................................205     FIGURE 6‐27: DWARF SPERM WHALE IMPACTS ESTIMATED PER YEAR FROM SONAR AND OTHER TRANSDUCERS USED DURING TRAINING  AND TESTING UNDER THE PROPOSED ACTION .............................................................................................................208     FIGURE 6‐28: PYGMY SPERM WHALE IMPACTS ESTIMATED PER YEAR FROM SONAR AND OTHER TRANSDUCERS USED DURING TRAINING  AND TESTING UNDER THE PROPOSED ACTION .............................................................................................................209     FIGURE 6‐29: DALL’S PORPOISE IMPACTS ESTIMATED PER YEAR FROM SONAR AND OTHER TRANSDUCERS USED DURING TRAINING AND  TESTING UNDER THE PROPOSED ACTION ....................................................................................................................211     FIGURE 6‐30: HARBOR PORPOISE IMPACTS ESTIMATED PER YEAR FROM SONAR AND OTHER TRANSDUCERS USED DURING TRAINING AND  TESTING UNDER THE PROPOSED ACTION ....................................................................................................................214     FIGURE 6‐31: SPERM WHALE IMPACTS ESTIMATED PER YEAR FROM SONAR AND OTHER TRANSDUCERS USED DURING TRAINING AND  TESTING UNDER THE PROPOSED ACTION ....................................................................................................................216     FIGURE 6‐32: BAIRD’S BEAKED WHALE IMPACTS ESTIMATED PER YEAR FROM SONAR AND OTHER TRANSDUCERS USED DURING TRAINING  AND TESTING UNDER THE PROPOSED ACTION .............................................................................................................219     FIGURE 6‐33: CUVIER’S BEAKED WHALE IMPACTS ESTIMATED PER YEAR FROM SONAR AND OTHER TRANSDUCERS USED DURING  TRAINING AND TESTING UNDER THE PROPOSED ACTION ................................................................................................221     FIGURE 6‐34: MESOPLODON SPP. (SMALL BEAKED WHALE GUILD) IMPACTS ESTIMATED PER YEAR FROM SONAR AND OTHER  TRANSDUCERS USED DURING TRAINING AND TESTING UNDER THE PROPOSED ACTION .......................................................222     FIGURE 6‐35: CALIFORNIA SEA LION IMPACTS ESTIMATED PER YEAR FROM SONAR AND OTHER TRANSDUCERS USED DURING TRAINING  AND TESTING UNDER THE PROPOSED ACTION .............................................................................................................225     FIGURE 6‐36: STELLER SEA LION IMPACTS ESTIMATED PER YEAR FROM SONAR AND OTHER TRANSDUCERS USED DURING TRAINING AND  TESTING UNDER THE PROPOSED ACTION ....................................................................................................................227     FIGURE 6‐37: GUADALUPE FUR SEAL IMPACTS ESTIMATED PER YEAR FROM SONAR AND OTHER TRANSDUCERS USED DURING TRAINING  AND TESTING UNDER THE PROPOSED ACTION .............................................................................................................229     FIGURE 6‐38: NORTHERN FUR SEAL IMPACTS ESTIMATED PER YEAR FROM SONAR AND OTHER TRANSDUCERS USED DURING TRAINING  AND TESTING UNDER THE PROPOSED ACTION .............................................................................................................231     FIGURE 6‐39: HARBOR SEAL IMPACTS ESTIMATED PER YEAR FROM SONAR AND OTHER TRANSDUCERS USED DURING TRAINING AND  TESTING UNDER THE PROPOSED ACTION ....................................................................................................................233     FIGURE 6‐40: NORTHERN ELEPHANT SEAL IMPACTS ESTIMATED PER YEAR FROM SONAR AND OTHER TRANSDUCERS USED DURING  TRAINING AND TESTING UNDER THE PROPOSED ACTION ................................................................................................235         FIGURE 6‐41: NAVY PHASE 3 WEIGHTING FUNCTIONS FOR ALL SPECIES GROUPS .......................................................................250     FIGURE 6‐42: NAVY PHASE III BEHAVIORAL, TTS AND PTS EXPOSURE FUNCTIONS FOR EXPLOSIVES ..............................................251 FIGURE 6‐43: BLUE WHALE IMPACTS ESTIMATED PER YEAR FROM THE MAXIMUM NUMBER OF EXPLOSIONS DURING TESTING UNDER THE  PROPOSED ACTION ................................................................................................................................................270       Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Acronyms and Abbreviations    FIGURE 6‐44: FIN WHALE IMPACTS ESTIMATED PER YEAR FROM THE MAXIMUM NUMBER OF EXPLOSIONS DURING TRAINING AND  TESTING UNDER THE PROPOSED ACTION ....................................................................................................................271     FIGURE 6‐45: SEI WHALE IMPACTS ESTIMATED PER YEAR FROM THE MAXIMUM NUMBER OF EXPLOSIONS DURING TESTING UNDER THE  PROPOSED ACTION ................................................................................................................................................273     FIGURE 6‐46: MINKE WHALE IMPACTS ESTIMATED PER YEAR FROM THE MAXIMUM NUMBER OF EXPLOSIONS DURING TESTING UNDER  THE PROPOSED ACTION ...........................................................................................................................................274     FIGURE 6‐47: HUMPBACK WHALE IMPACTS ESTIMATED PER YEAR FROM THE MAXIMUM NUMBER OF EXPLOSIONS DURING TESTING  UNDER THE PROPOSED ACTION ................................................................................................................................276     FIGURE 6‐48: GRAY WHALE IMPACTS ESTIMATED PER YEAR FROM THE MAXIMUM NUMBER OF EXPLOSIONS DURING TRAINING AND  TESTING UNDER THE PROPOSED ACTION ....................................................................................................................278     FIGURE 6‐49: NORTHERN RIGHT WHALE DOLPHIN IMPACTS ESTIMATED PER YEAR FROM THE MAXIMUM NUMBER OF EXPLOSIONS  DURING TRAINING AND TESTING UNDER THE PROPOSED ACTION ....................................................................................282     FIGURE 6‐50: PACIFIC WHITE‐SIDED DOLPHIN IMPACTS ESTIMATED PER YEAR FROM THE MAXIMUM NUMBER OF EXPLOSIONS DURING  TRAINING AND TESTING UNDER THE PROPOSED ACTION ................................................................................................284     FIGURE 6‐51: RISSO’S DOLPHIN IMPACTS ESTIMATED PER YEAR FROM THE MAXIMUM NUMBER OF EXPLOSIONS DURING TRAINING AND  TESTING UNDER THE PROPOSED ACTION ....................................................................................................................286     FIGURE 6‐52: PYGMY SPERM WHALES IMPACTS ESTIMATED PER YEAR FROM THE MAXIMUM NUMBER OF EXPLOSIONS DURING TESTING  UNDER THE PROPOSED ACTION ................................................................................................................................289     FIGURE 6‐53: DALL’S PORPOISE IMPACTS ESTIMATED PER YEAR FROM THE MAXIMUM NUMBER OF EXPLOSIONS DURING TRAINING AND  TESTING UNDER THE PROPOSED ACTION ....................................................................................................................292     FIGURE 6‐54: HARBOR PORPOISE IMPACTS ESTIMATED PER YEAR FROM THE MAXIMUM NUMBER OF EXPLOSIONS DURING TRAINING AND  TESTING UNDER THE PROPOSED ACTION ....................................................................................................................294     FIGURE 6‐55: CALIFORNIA SEA LION IMPACTS ESTIMATED PER YEAR FROM THE MAXIMUM NUMBER OF EXPLOSIONS DURING TRAINING  AND TESTING UNDER THE PROPOSED ACTION .............................................................................................................299     FIGURE 6‐56: STELLER SEA LION IMPACTS ESTIMATED PER YEAR FROM THE MAXIMUM NUMBER OF EXPLOSIONS DURING TESTING UNDER  THE PROPOSED ACTION ...........................................................................................................................................301     FIGURE 6‐57: HARBOR SEAL IMPACTS ESTIMATED PER YEAR FROM THE MAXIMUM NUMBER OF EXPLOSIONS DURING TRAINING AND  TESTING UNDER THE PROPOSED ACTION ....................................................................................................................304     FIGURE 6‐58: NORTHERN ELEPHANT SEAL IMPACTS ESTIMATED PER YEAR FROM THE MAXIMUM NUMBER OF EXPLOSIONS DURING  TRAINING AND TESTING UNDER THE PROPOSED ACTION ................................................................................................307         FIGURE 11‐1: MARINE MAMMAL MITIGATION AREAS IN THE STUDY AREA ...............................................................................345                         Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Acronyms and Abbreviations          ACRONYMS AND ABBREVIATIONS µPa  micropascal(s)  µPa2‐sec  micropascal squared second  AEP  Auditory Evoked Potential  A‐S  Air‐to‐Surface  ASW  Anti‐Submarine Warfare  ATCAA  Air Traffic Control Assigned Airspace  CFR  Code of Federal Regulations  dB  decibel(s)  dB re 1 µPa  decibels referenced to     1 micropascal  DPS  Distinct Population Segment  EEZ  Exclusive Economic Zone  EIS  Environmental Impact Statement  EO  Executive Order  EOD  Explosive Ordnance Disposal  ESA  Endangered Species Act  FR  Federal Register  ft.  feet  GUNEX  Gunnery Exercise  Helo  helicopter  HF  High‐Frequency  Hz  hertz  in.  inch(es)  kg  kilogram(s)  kHz  kilohertz  km  kilometer(s)  km2  square kilometers  lb.  pound(s)  LF  Low‐Frequency  LOA  Letter of Authorization  m  meter(s)  MF  Mid‐Frequency  mi.  mile(s)  MISSILEX  Missile Exercise  MMPA  Marine Mammal Protection Act  MOA  Military Operations Area  MPA  Maritime Patrol Aircraft  NAEMO  Navy Acoustic Effects Model  NAVBASE  Naval Base      U.S. Department of the Navy  Navy  National Environmental Policy Act  NEPA  nautical mile(s)  NM  square nautical miles  NM2  National Marine Fisheries Service  NMFS  Northwest Training and Testing  NWTT  Overseas Environmental Impact  OEIS  Statement    Operations Area  OPAREA  Chief of Naval Operations Energy  OPNAV 45  and Environmental Readiness    Pascal seconds  Pa‐s  Pacific Northwest  PACNW  Population Consequences of Acoustic  PCAD  Disturbance    pounds per square inch  psi  Permanent Threshold Shift  PTS  relative to  re  root mean square  rms  Surface‐to‐Surface  S‐S  Stock Assessment Report  SAR  SD  Swimmer Detection Sonar  SEAFAC  Southeast Alaska  Acoustic Measurement Facility    SEIS  Supplemental Environmental Impact   Statement    SEL  Sound Exposure Level  SPL  Sound Pressure Level  SUA  Special Use Airspace  SUS  Signal Underwater Sound  TNT  trinitrotoluene  TORP  Torpedo  TORPEX  Torpedo Exercise  TRACKEX  Tracking Exercise  TS  Threshold Shift  TTS  Temporary Threshold Shift  U.S.  United States  U.S.C.  United States Code  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Acronyms and Abbreviations    VHF  W  yd.      Very High‐Frequency  Warning Area  yard(s)  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 1 – Description of Specified Activity  1 Description of Specified Activity  1.1 INTRODUCTION This Request for Regulations and Letters of Authorization (LOAs) for the Incidental Taking of Marine  Mammals has been prepared in accordance with the applicable regulations of the Marine Mammal  Protection Act (MMPA), as amended by the National Defense Authorization Act for Fiscal Year 2004  (Public Law 108–136), and further amended by the John S. McCain National Defense Authorization Act  for Fiscal Year 2019 (Public Law 115–232). The request for LOAs is based on (1) the analysis of spatial  and temporal distributions of protected marine mammals in the Study Area, (2) the review of proposed  activities analyzed in the  NWTT Draft Supplemental Environmental Impact Statement (EIS)/Overseas  Environmental Impact Statement (OEIS) (2019b) that have the potential to incidentally take marine  mammals, and (3) a technical risk assessment to determine the likelihood of effects from those  activities.   The United States (U.S.) Department of the Navy (Navy) has prepared this request for two LOAs for the  incidental taking (as defined in Chapter 5, Type of Incidental Taking Authorization Requested) of marine  mammals during training and testing activities within the Northwest Training and Testing (NWTT) Study  Area (Figure 1‐1). The Navy is requesting a 7‐year LOA for training activities and a 7‐year LOA for testing  activities, each proposed to be conducted from 2020 through 2027.  Under the MMPA of 1972, as amended (16 United States Code [U.S.C.] section 1371(a)(5)), the Secretary  of Commerce shall allow, upon request, the incidental, but not intentional, taking of marine mammals if  certain findings are made and regulations are issued after notice and opportunity for public comment.  The Secretary must find that the taking will have a negligible impact on the species or stock(s) and will  not have an unmitigable adverse impact on the availability of the species or stock(s) for subsistence  uses. The regulations must set forth the permissible methods of taking, other means of effecting the  least practicable adverse impact on the species or stock(s), and requirements pertaining to the  monitoring and reporting of such taking.   Pursuant to the National Environmental Policy Act (NEPA) and Executive Order (EO) 12114  (Environmental Impacts Abroad of Major Federal Actions), the Navy is preparing a Supplement (the  NWTT Draft Supplemental EIS/ OEIS) to the October 2015 Northwest Training and Testing EIS/ OEIS (U.S.  Department of the Navy, In Preparation) (hereinafter referred to as the 2015 NWTT Final EIS/OEIS).  These documents assess the potential environmental impacts associated with proposed training and  testing activities to be conducted at sea. These proposed activities are generally a continuation of  ongoing training and testing activities at sea as analyzed in the October 2015 Final Northwest Training  and Testing Activities Environmental Impact Statement/Overseas Environmental Impact Statement (U.S.  Department of the Navy, 2015a), hereinafter referred to as the 2015 NWTT Final EIS/OEIS, and are  representative of the type of activities the military has conducted in the area for decades. These training  and testing activities include the use of active sonar and other acoustic sources, as well as explosives  and other types of training and testing at sea off the coast of Washington, Oregon, and northern  California; in the Western Behm Canal, Alaska; and portions of waters of the Strait of Juan de Fuca and  Puget Sound, including Navy pierside and harbor locations in Puget Sound.   A description of the Study Area (Figure 1‐1) and the various components of that area are provided in  Chapter 2 (Dates, Duration, and Specified Geographic Region). A description of the activities for which  the Navy is requesting incidental take authorizations is provided in the following sections. This request    1  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 1 – Description of Specified Activity  for two LOAs is based on the proposed activities in the Navy’s Preferred Alternative (Alternative 1 in the  NWTT Draft Supplemental EIS/OEIS, referred to in this document as the Proposed Action). The NWTT  Draft Supplemental EIS/OEIS considers ongoing and future activities conducted at sea, updates training  and testing requirements, incorporates new information from an updated acoustic effects model,  updates marine mammal density data, and incorporates evolving and emergent best available applicable  science.     2  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 1 – Description of Specified Activity    Figure 1‐1: Northwest Training and Testing Study Area    3  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 1 – Description of Specified Activity  This chapter describes those activities that are likely to result in Level B harassment, Level A harassment,  or mortality under the MMPA. Of the Navy activities analyzed for the NWTT Draft Supplemental  EIS/OEIS, the Navy has determined that only the use of sonar and other transducers and in‐water  detonations have the potential to affect marine mammals to a level that would constitute harassment  under the MMPA. In addition to these potential impacts from specific activities, the Navy will also  request takes from ship strikes that may occur during training or testing activities. These takes from ship  strikes, however, are not specific to any particular training or testing activity.  1.2 BACKGROUND The Navy’s mission is to organize, train, equip, and maintain combat‐ready naval forces capable of  winning wars, deterring aggression, and maintaining freedom of the seas. This mission is mandated by  federal law (Title 10 U.S.C. section 5062), which requires the readiness of the naval forces of the United  States.1 The Navy executes this responsibility by establishing and executing training programs, including  at‐sea training and exercises, and ensuring naval forces have access to the ranges, operating areas, and  airspace needed to develop and maintain skills for conducting naval activities. Further, the Navy’s  testing activities ensure naval forces are equipped with well‐maintained systems that take advantage of  the latest technological advances. The Navy’s research and acquisition community conducts military  readiness activities that involve testing. The Navy tests ships, aircraft, weapons, combat systems,  sensors, and related equipment; and conducts scientific research activities to achieve and maintain  military readiness.  The Navy is preparing a Draft Supplemental EIS/OEIS to assess the potential environmental impacts  associated with proposed Naval activities in the Study Area. The Navy is the lead agency for the NWTT  Draft Supplemental EIS/OEIS, and National Marine Fisheries Service (NMFS) is a cooperating agency  pursuant to 40 Code of Federal Regulations (CFR) sections 1501.6 and 1508.5.  In addition, in accordance with Section 7(c) of the Endangered Species Act (ESA) of 1973, as amended,  the Navy is required to consult with NMFS for those actions it has determined may affect ESA‐listed  species or critical habitat under the jurisdiction of NMFS.   1.3 OVERVIEW OF TRAINING AND TESTING ACTIVITIES PRIMARY MISSION AREAS The Navy categorizes many of its training and testing activities into functional warfare areas called  primary mission areas. The Navy’s proposed activities for NWTT generally fall into the following six  primary mission areas:      air warfare  anti‐submarine warfare  electronic warfare     expeditionary warfare  mine warfare  surface warfare  Most activities conducted in NWTT are categorized under one of these primary mission areas; activities  that do not fall within one of these areas are listed as “other activities.” Each warfare community                                                               1 Title 10, Section 5062 of the U.S.C. provides: “The Navy shall be organized, trained, and equipped primarily for prompt and  sustained combat incident to operations at sea. It is responsible for the preparation of Naval forces necessary for the effective  prosecution of war except as otherwise assigned and, in accordance with Integrated Joint Mobilization Plans, for the expansion  of the peacetime components of the Navy to meet the needs of war.”    4  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 1 – Description of Specified Activity  (surface, subsurface, aviation, and expeditionary warfare) may train in some or all of these primary  mission areas. The research and acquisition community also categorizes most, but not all, of its testing  activities under these primary mission areas. A description of the sonar, munitions, targets, systems, and  other material used during training and testing activities within these primary mission areas is provided  in the NWTT Draft Supplemental EIS/OEIS Appendix A (Navy Activities Descriptions).  The Navy describes and analyzes the effects of its activities within the NWTT Draft Supplemental  EIS/OEIS. In its assessment, the Navy concluded that sonar and other transducers and underwater  detonations were the stressors most likely to result in impacts on marine mammals that could rise to  the level of harassment as defined under the MMPA. Therefore, this LOA application provides the Navy’s  assessment of potential effects from these stressors in terms of the various warfare mission areas in  which they would be conducted. Those mission areas include the following:      anti‐submarine warfare (sonar and other transducers, underwater detonations),  mine warfare (sonar and other transducers, underwater detonations),  surface warfare (underwater detonations), and  other (sonar and other transducers).  The Navy’s activities in Air Warfare and Electronic Warfare do not involve sonar and other transducers,  underwater detonations, or any other stressors that could result in harassment of marine mammals. The  activities in these warfare areas are therefore not considered further in this request for LOAs but are  analyzed fully in the Navy’s NWTT Draft Supplemental EIS/OEIS.   1.3.1.1 Anti-Submarine Warfare The mission of anti‐submarine warfare is to locate, neutralize, and defeat hostile submarine forces that  threaten Navy surface forces. Anti‐submarine warfare is based on the principle that surveillance and  attack aircraft, ships, and submarines all search for hostile submarines. These forces operate together or  independently to gain early warning and detection, and to localize, track, target, and attack submarine  threats.  Anti‐submarine warfare training addresses basic skills such as detecting and classifying submarines, as  well as evaluating sounds to distinguish between enemy submarines and friendly submarines, ships, and  marine life. More advanced training integrates the full spectrum of anti‐submarine warfare, from  detecting and tracking a submarine to attacking a target using either exercise torpedoes (i.e., torpedoes  that do not contain a warhead), explosive torpedoes, or simulated weapons. These integrated anti‐ submarine warfare training exercises are conducted in coordinated, at‐sea training events involving  submarines, ships, and aircraft.   Testing of anti‐submarine warfare systems is conducted to develop new technologies and assess  weapon performance and operability with new systems and platforms, such as unmanned systems.  Testing uses ships, submarines, and aircraft to demonstrate capabilities of torpedoes, missiles,  countermeasure systems, and underwater surveillance and communications systems. Tests may be  conducted as part of a large‐scale training event involving submarines, ships, fixed‐wing aircraft, and  helicopters. These integrated training events offer opportunities to conduct research and acquisition  activities and to train aircrew in the use of new or newly enhanced systems during a large‐scale,  complex exercise.    5  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 1 – Description of Specified Activity  1.3.1.2 Expeditionary Warfare The mission of expeditionary warfare is to provide security and surveillance in the littoral (at the  shoreline), riparian (along a river), or coastal environments. Expeditionary warfare is wide ranging and  includes defense of harbors, operation of remotely operated vehicles, defense against swimmers, and  boarding/seizure operations.   Expeditionary warfare training activities include underwater construction team training, dive and  salvage operations, and insertion/extraction via air, surface, and subsurface platforms.  1.3.1.3 Mine Warfare The mission of mine warfare is to detect, classify, and avoid or neutralize (disable) mines to protect Navy  ships and submarines and to maintain free access to ports and shipping lanes. Mine warfare also  includes offensive mine laying to gain control of or deny the enemy access to sea space. Naval mines can  be laid by ships, submarines, or aircraft.  Mine warfare training includes exercises in which ships, aircraft, submarines, underwater vehicles,  unmanned vehicles, or marine mammal detection systems search for mine shapes. Personnel train to  destroy or disable mines by attaching underwater explosives to or near the mine or using remotely  operated vehicles to destroy the mine. Towed influence mine sweep systems mimic a particular ship’s  magnetic and acoustic signature, which would trigger a real mine, causing it to explode.  Testing and development of mine warfare systems is conducted to improve acoustic, optical, and  magnetic detectors intended to hunt, locate, and record the positions of mines for avoidance or  subsequent neutralization. Mine warfare testing and development falls into two primary categories:  mine detection and classification, and mine countermeasure and neutralization testing. Mine detection  and classification testing involves the use of air, surface, and subsurface vessels; it uses sonar, including  towed and side‐scan sonar, and unmanned vehicles to locate and identify objects underwater. Mine  detection and classification systems are sometimes used in conjunction with a mine neutralization  system. Mine countermeasure and neutralization testing includes the use of air, surface, and subsurface  units and uses tracking devices, countermeasure and neutralization systems, and general purpose  bombs to evaluate the effectiveness of neutralizing mine threats. Most neutralization tests use mine  shapes, or non‐explosive practice mines, to accomplish the requirements of the activity. For example,  during a mine neutralization test, a previously located mine is destroyed or rendered nonfunctional  using a helicopter or manned/unmanned surface vehicle‐based system that may involve the deployment  of a towed neutralization system.  Most training and testing activities use mine shapes, or non‐explosive practice mines, to accomplish the  requirements of the activity. A small percentage of mine warfare activities require the use of high‐ explosive mines to evaluate and confirm the ability of the system or the crews conducting the training to  neutralize a high‐explosive mine under operational conditions. The majority of mine warfare systems  are deployed by ships, helicopters, and unmanned vehicles. Tests may also be conducted in support of  scientific research to support these new technologies.  1.3.1.4 Surface Warfare The mission of surface warfare is to obtain control of sea space from which naval forces may operate,  which entails offensive action against surface targets while also defending against aggressive actions by  enemy forces. In the conduct of surface warfare, aircraft use guns, air‐launched cruise missiles, or other    6  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 1 – Description of Specified Activity  precision‐guided munitions; ships employ naval guns and surface‐to‐surface missiles; and submarines  attack surface ships using torpedoes or submarine‐launched, anti‐ship cruise missiles.  Surface warfare training includes surface‐to‐surface gunnery and missile exercises, air‐to‐surface  gunnery and missile exercises, submarine missile or torpedo launch events, and other munitions against  surface targets.  Testing of weapons used in surface warfare is conducted to develop new technologies and to assess  weapon performance and operability with new systems and platforms, such as unmanned systems.  Tests include various air‐to‐surface guns and missiles, surface‐to‐surface guns and missiles, and bombing  tests. Testing events may be integrated into training activities to test aircraft or aircraft systems in the  delivery of munitions on a surface target. In most cases the tested systems are used in the same manner  in which they are used for training activities.  1.3.1.5 Other Activities Other training and testing is conducted in the Study Area that falls outside of the primary mission areas,  but supports overall readiness. Surface ship crews conduct Maritime Security Operations events,  including maritime security escorts for Navy vessels such as Fleet Ballistic Missile Submarines; Visit,  Board, Search, and Seizure; Maritime Interdiction Operations; Force Protection; Anti‐Piracy Operations,  Acoustic Component Testing, Cold Water Support, and Hydrodynamic and maneuverability Testing. Anti‐ terrorism/Force‐protection training will occur as small boat attacks against moored ships at one of the  Navy’s piers inside Puget Sound. Operator training is also necessary for the maintenance of ship and  submarine sonar at piers and at‐sea.  OVERVIEW OF NAVY ACTIVITIES WITHIN THE STUDY AREA Training and testing activities and exercises covered in this request for LOAs are briefly described below,  and in more detail within the NWTT Draft Supplemental EIS/OEIS.   The Navy has been conducting training and testing activities in the Study Area for decades, with some  activities dating back to at least the early 1900s. The tempo and types of training and testing activities  have fluctuated because of the introduction of new technologies, the evolving nature of international  events, advances in warfighting doctrine and procedures, and changes in force structure (e.g.,  organization of ships, submarines, aircraft, weapons, and Sailors). Such developments influence the  type, frequency, intensity, and location of required training and testing activities. The activities analyzed  are largely a continuation of activities that have been ongoing and were analyzed previously in the 2015  NWTT Final EIS/OEIS as well as the 2010 Northwest Training Range Complex Final EIS/OEIS and 2010  NAVSEA NUWC Keyport Range Complex Extension Final EIS/OEIS. This request includes the analysis of  those at‐sea activities necessary to meet readiness requirements beyond 2020 and into the reasonably  foreseeable future, includes any changes to those activities previously analyzed, and reflects the most  up‐to‐date compilation of training and testing activities deemed necessary to accomplish military  readiness requirements.   The activities that are part of the Proposed Action for this request for LOAs are described in Table 1‐3  and Table 1‐4, which include the activity name, a short description of the activity, the number of events  proposed, typical duration, and locations. Appendix A (Navy Activities Descriptions) of the NWTT Draft  Supplemental EIS/OEIS provides more detailed descriptions of the activities.    7  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 1 – Description of Specified Activity  1.4 DESCRIPTION OF ACOUSTIC AND EXPLOSIVE STRESSORS The Navy uses a variety of sensors, platforms, weapons, and other devices, including ones used to  ensure the safety of Sailors, to meet its mission. Training and testing with these systems may introduce  sound and energy into the environment. The proposed training and testing activities were evaluated to  identify specific components that could act as stressors by having direct or indirect impacts on the  environment. This analysis included identification of the spatial variation of the identified stressors. The  following subsections describe the acoustic and explosive stressors for biological resources within the  Study Area in detail. Each description contains a list of activities that may generate the stressor. A  preliminary analysis identified the stressor/resource interactions that warrant further analysis in the  LOA based on public comments received during scoping, previous NEPA analyses, and opinions of  subject matter experts. Stressor/resource interactions that were determined to have negligible or no  impacts (e.g., vessel noise, aircraft noise, weapons noise, and explosions in‐air) were not carried forward  for analysis in the request for LOAs, as is consistent with previous rule‐making (National Oceanic and  Atmospheric Administration, 2015b).  ACOUSTIC STRESSORS This section describes the characteristics of sounds produced during naval training and testing and the  relative magnitude and location of these sound‐producing activities. This provides the basis for analysis  of acoustic impacts on resources in Chapter 6 (Take Estimates for Marine Mammals). Explanations of the  terminology and metrics used when describing sound in this LOA are in Appendix D (Acoustic and  Explosive Concepts) of the NWTT Draft Supplemental EIS/OEIS.  Acoustic stressors include acoustic signals emitted into the water for a specific purpose, such as sonar,  other transducers (devices that convert energy from one form to another—in this case, into sound  waves), incidental sources of broadband sound produced as a byproduct of vessel movement, aircraft  transits, and use of weapons or other deployed objects. Explosives also produce broadband sound but  are characterized separately from other acoustic sources due to their unique hazardous characteristics  (Section 1.4.2, Explosive Stressors). Characteristics of each of these sound sources are described in the  following sections.   In order to better organize and facilitate the analysis of approximately 300 sources of underwater sound  used by the Navy, including sonar and other transducers and explosives, a series of source  classifications, or source bins, were developed. The source classification bins do not include the  broadband noise produced incidental to vessel and aircraft transits and weapons firing. Noise from  vessels, aircraft, and weapons firing are not carried forward for analysis in the LOA, for the reasons  stated above.  The use of source classification bins provides the following benefits:       Provides the ability for new sensors or munitions to be covered under existing authorizations, as  long as those sources fall within the parameters of a “bin.”  Improves efficiency of source utilization data collection and reporting requirements anticipated  under the MMPA authorizations.   Ensures a precautionary approach to all impact estimates, as all sources within a given class are  modeled as the most impactful source (highest source level, longest duty cycle, or largest net  explosive weight) within that bin.  8  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 1 – Description of Specified Activity    Allows analyses to be conducted in a more efficient manner, without any compromise of  analytical results.  Provides a framework to support the reallocation of source usage (hours/explosives) between  different source bins, as long as the total numbers of takes remain within the overall analyzed  and authorized limits. This flexibility is required to support evolving Navy training and testing  requirements, which are linked to real world events.  1.4.1.1 Sonar and Other Transducers Active sonar and other transducers emit non‐impulsive sound waves into the water to detect objects,  navigate safely, and communicate. Passive sonars differ from active sound sources in that they do not  emit acoustic signals; rather, they only receive acoustic information about the environment, or listen. In  this Request for LOAs, the terms sonar and other transducers will be used to indicate active sound  sources unless otherwise specified.   The Navy employs a variety of sonars and other transducers to obtain and transmit information about  the undersea environment. Some examples are mid‐frequency hull‐mounted sonars used to find and  track enemy submarines; high‐frequency small object detection sonars used to detect mines; high‐ frequency underwater modems used to transfer data over short ranges; and extremely high‐frequency  (greater than 200 kilohertz [kHz]) doppler sonars used for navigation, like those used on commercial and  private vessels. The characteristics of these sonars and other transducers, such as source level, beam  width, directivity, and frequency, depend on the purpose of the source. Higher frequencies can carry  more information or provide more information about objects off which they reflect, but attenuate more  rapidly. Lower frequencies attenuate less rapidly, so they may detect objects over a longer distance, but  with less detail.  Propagation of sound produced underwater is highly dependent on environmental characteristics such  as bathymetry, bottom type, water depth, temperature, and salinity. The sound received at a particular  location will be different than near the source due to the interaction of many factors, including  propagation loss; how the sound is reflected, refracted, or scattered; the potential for reverberation;  and interference due to multi‐path propagation. In addition, absorption greatly affects the distance over  which higher‐frequency sounds propagate. The effects of these factors are explained in Appendix D  (Acoustic and Explosive Concepts) of the NWTT Draft Supplemental EIS/OEIS. Because of the complexity  of analyzing sound propagation in the ocean environment, the Navy relies on acoustic models in its  environmental analyses that consider sound source characteristics and varying ocean conditions across  the Study Area.  The sound sources and platforms typically used in naval activities analyzed in the LOA are described in  Appendix A (Navy Activities Descriptions) of the NWTT Draft Supplemental EIS/OEIS. Sonars and other  transducers used to obtain and transmit information underwater during Navy training and testing  activities generally fall into several categories of use described below.   1.4.1.1.1 Anti-Submarine Warfare Sonar used during anti‐submarine warfare training and testing would impart the greatest amount of  acoustic energy of any category of sonar and other transducers analyzed in this Request for LOAs. Types  of sonars used to detect potential enemy vessels include hull‐mounted, towed, line array, sonobuoy,  helicopter dipping, and torpedo sonars. In addition, acoustic targets and decoys (countermeasures) may  be deployed to emulate the sound signatures of vessels or repeat received signals.     9  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 1 – Description of Specified Activity  Most anti‐submarine warfare sonars are mid‐frequency (1–10 kHz) because mid‐frequency sound  balances sufficient resolution to identify targets with distance over which threats can be identified.  However, some sources may use higher or lower frequencies. Duty cycles can vary widely, from rarely  used to continuously active. Anti‐submarine warfare sonars can be wide‐ranging in a search mode or  highly directional in a track mode.  Most anti‐submarine warfare activities involving submarines or submarine targets would occur in waters  greater than 600 feet (ft.) deep due to safety concerns about running aground at shallower depths.  Sonars used for anti‐submarine warfare activities would typically be used beyond 12 nautical miles (NM)  from shore. Exceptions include use of dipping sonar by helicopters, pierside testing and maintenance of  systems while in port, and system checks while transiting to or from port.  1.4.1.1.2 Mine Warfare, Small Object Detection, and Imaging Sonars used to locate mines and other small objects, as well those used in imaging (e.g., for hull  inspections or imaging of the seafloor), are typically high frequency or very high frequency. Higher  frequencies allow for greater resolution and, due to their greater attenuation, are most effective over  shorter distances. Mine detection sonar can be deployed (towed or vessel hull‐mounted) at variable  depths on moving platforms (ships, helicopters, or unmanned vehicles) to sweep a suspected mined  area. Hull‐mounted anti‐submarine sonars can also be used in an object detection mode known as  “Kingfisher” mode. Sonars used for imaging are usually used in close proximity to the area of interest,  such as pointing downward near the seafloor.  Mine detection sonar use would be concentrated in areas where practice mines are deployed, typically  in water depths less than 200 ft., and at established training minefields or temporary minefields close to  strategic ports and harbors, or at targets of opportunity such as navigation buoys. Kingfisher mode on  vessels is most likely to be used when transiting to and from port. Sound sources used for imaging could  be used throughout the Study Area.   1.4.1.1.3 Navigation and Safety Similar to commercial and private vessels, Military vessels employ navigational acoustic devices,  including speed logs, Doppler sonars for ship positioning, and fathometers. These may be in use at any  time for safe vessel operation. These sources are typically highly directional to obtain specific  navigational data.   1.4.1.1.4 Communication Sound sources used to transmit data (such as underwater modems), provide location (pingers), or send  a single brief release signal to bottom‐mounted devices (acoustic release) may be used throughout the  Study Area. These sources typically have low duty cycles and are usually only used when it is desirable to  send a detectable acoustic message.  1.4.1.1.5 Classification of Sonar and Other Transducers Sonars and other transducers are grouped into classes that share an attribute, such as frequency range  or purpose. As detailed below, classes are further sorted by bins based on the frequency or bandwidth;  source level; and, when warranted, the application in which the source would be used. Unless stated  otherwise, a reference distance of 1 meter is used for sonar and other transducers.     Frequency of the non‐impulsive acoustic source   10  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 1 – Description of Specified Activity  o o o o Low‐frequency sources operate below 1 kHz   Mid‐frequency sources operate at and above 1 kHz, up to and including 10 kHz  High‐frequency sources operate above 10 kHz, up to and including 100 kHz  Very‐high‐frequency sources operate above 100 kHz but below 200 kHz   Sound pressure level  o Greater than 160 decibels (dB) referenced to 1 micropascal (dB re 1 µPa), but less than  180 dB re 1 µPa  o Equal to 180 dB re 1 µPa and up to 200 dB re 1 µPa  o Greater than 200 dB re 1 µPa   Application in which the source would be used  o Sources with similar functions that have similar characteristics, such as pulse length  (duration of each pulse), beam pattern, and duty cycle  The bins used for classifying active sonars and transducers that are quantitatively analyzed in the Study  Area are shown in Table 1‐1. While general parameters or source characteristics are shown in the table,  actual source parameters are classified.   Table 1‐1: Sonar and Other Transducers Quantitatively Analyzed  Source Class Category  Low‐Frequency (LF):  Sources that produce signals  less than 1 kHz  Bin  LF4  LF sources equal to 180 dB and up to 200 dB  LF5  LF sources less than 180 dB  MF1  Hull‐mounted surface ship sonars (e.g., AN/SQS‐53C and AN/SQS‐60)  MF1K  Kingfisher mode associated with MF1 sonars  MF2 Mid‐Frequency (MF):  Tactical and non‐tactical  sources that produce signals  between 1 and 10 kHz  Description    MF3  Hull‐mounted submarine sonars (e.g., AN/BQQ‐10)  MF4  Helicopter‐deployed dipping sonars (e.g., AN/AQS‐22)  MF5  Active acoustic sonobuoys (e.g., DICASS)  MF6  Underwater sound signal devices (e.g., MK 84 SUS)  MF9  Sources (equal to 180 dB and up to 200 dB) not otherwise binned  Active sources (greater than 160 dB, but less than 180 dB) not  otherwise binned  Hull‐mounted surface ship sonars with an active duty cycle greater  than 80%  Towed array surface ship sonars with an active duty cycle greater than  80%  Hull‐mounted submarine sonars (e.g., AN/BQQ‐10)  MF10  MF11  MF12  HF1  HF3  High‐Frequency (HF):   Tactical and non‐tactical  sources that produce signals  between 10 and 100 kHz    Hull‐mounted surface ship sonars (e.g., AN/SQS‐56)  HF5  Other hull‐mounted submarine sonars (classified)   Mine detection, classification, and neutralization sonar (e.g., AN/SQS‐ 20)  Active sources (greater than 200 dB) not otherwise binned  HF6  Sources (equal to 180 dB and up to 200 dB) not otherwise binned  HF8  Hull‐mounted surface ship sonars (e.g., AN/SQS‐61)  HF4  11  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 1 – Description of Specified Activity  Source Class Category  Very High‐Frequency (VHF):  Tactical and non‐tactical  sources that produce signals  greater than 100 kHz but less  than 200 kHz   Anti‐Submarine Warfare  (ASW): Tactical sources (e.g.,  active sonobuoys and  acoustic countermeasures  systems) used during ASW  training and testing activities  Torpedoes (TORP):   Active acoustic signals  produced by torpedoes  Forward Looking Sonar (FLS):  Forward or upward looking  object avoidance sonars used  for ship navigation and safety  Acoustic Modems (M):  Sources used to transmit data   Synthetic Aperture Sonars  (SAS): Sonars used to form  high‐resolution images of the  seafloor  Broadband Sound Sources  (BB): Sonar systems with  large frequency spectra, used  for various purposes  Bin  Description  HF9  Weapon‐emulating sonar source  VHF1  Active sources greater than 200 dB  VHF2  Active sources with a source level less than 200 dB  ASW1  MF systems operating above 200 dB  ASW2  MF Multistatic Active Coherent sonobuoy (e.g., AN/SSQ‐125)  ASW3  MF towed active acoustic countermeasure systems (e.g., AN/SLQ‐25)  ASW4  MF expendable active acoustic device countermeasures (e.g., MK 3)  ASW51  MF sonobuoys with high duty cycles  TORP1  Lightweight torpedo (e.g., MK 46, MK 54, or Anti‐Torpedo Torpedo)  TORP2  Heavyweight torpedo (e.g., MK 48)  TORP3  Heavyweight torpedo (e.g., MK 48)  FLS2  HF sources with short pulse lengths, narrow beam widths, and  focused beam patterns  M3  MF acoustic modems (greater than 190 dB)  SAS2  HF SAS systems  BB1  MF to HF mine countermeasure sonar  BB2  HF to VHF mine countermeasure sonar  1 Formerly ASW2 in Phase II.  EXPLOSIVE STRESSORS This section describes the characteristics of explosions during naval training and testing. The activities  analyzed in this Request for LOAs that use explosives are described in Appendix A (Navy Activities  Descriptions) of the NWTT Draft Supplemental EIS/OEIS. Explanations of the terminology and metrics  used when describing explosives are provided in Appendix D (Acoustic and Explosive Concepts) of the  NWTT Draft Supplemental EIS/OEIS.   The near‐instantaneous rise from ambient to an extremely high peak pressure is what makes an  explosive shock wave potentially damaging. Farther from an explosive, the peak pressures decay and the  explosive waves propagate as an impulsive, broadband sound. Several parameters influence the effect  of an explosive: the weight of the explosive in the warhead, the type of explosive material, the  boundaries and characteristics of the propagation medium, and the detonation depth in water. The net  explosive weight, which is the explosive power of a charge expressed as the equivalent weight of  trinitrotoluene (TNT), accounts for the first two parameters. The effects of these factors are explained in  Appendix D (Acoustic and Explosive Concepts) of the NWTT Draft Supplemental EIS/OEIS.     12  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 1 – Description of Specified Activity  1.4.2.1 Explosions in Water Explosive detonations during training and testing activities are associated with high‐explosive munitions,  including, but not limited to, bombs, missiles, naval gun shells, torpedoes, mines, demolition charges,  and explosive sonobuoys. Explosive detonations during training and testing involving the use of high‐ explosive munitions, including bombs, missiles, and naval gun shells, could occur in the air or near the  water’s surface. Explosive detonations associated with torpedoes and explosive sonobuoys would occur  in the water column; mines and demolition charges could be detonated in the water column or on the  ocean bottom. Detonations would typically occur in waters greater than 200 ft. in depth, and greater  than 50 NM from shore, with the exception of mine countermeasure and neutralization testing  proposed in the Offshore Area, and existing mine warfare areas in Inland Waters, (i.e., Crescent Harbor  and Hood Canal Explosive Ordnance Disposal Training Ranges).   In order to better organize and facilitate the analysis of explosives used by the Navy during training and  testing that could detonate in water or at the water surface, explosive classification bins were  developed. The use of explosive classification bins provides the same benefits as described for acoustic  source classification bins in Section 1.4.1 (Acoustic Stressors).  Explosives detonated in water are binned by net explosive weight. The bins of explosives that are  proposed for use in the Study Area are shown in Table 1‐2.   Propagation of explosive pressure waves in water is highly dependent on environmental characteristics  such as bathymetry, bottom type, water depth, temperature, and salinity, which affect how the pressure  waves are reflected, refracted, or scattered; the potential for reverberation; and interference due to  multi‐path propagation. In addition, absorption greatly affects the distance over which higher‐frequency  components of explosive broadband noise can propagate. Appendix D (Acoustic and Explosive Concepts)  of the NWTT Draft Supplemental EIS/OEIS explains the characteristics of explosive detonations and how  the above factors affect the propagation of explosive energy in the water. Because of the complexity of  analyzing sound propagation in the ocean environment, the Navy relies on acoustic models in its  environmental analyses that consider sound source characteristics and varying ocean conditions across  the Study Area.  Table 1‐2: Explosive Sources Quantitatively Analyzed that Could Be Used Underwater or at  the Water Surface in the Study Area     Bin  Net Explosive  Weight (lb.)  Example Explosive Source  Modeled Detonation  Depths (ft.)  E1  0.1–0.25  Medium‐caliber projectiles  0.3, 60  E2  > 0.25–0.5  Medium‐caliber projectiles  0.3  E3  > 0.5–2.5  E4  > 2.5–5  E5  > 5–10  Large‐caliber projectile  0.3  E7  > 20–60  Mine Countermeasure and  Neutralization  33, 98, 230, 295  Explosive Ordnance Disposal Mine  Neutralization  Mine Countermeasure and  Neutralization  33, 60  197, 262, 295, 394  13  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 1 – Description of Specified Activity  E8  > 60–100  Lightweight torpedo  150  E10  > 250–500  1,000 lb. bomb  0.3  E11  > 500–650  Heavyweight torpedo  300, 656  Notes: Net Explosive Weight refers to the equivalent amount of TNT the actual weight of  a munition may be larger due to other components; in. = inch(es), lb. = pound(s),  ft. = feet  1.5 Proposed Action The Navy proposes to continue conducting training and testing activities within the Study Area. The  Navy has conducted training and testing activities in the Study Area for decades. Most recently, these  activities were analyzed in the 2015 NWTT Final EIS/OEIS (U.S. Department of the Navy, 2015a). That  document, its associated MMPA authorizations (National Oceanic and Atmospheric Administration,  2015a), and associated Biological Opinion (National Marine Fisheries Service, 2015) describe the training  and testing activities currently conducted in the Study Area, which are similar to those proposed in this  Request for LOAs. The Study Area is the same as described in the 2015 NWTT Final EIS/OEIS (Section 2.2,  Primary Mission Areas) and current LOAs.   TRAINING AND TESTING ACTIVITIES The training and testing activities that the Navy proposes to conduct in the Study Area, and that may  result in MMPA takes of marine mammals, are described in Table 1‐3 (training) and Table 1‐4 (testing).  The tables are organized according to primary mission areas and include the activity name, associated  stressor(s), description and duration of the activity, sound source bin, the areas where the activity is  conducted, the number of events per year, and the number of events over seven years. Not all sound  sources are used with each activity. Under the “Annual # of Events” column, events show either a single  number or a range of numbers to indicate the maximum number of times that activity could occur  during any single year. The “7‐Year # of Events” is the maximum number of times an activity would  occur over the 7‐year period of this application. More detailed activity descriptions can be found in the  NWTT Draft Supplemental EIS/OEIS.  The Navy’s Proposed Action reflects a representative year of training and testing to account for the  natural fluctuation of training and testing cycles and deployment schedules that generally prevents the  maximum level of activities from occurring year after year in any 7‐year period.   For the purposes of this Request for LOAs, the Navy assumes that some unit‐level training would be  conducted using synthetic means (e.g., simulators). Additionally, the Proposed Action assumes that  some unit‐level active sonar training and some testing will be completed during other scheduled  activities. By using a representative level of activity rather than a maximum level of activity in every  year, the Proposed Action incorporates a degree of risk that the Navy would not have sufficient capacity  in potential MMPA permits to conduct the necessary training and testing to meet future national  emergencies.    14  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study  Area  Chapter 1 – Description of Specified Activities  Table 1‐3: Proposed Training Activities that may Result in MMPA Takes of Marine Mammals Within the NWTT Study Area  1    15  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study  Area  Chapter 1 – Description of Specified Activities  Typical  Duration  Source Bin  Location  Submarine crews search for, track, and detect  submarines. Event would include one MK‐48  torpedo used during this event.  8 hours  TORP2, E11  Offshore Area  > 50 NM from  land  Helicopter crews search for, track, and detect  submarines.  2–4  hours  MF4, MF5  Maritime patrol aircraft crews search for, track,  and detect submarines.  2–8  hours  ASW2, ASW5,  MF5  Surface ship crews search for, track, and detect  submarines.  2–4  hours  Submarine crews search for, track, and detect  submarines.  Civilian Port Defense  – Homeland Security  Maritime security personnel train to protect  civilian ports and harbors against enemy  Anti‐Terrorism/  Force Protection  efforts to interfere with access to those ports.  Exercises  Stressor  Category  Activity  Description  Annual #  7‐Year #  of Events  of Events  Anti‐Submarine Warfare  Acoustic;  Explosive  Acoustic  Torpedo Exercise –  Submarine  (TORPEX – Sub)  Tracking Exercise – Helicopter  (TRACKEX – Helo)  Acoustic  Tracking Exercise –  Maritime Patrol  Aircraft  0–2  5  0–2  5  > 12 NM from  land  373  2,611  ASW3, MF1,  MF11  Offshore Area  62  434  8 hours  HF1, MF3  Offshore Area  75–100  595  Multiple  days  HF4, SAS2  Inland Waters  0–1  5  Offshore Area  (TRACKEX – MPA)  Acoustic  Tracking Exercise – Ship  (TRACKEX – Ship)  Acoustic  Tracking Exercise –  Submarine  (TRACKEX – Sub)  > 12 NM from  land  Offshore Area  Mine Warfare  Acoustic    16  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study  Area  Chapter 1 – Description of Specified Activities  Explosive  Mine Neutralization  – Explosive  Ordnance Disposal  (EOD)  Personnel disable threat mines using explosive  charges.  Up to 4  hours  E3  Crescent  Harbor EOD  Training  Range, Hood  Canal EOD  Training Range  12  84  0–2  (counts  only the  explosive  events)  5  90  (counts  only the  explosive  events)  504  0–2  5  26  182  Surface Warfare  Explosive  Bombing Exercise  (Air‐to‐Surface)  (BOMBEX [A‐S])  Explosive  Offshore Area  Fixed‐wing aircrews deliver bombs against  surface targets.  Gunnery Exercise  (Surface‐to‐Surface)  Surface ship crews fire large‐ and medium‐ – Ship  caliber guns at surface targets.  1 hour  Up to 3  hours  E10  Explosive  Fixed‐wing aircrews simulate firing precision‐ guided missiles, using captive air training  missiles (CATMs) against surface targets. Some  activities include firing a missile with a high‐ explosive (HE) warhead.  > 50 NM from  land  Offshore Area  E1, E2, E5  (GUNEX [S‐S] – Ship)  Missile Exercise (Air‐ to‐Surface)  (MISSILEX [A‐S])  (W‐237)  > 50 NM from  land  Offshore Area  2 hours  E10  (W‐237)  > 50 NM from  land  Other Training  Acoustic  Submarine Sonar  Maintenance  Maintenance of submarine sonar and other  system checks are conducted pierside or at  sea.  Up to 1  hour  LF5, MF3  NBK Bangor,  NBK  Bremerton,  and Offshore  Area  > 12 NM from  land    17  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study  Area  Chapter 1 – Description of Specified Activities  Acoustic  Acoustic      Surface Ship Sonar  Maintenance  Unmanned  Underwater Vehicle  Training  Maintenance of surface ship sonar and other  system checks are conducted pierside or at  sea.  Up to 4  hours  Unmanned underwater vehicle certification  involves training with unmanned platforms to  ensure submarine crew proficiency. Tactical  development involves training with various  payloads for multiple purposes to ensure that  the systems can be employed effectively in an  operational environment.  Up to 24  hours  MF1  NBK  Bremerton, NS  Everett, and  Offshore Area  25  175  60  420  > 12 NM from  land  FLS2, M3  Inland Waters,  Offshore Area    18  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study  Area  Chapter 1 – Description of Specified Activities  Table 1‐4: Proposed Testing Activities that may Result in MMPA Takes of Marine Mammals Within the NWTT Study Area  1  Stressor  Category  Activity  Description  Annual #  7‐Year #  of Events  of Events  Typical  Duration  Source Bin  Location  4–8  hours of  active  sonar  use  ASW1, ASW2,  ASW3, ASW5,  MF1K, MF4,  MF5, MF10,  MF11, MF12,  TORP1  Offshore Area  44  308  ASW3, HF1, HF5,  M3, MF3, MF4,  MF5  Offshore Area  4  28  ASW3, HF5,  MF4, MF5,  TORP1  Inland Waters  (DBRC)  4–6  34  ASW3, ASW4  Offshore Area  (QRS)   14  98  ASW3, ASW4,  HF8, MF1,  TORP2  Inland Waters   (DBRC, Keyport  Range Site)  29  203  ASW4  Western Behm  Canal, AK  1  5  ASW3, HF3,  MF1, MF2, MF3,  MF9, MF10,  MF12  Inland Waters   (NS Everett,  NBK Bangor,  NBK  Bremerton)  88–99  635  Naval Sea Systems Command Testing Activities  Anti‐Submarine Warfare  Acoustic  Acoustic  Acoustic  Acoustic    Anti‐Submarine  Warfare Testing  Ships and their supporting platforms (rotary‐ wing aircraft and unmanned aerial systems)  detect, localize, and prosecute submarines.  At‐sea testing to ensure systems are fully  At‐Sea Sonar Testing  functional in an open ocean environment.  Countermeasure  Testing  Pierside‐Sonar  Testing  Countermeasure testing involves the testing of  systems that will detect, localize, and track  incoming weapons, including marine vessel  targets. Countermeasures may be systems to  obscure the vessel’s location or systems to  rapidly detect, track, and counter incoming  threats. Testing includes surface ship torpedo  defense systems and marine vessel stopping  payloads.  Pierside testing to ensure systems are fully  functional in a controlled pierside environment  prior to at‐sea test activities.  From 4  hours to  11 days  From 4  hours to  6 days  Up to 3  weeks  19  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study  Area  Chapter 1 – Description of Specified Activities  Stressor  Category  Activity  Acoustic  Submarine Sonar  Testing/  Maintenance  Acoustic;  Explosive  Acoustic  Torpedo (Explosive)  Testing  Torpedo (Non‐ explosive) Testing  Typical  Duration  Source Bin  Location  Pierside, moored, and underway testing of  submarine systems occurs periodically  following major maintenance periods and for  routine maintenance.  Up to 3  weeks  HF6, MF9  Western Behm  Canal, AK  Air, surface, or submarine crews employ  explosive and non‐explosive torpedoes against  artificial targets.  1–2  hours  during  daylight  only  E8, E11, ASW3,  HF1, HF6, MF1,  MF3, MF4, MF5,  MF6, TORP1,  TORP2  Description  Air, surface, or submarine crews employ non‐ explosive torpedoes against targets,  submarines, or surface vessels.  Up to 2  weeks  Annual #  7‐Year #  of Events  of Events  1–2  10  > 50 NM from  land  4  28  ASW3, ASW4,  HF1, HF5, HF6,  MF1, MF3, MF4,  MF5, MF6, MF9,  MF10, TORP1,  TORP2  Offshore Area  22  154  HF6, LF4, TORP1,  TORP2, TORP3  Inland Waters  (DBRC)  61  427  E4, E7, HF4  Offshore Area  3  15  HF4  Inland Waters  3  13  Offshore Area  (QRS)  1  7  Inland Waters  (DBRC, Keyport  Range Site)  44  294  Offshore Area  Mine Warfare  Acoustic;  Explosive  Acoustic    Mine  Countermeasure  and Neutralization  Testing  Air, surface, and subsurface vessels neutralize  threat mines and mine‐like objects.  Mine Detection and  Classification  Testing  Air, surface, and subsurface vessels and  systems detect and classify mines and mine‐ like objects. Vessels also assess their potential  susceptibility to mines and mine‐like objects.  1–10  days  Up to 24  days  BB1, BB2, HF4,  LF4  20  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study  Area  Chapter 1 – Description of Specified Activities  Stressor  Category  Activity  Description  Typical  Duration  Testing involves the production or upgrade of  unmanned underwater vehicles. This may  include testing of mission capabilities (e.g.,  mine detection), evaluating the basic functions  of individual platforms, or conducting complex  events with multiple vehicles.  Typically  1–2 days,  up to  multiple  months  Ships demonstrate capability of  countermeasure systems and underwater  surveillance, weapons engagement, and  communications systems. This tests ships’  ability to detect, track, and engage undersea  targets.  Up to 10  days  Annual #  7‐Year #  of Events  of Events  Source Bin  Location  FLS2, HF5,  TORP1, VHF1  Offshore Area  (QRS)  38–39  269  DS3, FLS2, HF5,  HF9, M3, SAS2,  VHF1, TORP1  Inland Waters  (DBRC, Keyport  Range Site, Carr  Inlet)  371– 379  2,615  ASW3, ASW4,  HF4, MF1, MF4,  MF5, MF6, MF9,  TORP1, TORP2  Offshore Area  1–12  27  1  7  3  21  Unmanned Systems  Acoustic  Unmanned  Underwater Vehicle  Testing  Vessel Evaluation  Acoustic  Undersea Warfare  Testing  Other Testing  Acoustic  Acoustic  Acoustic    Offshore Area  (QRS)  Inland Waters   Research using active transmissions from  sources deployed from ships, aircraft, and  unmanned underwater vehicles. Research  sources can be used as proxies for current and  future Navy systems.  Up to 14  days  LF4, MF9  Acoustic  Component Testing  Various surface vessels, moored equipment,  and materials are tested to evaluate  performance in the marine environment.  1 day to  multiple  months  HF3, HF6, LF5,  MF9  Western Behm  Canal, AK  13–18  99  Cold Water Support  Fleet training for divers in a cold water  environment, and other diver training related  to Navy divers supporting range/test site  operations and maintenance.  HF6  Inland Waters  (Keyport Range  Site, DBRC, Carr  Inlet)  4  28  Acoustic and  Oceanographic  Research  8 hours  (DBRC, Keyport  Range Site)  21  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study  Area  Chapter 1 – Description of Specified Activities  Stressor  Category  Acoustic  Acoustic  Activity  Post‐Refit Sea Trial  Semi‐Stationary  Equipment Testing  Description  Typical  Duration  Source Bin  Location  Annual #  7‐Year #  of Events  of Events  Western Behm  Canal, AK  1  7  Following periodic maintenance periods or  repairs, sea trials are conducted to evaluate  submarine propulsion, sonar systems, and  other mechanical tests.  8 hours  HF9, M3, MF10  Inland Waters  (DBRC)  30  210  Semi‐stationary equipment (e.g., hydrophones)  is deployed to determine functionality.  From 10  minutes  to  multiple  days  HF6, HF9, LF4,  MF9, VHF2  Inland Waters  (DBRC, Keyport  Range Site)  120  840  HF6, HF9  Western Behm  Canal, AK  2–3  12  E1, E3, ASW2,  ASW5, MF5,  MF6  Offshore Area  8  56  Naval Air Systems Command Testing Activities  Anti‐Submarine Warfare  Acoustic;  Explosive  Tracking Test –  Maritime Patrol  Aircraft  The test evaluates the sensors and systems  used by maritime patrol aircraft to detect and  track submarines and to ensure that aircraft  4–8 flight  systems used to deploy the tracking systems  hours  perform to specifications and meet operational  requirements.      22  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 1 – Description of Specified Activity  SUMMARY OF ACOUSTIC AND EXPLOSIVE SOURCES ANALYZED FOR TRAINING AND TESTING Source bins and numbers associated with Navy training and testing in the Study Area that were analyzed  in this Request for LOAs are provided in Table 1‐5 for the training acoustic source classes and numbers,  Table 1‐6 for testing acoustic source classes and numbers, Table 1‐7 for training explosive source classes  and numbers, and Table 1‐8 for testing explosive source classes and numbers.     23  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 1 – Description of Specified Activity  Table 1‐5: Acoustic Source Class Bins Analyzed and Numbers Used during Training Activities  Source Class Category  Bin  Low‐Frequency (LF):  Sources that produce signals  less than 1 kHz  LF5  MF1  Mid‐Frequency (MF):  Tactical and non‐tactical  sources that produce signals  between 1 and 10 kHz  MF3  MF4  MF5  MF11  High‐Frequency (HF):   Tactical and non‐tactical  sources that produce signals  between 10 and 100 kHz  Anti‐Submarine Warfare  (ASW): Tactical sources (e.g.,  active sonobuoys and  acoustic countermeasures  systems) used during ASW  training and testing activities  Torpedoes (TORP):   Source classes associated  with the active acoustic  signals produced by  torpedoes  Forward Looking Sonar  (FLS):  Forward or upward looking  object avoidance sonars  used for ship navigation and  safety  Acoustic Modems (M):  Systems used to transmit  data through the water  Synthetic Aperture Sonars  (SAS): Sonars in which active  acoustic signals are post‐ processed to form high‐ resolution images of the  seafloor  Notes: H= hours; C = count    HF1  HF4  ASW2  ASW3  ASW5  TORP1  Description  LF sources less than 180 dB  Hull‐mounted surface ship sonars (e.g.,  AN/SQS‐53C and AN/SQS‐61)  Hull‐mounted submarine sonars (e.g.,  AN/BQQ‐10)  Helicopter‐deployed dipping sonars  (e.g., AN/AQS‐22 and AN/AQS‐13)  Active acoustic sonobuoys (e.g., DICASS)  Hull‐mounted surface ship sonars with  an active duty cycle greater than 80%  Hull‐mounted submarine sonars   (e.g., AN/BQQ‐10)  Mine detection, classification, and  neutralization sonar (e.g., AN/SQS‐20)  MF Multistatic Active Coherent  sonobuoy (e.g., AN/SSQ‐125)  MF towed active acoustic  countermeasure systems (e.g., AN/SLQ‐ 25)  MF sonobuoys with high duty cycles  Lightweight torpedo (e.g., MK 46, MK  54, or Anti‐Torpedo Torpedo)  TORP2  Heavyweight torpedo (e.g., MK 48)  Unit  Annual  7‐year  Total  H  1  5  H  164  1,148  H  70  490  H  0–1  1  C  918– 926  6,443  H  16  112  H  48  336  H  0–65  269  C  350  2,450  H  86  602  H  50  350  C  16  112  C  0–2  5  FLS2  HF sources with short pulse lengths,  narrow beam widths, and focused beam  patterns  H  240  1,680  M3  MF acoustic modems (greater than 190  dB)  H  30  210  HF SAS systems  H  0–561  2,353  SAS2  24  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 1 – Description of Specified Activity  Table 1‐6: Acoustic Source Class Bins Analyzed and Numbers Used during Testing Activities  Source Class Category  Bin  Low‐Frequency (LF):  Sources that produce  signals less than 1 kHz  LF4  LF5  MF1  MF1K  MF2  MF3  Mid‐Frequency (MF):  Tactical and non‐ tactical sources that  produce signals  between 1 and 10 kHz  MF4  MF5  MF6  MF9  MF10  MF11  MF12  HF1  HF3  High‐Frequency (HF):   Tactical and non‐ tactical sources that  produce signals  between 10 and 100  kHz  HF4  HF5  HF6  HF8  HF9  Very High‐Frequency  (VHF): Tactical and  non‐tactical sources  that produce signals  greater than 100 kHz  but less than 200 kHz   Unit  Annual  7‐year  Total  LF sources equal to 180 dB and up to 200 dB  H  177  1,239  LF sources less than 180 dB  H  0‐18  23  H  20–169  398  H  48  336  H  32  224  H  34–36  239  H  41‐50  298  C  300‐673  2782  C  60–232  744  H  644– 959  5,086  H  886  6,197  H  48  336  H  100  700  H  10  68  H  1–19  30  Description  Hull‐mounted surface ship sonars (e.g.,  AN/SQS‐53C and AN/SQS‐61)  Kingfisher mode associated with MF1 sonars  Hull‐mounted surface ship sonars (e.g.,  AN/SQS‐56)  Hull‐mounted submarine sonars (e.g.,  AN/BQQ‐10)  Helicopter‐deployed dipping sonars (e.g.,  AN/AQS‐22 and AN/AQS‐13)  Active acoustic sonobuoys (e.g., DICASS)  Active underwater sound signal devices (e.g.,  MK 84 SUS)  Active sources (equal to 180 dB and up to   200 dB) not otherwise binned  Active sources (greater than 160 dB, but less  than 180 dB) not otherwise binned  Hull‐mounted surface ship sonars with an  active duty cycle greater than 80%  Towed array surface ship sonars with an  active duty cycle greater than 80%  Hull‐mounted submarine sonars   (e.g., AN/BQQ‐10)  Other hull‐mounted submarine sonars  (classified)   Mine detection, classification, and  neutralization sonar (e.g., AN/SQS‐20)  Active sources (greater than 200 dB) not  otherwise binned  Active sources (equal to 180 dB and up to   200 dB) not otherwise binned  Hull‐mounted surface ship sonars (e.g.,  AN/SQS‐61)  Weapon emulating sonar source  H  H  H  1,860– 1,868  352– 400  1,705– 1,865  11,235  2,608  12,377  H  24  168  H  257  1,772  VHF1  Very high frequency sources greater than 200  dB  H  320  2,240  VHF2  Active sources with a frequency greater than  100 kHz, up to 200 kHz with a source level  less than 200 dB  H  135  945      25  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 1 – Description of Specified Activity  Table 1‐6: Acoustic Source Class Bins Analyzed and Numbers Used during Testing Activities  (continued)  Source Class Category  Anti‐Submarine  Warfare (ASW):  Tactical sources (e.g.,  active sonobuoys and  acoustic  countermeasures  systems) used during  ASW training and  testing activities  Torpedoes (TORP):   Source classes  associated with the  active acoustic signals  produced by torpedoes  Bin  Description  Unit  Annual  7‐year  Total  ASW1  MF systems operating above 200 dB  H  80  560  ASW2  MF systems operating above 200 dB  C  240  1,680  ASW3  MF towed active acoustic countermeasure  systems (e.g., AN/SLQ‐25)  H  487– 1,015  4,091  ASW4  MF expendable active acoustic device  countermeasures (e.g., MK 3)  C  1,349– 1,389  9,442  ASW5  MF sonobuoys with high duty cycles  H  80  560  TORP1  Lightweight torpedo (e.g., MK 46, MK 54, or  Anti‐Torpedo Torpedo)  C  TORP2  Heavyweight torpedo (e.g., MK 48)  C  TORP3  Heavyweight torpedo test (e.g., MK 48)  C  298– 360  332– 372  6  HF sources with short pulse lengths, narrow  beam widths, and focused beam patterns  H  24  168  MF acoustic modems (greater than 190 dB)  H  1,088  7,616  HF SAS systems  H  1,312  9,184  MF to HF mine countermeasure sonar  H  48  336  HF to VHF mine countermeasure sonar  H  48  336  Forward Looking Sonar  (FLS):  Forward or upward  looking object  FLS2  avoidance sonars used  for ship navigation and  safety  Acoustic Modems (M):  Systems used to  M3  transmit data through  the water  Synthetic Aperture  Sonars (SAS): Sonars in  which active acoustic  signals are post‐ SAS2  processed to form  high‐resolution images  of the seafloor  Broadband Sound  BB1  Sources (BB): Sonar  systems with large  frequency spectra,  used for various  BB2  purposes  Notes: H= hours; C = count  2,258  2,234  42      26  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 1 – Description of Specified Activity  Table 1‐7: Explosive Source Class Bins Analyzed and Numbers Used during Training Activities  Bin  Net Explosive  Weight (lb.)  Example Explosive Source  Annual  7‐year  Total  E1  0.1–0.25  Medium‐caliber projectiles  60–120  672  E2  > 0.25–0.5  Medium‐caliber projectiles  65–130  728  E3  > 0.5–2.5  Explosive Ordnance Disposal Mine  Neutralization  6  42  E5  > 5–10  56–112  628  E10  > 250–500  0–4  9  Large‐caliber projectile  1,000 lb. bomb  Notes: (1) net explosive weight refers to the equivalent amount of TNT. The actual  weight of a munition may be larger due to other components. lb. = pound(s), ft. = feet  Table 1‐8: Explosive Source Class Bins Analyzed and Numbers Used during Testing Activities  Bin  Net Explosive  Weight (lb.)  E1  0.1–0.25  E3  > 0.5–2.5  E4  > 2.5–5  E7  > 20–60  E8  > 60–100  E11  > 500–650  Annual  7‐year  Total  SUS buoy  8  56  Explosive sonobuoy  72  504  36  180  5  25  Lightweight torpedo  4  28  Heavyweight torpedo  4  28  Example Explosive Source  Mine Countermeasure and  Neutralization  Mine Countermeasure and  Neutralization  Notes: (1) net explosive weight refers to the equivalent amount of TNT. The actual  weight of a munition may be larger due to other components.   lb. = pound(s), ft. = feet  VESSEL MOVEMENTS Vessels used as part of the Proposed Action include ships, submarines, unmanned vessels, and boats  ranging in size from small, 22 ft. rigid hull inflatable boats to aircraft carriers with lengths up to 1,092 ft.  Large ships greater than 60 ft. generally operate at speeds in the range of 10–15 knots for fuel  conservation. Submarines generally operate at speeds in the range of 8–13 knots in transits and less  than those speeds for certain tactical maneuvers. Small craft (for purposes of this discussion – less than  60 ft. in length) have much more variable speeds (dependent on the mission). While these speeds are  representative of most events, some vessels need to temporarily operate outside of these parameters.  For example, to produce the required relative wind speed over the flight deck, an aircraft carrier  engaged in flight operations must adjust its speed through the water accordingly. Conversely, there are  other instances, such as launch and recovery of a small rigid hull inflatable boat, vessel boarding, search,    27  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 1 – Description of Specified Activity  and seizure training events or retrieval of a target when vessels will be dead in the water or moving  slowly ahead to maintain steerage.   The number of military vessels used in the Study Area varies based on military training and testing  requirements, deployment schedules, annual budgets, and other unpredictable factors. Many training  and testing activities involve the use of vessels. These activities could be widely dispersed throughout  the Study Area, but would be typically conducted near naval ports, piers, and range areas. Activities  involving vessel movements occur intermittently and are variable in duration, ranging from a few hours  up to two weeks. There is no seasonal differentiation in military vessel use. Large vessel movement  primarily occurs with the majority of the traffic flowing between the installations and the Operating  Areas (OPAREAS). Smaller support craft would be more concentrated in the coastal waters in the areas  of naval installations, ports, and ranges.  The number of activities that include the use of vessels for training events is lower (approximately  10 percent) than the number for testing activities. Testing can occur jointly with a training event, in  which case that testing activity could be conducted from a training vessel.   Additionally, a variety of smaller craft will be operated within the Study Area. Small craft types, sizes and  speeds vary. During training and testing, speeds generally range from 10 to 14 knots; however, vessels  can and will, on occasion, operate within the entire spectrum of their specific operational capabilities. In  all cases, the vessels/craft will be operated in a safe manner consistent with the local conditions.  STANDARD OPERATING PROCEDURES For training and testing to be effective, units must be able to safely use their sensors and weapon  systems as they are intended to be used in military missions and combat operations and to their  optimum capabilities. While standard operating procedures are designed for the safety of personnel and  equipment and to ensure the success of training and testing activities, their implementation often yields  benefits to environmental, socioeconomic, public health and safety, and cultural resources.   Navy standard operating procedures have been developed and refined over years of experience and are  broadcast via numerous naval instructions and manuals, including, but not limited to the following  materials:                Ship, submarine, and aircraft safety manuals  Ship, submarine, and aircraft standard operating manuals  Fleet Area Control and Surveillance Facility range operating instructions  Fleet exercise publications and instructions  Naval Sea Systems Command test range safety and standard operating instructions  Navy‐instrumented range operating procedures  Naval shipyard sea trial agendas  Research, development, test, and evaluation plans  Naval gunfire safety instructions  Navy planned maintenance system instructions and requirements  Federal Aviation Administration regulations  International Regulations for Preventing Collisions at Sea  28  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 1 – Description of Specified Activity  Because standard operating procedures are essential to safety and mission success, the Navy considers  them to be part of the proposed activities under the Proposed Action and has included them in the  analysis within this Request for LOAs. Standard operating procedures that are recognized as having a  benefit to marine mammals during training and testing activities are noted below:      Vessel safety  Weapons Firing Procedures   Target Deployment Safety  Towed In‐Water Device Safety  Standard operating procedures differ from mitigation measures because mitigation is designed  specifically for the purpose of avoiding or reducing environmental impacts, whereas standard operating  procedures are designed to provide for safety and mission success. Information on mitigation measures  is provided in Chapter 11 (Mitigation Measures) of this Request for LOAs and is summarized below.  Additional information on standard operating procedures is presented in Section 2.3.3 (Standard  Operating Procedures) in the NWTT Draft Supplemental EIS/OEIS.  MITIGATION MEASURES The Navy implements mitigation to avoid or reduce potential impacts from the Proposed Action on  marine mammals during activities involving anti‐submarine warfare, mine warfare, surface warfare, and  other warfare mission areas. Mitigation measures for marine mammals are designed to effect the least  practicable adverse impact on marine mammal species or stocks and their habitat, have a negligible  impact on marine mammal species and stocks (as required under the MMPA), and ensure that the  Proposed Action does not jeopardize the continued existence of endangered or threatened species (as  required under the ESA). The Navy will implement mitigation for the training and testing activity  categories, stressors, and geographic locations listed in Table 1‐9 as part of the Proposed Action. See  Chapter 11 (Mitigation Measures) for a complete presentation of the procedural mitigation and  mitigation areas that will be implemented under the Proposed Action.  Table 1‐9: Mitigation Categories  Chapter 11  (Mitigation Measures) Section  Applicable Stressor, Activity, or Location  Section 11.1 (Procedural Mitigation)  Environmental Awareness and Education  Active Sonar  Section 11.1.1 (Acoustic Stressors)  Weapons Firing Noise  Explosive Sonobuoys  Explosive Torpedoes  Explosive Medium‐Caliber and Large‐Caliber Projectiles  Section 11.1.2 (Explosive Stressors)  Explosive Missiles  Explosive Bombs  Explosive Mine Countermeasure and Neutralization Activities  Explosive Mine Neutralization Activities Involving Navy Divers  Vessel Movement  Towed In‐Water Devices  Section 11.1.3 (Physical Disturbance  Small‐, Medium‐, and Large‐Caliber Non‐Explosive Practice Munitions  and Strike Stressors)  Non‐Explosive Missiles  Non‐Explosive Bombs and Mine Shapes    29  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 1 – Description of Specified Activity  Table 1‐9: Mitigation Categories (continued)  Chapter 11  (Mitigation Measures) Section  Section 11.2 (Mitigation Areas)  Applicable Stressor, Activity, or Location  Marine Species Coastal Mitigation Area (year‐round)  Olympic Coast National Marine Sanctuary Mitigation Area (year‐round)  Stonewall and Heceta Bank Humpback Whale Mitigation Area (May –  November)  Point St. George Humpback Whale Mitigation Area (July – November)  Puget Sound and Strait of Juan de Fuca Mitigation Area (year‐round)  Northern Puget Sound Gray Whale Mitigation Area (March – May)        30  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 2 – Dates, Duration, and Specified Geographic Region  2 Dates, Duration, and Specified Geographic Region  This request is for those training and testing activities that would be conducted in the NWTT Study Area  throughout the year from the end of 2020 through the end of 2027. The number of annual and 7‐year  occurrences of the different training and testing events can be found in the last columns of Table 1‐3  and Table 1‐4. Also indicated is the location where the activity will occur within the Study Area.   The Study Area is composed of established maritime operating and warning areas in the eastern North  Pacific Ocean region, including areas of the Strait of Juan de Fuca, Puget Sound, and Western Behm  Canal in southeastern Alaska. The Study Area includes air and water space within and outside  Washington state waters, within Alaska state waters, and outside state waters of Oregon and Northern  California. The eastern boundary of the Offshore Area is 12 NM off the coastline for most of the Study  Area, including southern Washington, Oregon, and Northern California. The Offshore Area includes the  ocean all the way to the coastline only along that part of the Washington coast that lies beneath the  airspace of W‐237 and the Olympic Military Operating Area (MOA) and the Washington coastline north  of the Olympic MOA (Figure 2‐1). The Study Area includes four existing range complexes and facilities:  the Northwest Training Range Complex, the Keyport Range Complex, Carr Inlet Operations Area, and the  Southeast Alaska Acoustic Measurement Facility (Western Behm Canal, Alaska). In addition to these  range complexes, the Study Area also includes Navy pierside locations where sonar maintenance and  testing occurs as part of overhaul, modernization, maintenance, and repair activities at Naval Base  Kitsap, Bremerton; Naval Base Kitsap, Bangor; and Naval Station Everett.  A range complex is a designated set of specifically bounded geographic areas; it encompasses a water  component (above and below the surface) and may encompass airspace and a land component where  training and testing of military platforms, tactics, munitions, explosives, and EW systems occurs. Range  complexes include established OPAREAs, Restricted Areas, and special use airspace (SUA), which may be  further divided to provide better control of the area and events for safety reasons.   Airspace  o Special Use Airspace. Airspace of defined dimensions where activities must be confined  because of their nature or where limitations may be imposed upon aircraft operations  that are not part of those activities (Federal Aviation Administration Order 7400.10).  Types of special use airspace most commonly found in range complexes include the  following:      Restricted Areas. Airspace within which the operation of aircraft is subject to  restriction. Restricted areas are established to separate activities considered to  be hazardous to other aircraft, such as artillery firing or aerial gunnery  munitions. (Federal Aviation Administration Order 7400.2L, Chapter 23).   Military Operations Areas. Airspace with defined vertical and lateral limits  established for the purpose of separating or segregating certain nonhazardous  military activities from instrument flight rules traffic and to identify visual flight  rules traffic where these activities are conducted.  Warning Areas. Areas of defined dimensions, extending from 3 NM outward  from the coast of the United States, which serve to warn non‐participating  aircraft of activities that may be hazardous.   31  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 2 – Dates, Duration, and Specified Geographic Region  o Air Traffic Control Assigned Airspace. Airspace of defined vertical/lateral limits,  implemented by Letter of Agreement between the user and the concerned Air Route  Traffic Control Center, and assigned by Air Traffic Control, for the purpose of providing  air traffic segregation between the specified activity being conducted within the  assigned airspace and other instrument flight rules traffic.    Sea and Undersea Space  o Operating Area. An ocean area defined by geographic coordinates with defined surface  and subsurface areas and associated special use airspace. OPAREAs may include danger  zones and restricted areas. o Danger Zones and Restricted Areas. Danger zones and restricted areas are water areas  defined by federal regulation for the purpose of prohibiting or limiting public access.  Restricted areas generally provide security for government property and also provide  protection to the public from the risks of damage or injury arising from the  government’s use of that area (33 CFR part 334).  This application for LOAs does not address any activity which cannot impact marine mammals such as  use of airspace over land or shoreside activity incidental to at‐sea training or testing.  Military activities in the Study Area occur (1) on the ocean surface, (2) beneath the ocean surface, and  (3) in the air. To aid in the description of the ranges covered in the 2015 NWTT Final EIS/OEIS, the ranges  are divided into three distinct geographic and functional subdivisions. All of the training and testing  activities proposed in this application would occur in one or more of these three range subdivisions:     2.1 The Offshore Area  The Inland Waters  Western Behm Canal, Alaska  OFFSHORE AREA The Offshore Area of the Study Area includes air, surface, and subsurface OPAREAs extending generally  west from the coastline of Washington, Oregon, and Northern California for a distance of approximately  250 NM into international waters. The eastern boundary of the Offshore Area is 12 NM off the coastline  for most of the Study Area, including southern Washington, Oregon, and Northern California. The  Offshore Area includes the ocean all the way to the coastline only along that part of the Washington  coast that lies beneath the airspace of W‐237 and the Olympic MOA and the Washington coastline north  of the Olympic MOA. The components of the Offshore Area are described below and depicted in Figure  2‐2.  AIRSPACE The SUA in the Offshore Area is comprised of Warning Area 237 (W‐237), which extends westward off  the coast of Northern Washington State and is divided into nine sub‐areas (A‐H, and J). The eastern  boundary of W‐237 lies 3 NM off the coast of Washington. The floor of W‐237 extends to the ocean  surface, and the ceiling of the airspace varies between 27,000 ft. in areas E, H, and J; 50,000 ft. in areas  A and B; and unlimited in areas C, D, F, and G, with a total area of 25,331 square nautical miles (NM2).  The Olympic MOA overlays both land (the Olympic Peninsula) and sea (extending to 3 NM off the coast  of Washington into the Pacific Ocean). The MOA lower limit is 6,000 ft. above mean sea level but not  below 1,200 ft. above ground level, and the upper limit is up to, but not including, 18,000 ft., with total    32  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 2 – Dates, Duration, and Specified Geographic Region  area coverage of 1,614 NM2. Above the Olympic MOA is the Olympic Air Traffic Control Assigned  Airspace (ATCAA), which has a floor coinciding with the Olympic MOA ceiling. The ATCAA has an upper  limit of 35,000 ft. For this application, the Olympic MOA and the Olympic ATCAA are components of the  Offshore Area; all references to Olympic MOA and Olympic ATCAA here will be only to the segments  which overlie the water west of the coast of Washington.   SEA AND UNDERSEA SPACE The Offshore Area includes sea and undersea space approximately 510 NM in length from the northern  boundary at the mouth of the Strait of Juan de Fuca to the southern boundary at 40 degrees (°) north  (N) latitude, and 250 NM from the coastline to the western boundary at 130° west (W) longitude. Total  surface area of the Pacific Northwest (PACNW) OPAREA is 121,600 NM2. While the PACNW OPAREA  extends to the shoreline throughout its length, the Study Area excludes that portion from the coastline  of southern Washington (south of the Olympic MOA), Oregon, and Northern California out to 12 NM at  sea.  Commander Submarine Force, U.S. Pacific Fleet Pearl Harbor uses this water space as a function of the  safe operation of U.S. submarines. While the sea space is ample for all levels of Navy training, no  infrastructure is in place to support training. For example, there are no dedicated training frequencies,  no permanent instrumentation, no meteorological and oceanographic operations system, and no  established target systems. In this region of the Pacific Ocean, storms and high sea states can create  challenges to surface ship training between October and April. In addition, strong undersea currents in  the Pacific Northwest make it difficult to place bottom‐mounted instrumentation such as hydrophones.  Within the defined boundaries of the PACNW OPAREA lies the Quinault Range Site (see Figure 2‐2). The  Quinault Range Site coincides with the boundaries of W‐237A, and also includes a surf zone component.  The surf zone component extends north to south 5 NM along the eastern boundary of W‐237A, extends  approximately 3 NM to shore along the mean lower low water line, and encompasses 1 mile (mi.)  (1.6 kilometers [km]) of shoreline at Pacific Beach, Washington. Surf‐zone activities would be conducted  from an area on the shore and seaward.  2.2 INLAND WATERS The Inland Waters includes air, sea, and undersea space inland of the coastline, from buoy “J” at 48°  29.6’ N, 125° W, eastward to include all U.S. waters of the Strait of Juan de Fuca and the Puget Sound.  None of this area extends into Oregon or California. Within the Inland Waters are specific geographic  components in which training and testing occur. The Inland Waters and its component areas are  described below and depicted in Figure 2‐3.  AIRSPACE The special use airspace in the Inland Waters is depicted in Figure 2‐3 and described below:      Restricted Area 6701 (R‐6701, Admiralty Bay) is a Restricted Area over Admiralty Bay,  Washington with a lower limit at the ocean surface and an upper limit of 5,000 ft. This airspace  covers a total area of 22 NM2.  Chinook A and B MOAs are 56 NM2 of airspace south and west of Admiralty Bay. The Chinook  MOAs extend from 300 ft. to 5,000 ft. above the ocean surface.  33  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 2 – Dates, Duration, and Specified Geographic Region    Figure 2‐1: Northwest Training and Testing Study Area    34  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 2 – Dates, Duration, and Specified Geographic Region    Figure 2‐2: Offshore Area of the Northwest Training and Testing Study Area    35  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 2 – Dates, Duration, and Specified Geographic Region    Figure 2‐3: Inland Waters of the Northwest Training and Testing Study Area    36  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 2 – Dates, Duration, and Specified Geographic Region  SEA AND UNDERSEA SPACE 2.2.2.1 Explosive Ordnance Disposal Underwater Ranges Two active EOD ranges are located in the Inland Waters at the following locations, as depicted by Figure  2‐3:    Hood Canal EOD Training Range  Crescent Harbor EOD Training Range  The EOD training ranges are also used for swimmer training during Mine countermeasure activities.  2.2.2.2 Surface and Subsurface Testing Sites There are three geographically distinct range sites in the Inland Waters where the Navy conducts surface  and subsurface testing and some limited training. The Keyport Range Site is located in Kitsap County and  includes portions of Liberty Bay and Port Orchard Reach (also known as Port Orchard Narrows). The  Dabob Bay Range Complex (DBRC) Site is located in Hood Canal and Dabob Bay, in Jefferson, Kitsap, and  Mason counties. The Carr Inlet OPAREA is located in southern Puget Sound.  The Keyport Range Site is located adjacent to Naval Base (NAVBASE) Kitsap, Keyport, providing  approximately 3.2 NM2 for testing, including in‐shore shallow water sites and a shallow lagoon to  support integrated undersea warfare systems and vehicle maintenance and engineering activities.  Water depth at the Keyport Range Site is less than 100 ft. Underwater tracking of test activities can be  accomplished by using temporary or portable range equipment. The Navy has conducted testing at the  Keyport Range Site since 1914.  The DBRC Site includes the Dabob Bay and the Hood Canal from 1 mi. south of the Hood Canal Bridge to  the Hamma Hamma River, a total area of approximately 45.7 NM2. The Navy has conducted underwater  testing at the DBRC Site since 1956, beginning with a control center at Whitney Point. The control center  was subsequently moved to Zelatched Point.  Dabob Bay is a deep‐water area in Jefferson County approximately 14.5 NM2 in size and contains an  acoustic tracking range. The acoustic tracking space within the range is approximately 7.3 NM by 1.3 NM  (9 NM2) with a maximum depth of 600 ft.. The Dabob Bay tracking range, the only component of the  DBRC Site with extensive acoustic monitoring instrumentation installed on the seafloor, provides for  object tracking, communications, passive sensing, and target simulation. Many activities conducted  within Dabob Bay are supported by land‐based facilities at Zelatched Point.  Hood Canal averages a depth of 200 ft. and is used for vessel sensor accuracy tests and launch and  recovery of test systems where tracking is optional.  The Carr Inlet OPAREA is a quiet deep‐water inland range approximately 12 NM2 in size. It is located in  an arm of water between Key Peninsula and Gig Harbor Peninsula. Its southern end is connected to the  southern basin of Puget Sound. Northward, it separates McNeil Island and Fox Island as well as the  peninsulas of Key and Gig Harbor. The acoustic tracking space within the range is approximately 6 NM  by 2 NM with a maximum depth of 545 ft.. The Navy performed underwater acoustic testing at Carr Inlet  from the 1950s through 2009, when activities were relocated to NAVBASE Kitsap, Bangor. While no    37  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 2 – Dates, Duration, and Specified Geographic Region  permanently installed structures are present in the Carr Inlet OPAREA, the waterway remains a  Navy‐restricted area.  2.2.2.3 Pierside Testing Facilities In addition to the training and testing ranges, at which most of the training and testing assessed in this  document occurs, the Navy conducts some testing at or near Navy piers. Most of this testing is sonar  maintenance and testing while ships are in port for maintenance or system re‐fitting. These piers within  the Study Area are all within Puget Sound and include the NAVBASE Kitsap, Bremerton in Sinclair Inlet;  NAVBASE Kitsap, Bangor Waterfront in Hood Canal, and Naval Station Everett (see Figure 2‐3).  2.2.2.4 Navy Surface Operations Areas In addition to the areas mentioned above, there are two surface and subsurface operations areas used  for Navy training and testing within the Inland Waters. Navy 3 OPAREA is a surface and subsurface area  off the west coast of northern Whidbey Island. Navy 7 OPAREA is the surface and subsurface area that  lies beneath R‐6701. This area covers a total area of 61 NM2.  2.3 WESTERN BEHM CANAL, ALASKA The Western Behm Canal is located in Southeast Alaska, near the city of Ketchikan, Alaska. The  Southeast Alaska Acoustic Measurement Facility (SEAFAC) is located in the Western Behm Canal and  covers an area of 48 NM2. The U.S. Navy has been conducting testing activities at SEAFAC since 1992.  The facility replaced the Santa Cruz Acoustic Range Facility in Southern California and is now the location  for some acoustic testing previously conducted at the NSWC Carr Inlet Acoustic Range in Washington  State.  SEAFAC is comprised of land‐based facilities and in‐water assets. The land‐based facilities are located  within 5.5 acres (2 hectares) on Back Island and are not included in the scope of this analysis. The  operational area of SEAFAC are located in five restricted areas. The underway site arrays are in Area 1.  The static site is in Area 2. All associated underwater cabling and other devices associated with the  underway site are located in Area 3. Area 4 provides a corridor for utility power and a phone cable. Area  5 encompasses the entire operational area and allows for safe passage of local vessel traffic.  Notifications of invoking restriction of Area 5 occur at least 72 hours prior to SEAFAC operations in  accordance with 33 C.F.R. § 334.1275. During test periods, all vessels entering Area 5 are requested to  contact SEAFAC to coordinate safe passage through the area. Area 5 defines the SEAFAC Study Area  boundary, which is comprised only of the in‐water area and excludes the land‐based supporting facilities  and operations. These areas are all depicted in Figure 2‐4.  The SEAFAC at‐sea areas are:      Restricted Areas 1 through 5. The five restricted areas are located within Western Behm Canal.  The main purposes of the restricted areas are to provide for vessel and public safety, lessen  acoustic encroachment from non‐participating vessels, and prohibit certain activities that could  damage SEAFAC’s sensitive in‐water acoustic instruments and associated cables. Area 5  encompasses the entire SEAFAC operations area.  Underway Measurement Site. The underway measurement site is in the center of Western  Behm Canal and is 5,000 yards (yd.) wide and 12,000 yd. long. The acoustic arrays are located at  the center of this area (Area 1).  38  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 2 – Dates, Duration, and Specified Geographic Region    Static Site. The static site is approximately 2 NM northwest of Back Island. During testing, a  vessel is tethered between two surface barges. In most scenarios, the vessel submerges to  conduct acoustic measurements. The static site is located at the center of Area 2.  Area 3 and Area 4. These restricted areas provide protection to underwater cables and the  bottom‐mounted equipment they encompass.  Bottom‐moored acoustic measurement arrays are located in the middle of the site. These instrumented  arrays are established for measuring vessel signatures when a vessel is underway (underway site) or is at  rest and moored (static site). The instruments are passive arrays of hydrophones sensing the acoustic  signature of the vessels (i.e., the sounds emitted when sonar units are not in operation). Hydrophones  on the arrays pick up noise in the water and transmit it to shore facilities, where the data are processed.  SEAFAC’s sensitive and well‐positioned acoustic measurement equipment provides the ability to listen  to and record the radiated signature of submarines, as well as other submerged manned and unmanned  vehicles, selected National Oceanic and Atmospheric Administration surface vessels, and cruise ships.  The sensors at SEAFAC are passive and measure radiated noise in the water, such as machinery on  submarines and other underwater vessels. Vessels do not use tactical mid‐frequency active sonar while  undergoing testing at SEAFAC. Active acoustic sources are used for communications, range calibration,  and to provide position information for units operating submerged on the range.    39  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 2 – Dates, Duration, and Specified Geographic Region    Figure 2‐4: Southeast Alaska Acoustic Measurement Facility    40  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 3 – Species and Numbers of Marine Mammals  3 Species and Numbers of Marine Mammals  3.1 SPECIES KNOWN TO OCCUR IN THE STUDY AREA Marine mammal species expected to be present in the Study Area are provided in Table 3‐1 and listed  alphabetically within the suborder groupings. The information presented in this Request for LOAs  incorporates data from the U.S. Pacific and the Alaska Marine Mammal Stock Assessments (Carretta et  al., 2017c; Muto et al., 2017), which cover some of those species present in the Study Area and  incorporate the best available science, including monitoring data from Navy marine mammal research  efforts. For those few species for which stock information exists for the Study Area, relevant data are  included in the species‐specific Status and Management summaries provided in Chapter 4 (Affected  Species Status and Distribution).   3.2 SPECIES UNLIKELY TO OCCUR IN THE STUDY AREA The species carried forward for analysis are those likely to be found in the Study Area based on the most  recent data available, and do not include species that may have once inhabited or transited the area but  have not been sighted in recent years (e.g., species which were extirpated from factors such as 19th and  20th century commercial exploitation). Several species that may be present in the northwest Pacific  Ocean have an extremely low probability of presence in the Study Area. These species are considered  extralimital, meaning there may be a small number of sighting or stranding records within the Study  Area, but the area of concern is outside the species range of normal occurrence. These species include  Bryde’s whale (Balaenoptera brydei/edeni), false killer whale (Pseudorca crassidens), and long‐beaked  common dolphin (Delphinus capensis), which have been excluded from further discussion and analysis.    41  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study  Area  Chapter 3 – Species and Numbers of Marine Mammals  Table 3‐1: Marine Mammals Occurrence Within the NWTT Study Area  1  Common Name  MYSTICETES  Blue whale  Fin whale  Gray whale  Humpback whale  Minke whale  North Pacific right  whale  Sei whale  ODONTOCETES  Baird’s beaked whale  Common bottlenose  dolphin  Cuvier’s beaked  whale  Dall’s porpoise  Dwarf sperm whale  Harbor porpoise  Killer whale  Stock  Eastern North Pacific  Northeast Pacific stock  California, Oregon, and Washington stock  Eastern North Pacific stock  Western North Pacific stock  Central North Pacific stock  California, Oregon, and Washington stock  Alaska stock  California, Oregon, and Washington stock  Scientific  Name  Balaenoptera musculus  Balaenoptera physalus  Eschrichtius robustus  Megaptera novaeangliae  Balaenoptera acutorostrata  Eastern North Pacific  Eubalaena japonica  Eastern North Pacific  Balaenoptera borealis  California, Oregon, and Washington stock  Berardius bairdii  California, Oregon, and Washington  Alaska stock  California, Oregon, and Washington stock  Alaska stock  California, Oregon, and Washington stock  California, Oregon, and Washington  Southeast Alaska stock  Northern Oregon/Washington Coast stock  Northern California/Southern Oregon  stock  Washington Inland Waters stock  Eastern North Pacific Alaskan Resident  stock  Eastern North Pacific Northern Resident  stock  Tursiops truncatus  Ziphius cavirostris  Phocoenoides dalli  Kogia sima  Phocoena phocena  Orcinus orca  Stock  Status  Occurrence  Abundance1  Offshore  Inland  MMPA  ESA  Best   Area  Waters  1,647  2,554  9,029  26,960 175  10,103  ‐ 2,900  389  ‐ 636 31   ‐   519 ‐ 2,697 1,924  n/a  ‐ 3,274 83,400 25,750  ‐ 2,106 ‐  ‐ 896  ‐ 21,487 35,769 ‐   ‐  ‐ 11,233 2,347  261    D  D  D    D    D      D  E  Seasonal E   E  Seasonal   ‐ n/a  Seasonal   ‐ E  Rare  T/E2  Regular  T/E2  Regular  n/a   n/a  Regular  E   ‐ Rare D  E  Regular   n/a  ‐  n/a                n/a n/a  n/a ‐ n/a  n/a  ‐ n/a n/a    n/a ‐  ‐ Regular  ‐ Regular    ‐ ‐  Regular ‐   Regular  Rare  ‐   Regular  ‐ Regular   n/a    ‐ ‐  n/a  ‐    ‐ ‐    Seasonal  n/a ‐  ‐   Western  Behm Canal    ‐    ‐  Rare  Rare   Seasonal   Rare     Regular   Regular  ‐  ‐ Regular  Regular  ‐   ‐ Rare  Seasonal   ‐     ‐   ‐      ‐  ‐    ‐    ‐  Regular   ‐     ‐   Regular ‐   ‐ Seasonal  ‐  ‐  Regular    ‐  Regular  ‐  ‐    Regular  ‐  42  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study  Area  Chapter 3 – Species and Numbers of Marine Mammals  Common Name  Stock  Scientific  Name  West Coast Transient stock  Eastern North Pacific Offshore stock  Eastern North Pacific Southern Resident  stock  Mesoplodont beaked  whales  Northern right whale  dolphin  Pacific white‐sided  dolphin  Pygmy sperm whale  Risso’s dolphin  Short‐beaked  common dolphin  Short‐finned pilot  whale  Sperm whale  Striped dolphin  PINNIPEDS  California sea lion  Guadalupe fur seal  Harbor seal  Northern elephant  seal  Northern fur seal  Steller sea lion  California, Oregon, and Washington  Mesoplodon spp.  California, Oregon, and Washington  Lissodelphis borealis  North Pacific stock  Lagenorhynchus obliquidens  California, Oregon, and Washington stock  California, Oregon, and Washington  Kogia breviceps  California, Oregon, and Washington  Grampus griseus  California, Oregon, and Washington  Delphinus delphis  California, Oregon, and Washington  Globicephala macrorhynchus  California, Oregon, and Washington stock  Physeter macrocephalus  California, Oregon, and Washington  Stenella coeruleoalba  Stock  Status  Occurrence  Abundance1  Offshore  Inland  MMPA  ESA  Best   Area  Waters  243 n/a  Regular  Regular    300 n/a  Regular     77  D  E  Seasonal  Regular   ‐  ‐ 3,044 ‐  ‐  n/a  Regular   26,556  26,880 26,814 4,111  ‐ 6,336  ‐ 969,861   ‐ 836   ‐ 1,997  29,211 ‐  n/a          n/a n/a  n/a ‐   n/a  Regular  ‐   Regular ‐   Regular Regular  ‐  n/a  ‐  D      Western  Behm Canal  Regular  Regular  ‐  ‐  ‐    Regular ‐   ‐  Regular   Rare  ‐ Rare  Regular    ‐    ‐  n/a  Regular  Rare ‐   ‐  E  n/a  Rare Regular     ‐  ‐    U.S. Stock  Zalophus californianus  Mexico to California  Arctocephalus townsendi  Southeast Alaska (Clarence Strait) stock  Oregon/Washington Coast stock  California stock  Phoca vitulina  Washington Northern Inland Waters stock  Hood Canal stock  Southern Puget Sound stock  California  Eastern Pacific stock  California stock  Eastern U.S. stock  Western U.S. stock  Mirounga angustirostris  Callorhinus ursinus  Eumetopias jubatus  257,606  ‐ 26,960  31,634  ‐ 24,732 30,968  ‐ 11,036  ‐ 1,088  ‐ 1,568  ‐ 179,000   ‐  ‐  620,660 14,050 21,638 54,267   ‐  ‐     D                n/a  T  n/a n/a    n/a ‐ n/a  n/a  n/a  Seasonal  ‐   Seasonal ‐   Regular   ‐ Regular Seasonal  Seasonal  Seasonal ‐  ‐  n/a  Regular  D      D  n/a  n/a  n/a  E  Regular Regular Regular  Rare  ‐  ‐  ‐ Regular   ‐  Seasonal ‐   Regular  ‐ Regular Regular  ‐   Regular ‐    ‐   Seasonal      ‐  Regular    ‐        Seasonal  Seasonal  ‐  Regular  Rare  43  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study  Area  Chapter 3 – Species and Numbers of Marine Mammals  Common Name  Stock  Scientific  Name  Stock  Status  Occurrence  Abundance1  Offshore  Inland  MMPA  ESA  Best   Area  Waters    Western  Behm Canal  Notes: ESA = Endangered Species Act; D = Depleted; n/a = status is not applicable for those species that are not listed under ESA; T = Threatened; E = Endangered; U.S. = United States;  Regular = a species that occurs as a regular or usual part of the fauna of the area, regardless of how abundant or common it is; Seasonal = species is only seasonally present in the NWTT  Study Area; Rare = a species that occurs in the area sporadically and numbering only a few individuals; Extralimital = a species not expected to be in the designated area. Additional  details regarding presence in the NWTT Study Area are provided in the species‐specific subsections.  1 Stock abundance best are numbers provided by the Pacific and Alaska Stock Assessment Reports (Carretta et al., 2016c; Carretta et al., 2018b; Muto and Angliss 2015; Muto et al.,  2016; Muto et al., 2018b). The stock abundance is an estimate of the number of animals within the stock.   2 Humpback whales in the Central North Pacific stock and the California, Oregon, and Washington stock are from three Distinct Population Segments based on animals identified in  breeding areas in Hawaii, Mexico, and Central America. Both stocks and all three DPSs co‐occur in the NWTT Study Area.  1    44  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 4 – Affected Species Status and Distribution  4 Affected Species Status and Distribution  The marine mammal species discussed in this section are those for which general regulations governing  potential incidental takes of small numbers of marine mammals are sought. Relevant information on  their status, distribution, and seasonal distribution (when applicable) is presented below, as well as  additional information about the numbers of marine mammals likely to be found within the activity  areas. Additional information on the general biology and ecology of marine mammals are included in the  NWTT Draft Supplemental EIS/OEIS (U.S. Department of the Navy, In Preparation). In addition, NMFS  annually publishes stock assessment reports (SARs) for all marine mammals in U.S. Exclusive Economic  Zone (EEZ) waters, including stocks that occur within the NWTT Study Area (Carretta et al., 2017c;  Carretta et al., 2017d; Muto et al., 2018a). Figure 4‐1 is provided as a bathymetric reference for the  descriptions that follow.  4.1 MYSTICETES BLUE WHALE (BALAENOPTERA MUSCULUS) 4.1.1.1 Status and Management The blue whale is listed as endangered under the ESA, but there is no designated critical habitat for this  species. NMFS has determined that more research is still needed to rigorously and specifically define the  features that make habitat important to blue whales (National Marine Fisheries Service, 2018c). The  world’s population of blue whales can be separated into three subspecies, based on geographic location  and some morphological differences. In the Study Area, the subspecies Balaenoptera musculus is  present. As presented in the Pacific SAR, the Eastern North Pacific stock of blue whales includes animals  found in the eastern North Pacific from the northern Gulf of Alaska to the eastern tropical Pacific, and  the stock is considered depleted under the MMPA throughout its range (Carretta et al., 2017c; Carretta  et al., 2018a).  4.1.1.2 Geographic Range and Distribution The Eastern North Pacific Stock of blue whales includes animals found in the eastern north Pacific from  the northern Gulf of Alaska to the eastern tropical Pacific (Carretta et al., 2017c; Carretta et al., 2018a).  Based on habitat models derived from line‐transect survey data collected between 1991 and 2009 off  the U.S. West Coast, relatively low densities of blue whales are predicted in the Study Area during the  summer and fall (Barlow et al., 2009; Becker et al., 2010; Becker et al., 2016; Forney et al., 2012).   Most blue whale sightings are in nearshore and continental shelf waters; however, blue whales  frequently travel through deep oceanic waters during migration, and like many mysticetes spend their  summers feeding in productive waters near the higher latitudes and winters in the warmer waters at  lower latitudes (Širović et al., 2004). Blue whales in the eastern north Pacific are known to migrate  between higher latitude feeding grounds of the Gulf of Alaska and the Aleutian Islands to lower  latitudes, including Southern California, Baja California, Mexico and the Costa Rica Dome (Calambokidis  & Barlow, 2004; Calambokidis et al., 2009a; Calambokidis et al., 2009b; Calambokidis & Barlow, 2013;  Mate et al., 2015b; Mate et al., 2016, 2017). Blue whales tagged in Southern California waters along the  Pacific coastline have been documented moving south to approximately 7 degrees north latitude (just  north of the equator) and north to 50 degrees north latitude (British Columbia, Canada) (Mate et al.,  2015b; Mate et al., 2016, 2017). Photographs of blue whales off California have been matched to  individuals photographed off the Queen Charlotte Islands in northern British Columbia and the northern  Gulf of Alaska (Calambokidis et al., 2009b). Parts of the West Coast are known to be blue whale feeding    45  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 4 – Affected Species Status and Distribution    Figure 4‐1: Bathymetry of the Offshore Area    46  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 4 – Affected Species Status and Distribution   areas for the Eastern North Pacific stock during summer and fall (Bailey et al., 2009; Calambokidis et al.,  2009a; Calambokidis et al., 2009b; Mate et al., 2017). There have been nine feeding areas identified for  blue whales off the U.S. West Coast (Calambokidis et al., 2015), but none of these areas are within the  Study Area.  Offshore. In 42 small boat surveys from Grays Harbor out to the 1,000 m isobath off Quinault conducted  over a five‐year period in the summer between 2004 and 2009, there was one sighting of a blue whale  (Oleson & Hildebrand, 2012). In December 2011, six blue whales were sighted off the Washington coast,  which was the highest number of blue whales ever sighted off that coast and only the third confirmed  sighting in 50 years (Cascadia Research, 2012). Model predictions based on tagging data indicated the  highest blue whale presence off Washington in June and July with a presence into November (Hazen et  al., 2016). Aerial surveys conducted in waters off southern Washington, Oregon, and Northern California  covering the approximate nearshore half of the Study Area in the spring, summer, and fall of 2011 and  2012 encountered a total of 16 blue whales only during the fall and only off Oregon (Adams et al., 2014).  Acoustic monitoring in waters off the coast of Washington suggested a yearly seasonal pattern of blue  whale presence from summer through winter (calls were absent from approximately March through  July) (Debich et al., 2014; Kerosky et al., 2013; Oleson & Hildebrand, 2012; Trickey et al., 2015; Wiggins  et al., 2017). For purposes of the analysis in this Request for LOAs, blue whales in the Offshore portion of  the Study Area are considered to have a seasonal presence.  Inland Waters. Blue whales are not expected to occur within the Inland Waters region of the Study Area  since it is well inland of the areas normally inhabited by blue whales.  Western Behm Canal, Alaska. Blue whales are not expected to occur within the SEAFAC region of the  Study Area since it is well inland of the areas normally inhabited by blue whales.   4.1.1.3 Population and Abundance Widespread whaling over the last century is believed to have decreased the global blue whale  population to approximately 1 percent of its pre‐whaling population size (Branch, 2007; Branch et al.,  2007; Monnahan, 2013; Monnahan et al., 2014; Rocha et al., 2014; Širović et al., 2004). Off the U.S.  West Coast, there has been an increase in the blue whale population size (Barlow, 1994, 1997, 2003),  with the highest estimate of abundance in that region in 2014 (Barlow, 2016). A previous suggested  decline in the population between 2001 and 2005 (Barlow & Forney, 2007) was likely due to variability in  the distribution patterns of blue whales off the coast of North America rather than a true population  decline (Barlow, 1997, 2003, 2010; Calambokidis et al., 2009a). Calambokidis et al. (2009a) suggested  that when feeding conditions off California are not optimal, blue whales may move to other regions to  feed, including waters further north. There has been a northward shift in blue whale distribution within  waters off California, Oregon, and Washington (Barlow, 2010, 2016; Carretta et al., 2013a; Širović et al.,  2015b). Subsequent mark‐recapture estimates reported by Calambokidis et al. (2009a) indicated, “a  significant upward trend in abundance of blue whales“ at a rate of increase just under 3 percent per  year for the U.S. West Coast blue whale population (see also Calambokidis and Barlow (2013)).   The most current information suggests that the Eastern North Pacific population in the Study Area may  have recently recovered from commercial whaling, which ended in 1971 (Barlow, 1997, 2003, 2016;  Calambokidis & Barlow, 2013; Campbell et al., 2015; Carretta et al., 2017c; Carretta et al., 2018a;  International Whaling Commission, 2016; Monnahan, 2013; Monnahan et al., 2014; Monnahan et al.,  2015; Rockwood et al., 2017; Širović et al., 2015b). Based on NMFS systematic ship surveys from 1991 to    47  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 4 – Affected Species Status and Distribution  2014, the abundance of blue whales in the area (the combined Oregon/Washington stratum and the  Northern California stratum) is estimated at 352 animals (Barlow, 2016).  FIN WHALE (BALAENOPTERA PHYSALUS) 4.1.2.1 Status and Management The fin whale is listed as endangered under the ESA, but there is no designated critical habitat for this  species. Fin whale population structure in the Pacific Ocean is not well known. During the 20th century  more fin whales were taken by industrialized whaling than any other species (Rocha et al., 2014). In the  Study Area, NMFS recognizes two fin whale stocks: (1) the Northeast Pacific stock (Alaska); and (2) the  California, Oregon, and Washington stock. Both stocks are considered depleted under the MMPA  (Carretta et al., 2017c; Carretta et al., 2018a; Muto et al., 2017; Muto et al., 2018b).   4.1.2.2 Geographic Range and Distribution Fin whales have been documented from 60° North (N) in Alaska waters, to tropical waters off Hawaii,  and in Canadian waters both offshore and inland, including some fjords; and they have frequently been  recorded in waters within the Southern California Bight (Barlow & Forney, 2007; Campbell et al., 2015;  Jefferson et al., 2014; Mate et al., 2016, 2017; Mizroch et al., 2009; Širović et al., 2004; Širović et al.,  2015b; Širović et al., 2016; Smultea, 2014). When seasonally present in Northern British Columbia  waters of Hecate Strait, Queen Charlotte Sound, and Greater Caamaño Sound, satellite tag data and  photographic identifications indicated little movement of fin whales between the inshore areas and the  offshore regions of the Canadian Pacific (Nichol et al., 2018). As demonstrated by satellite tags and  discovery tags,2 fin whales make long‐range movements along the entire U.S. West Coast (Falcone et al.,  2011; Mate et al., 2015b; Mate et al., 2016, 2017; Mizroch et al., 2009). Locations of breeding and  calving grounds are largely unknown. The species is highly adaptable, following prey, typically off the  continental shelf (Azzellino et al., 2008; Panigada et al., 2008), and survey data indicate that fin whale  distributions shift both seasonally as well as annually (Calambokidis et al., 2015; Douglas et al., 2014;  Jefferson et al., 2014).  Offshore. In 42 small boat surveys from Grays Harbor out to the 1,000 m isobath off Quinault conducted  over a five‐year period in the summer between 2004 and 2009, there was one sighting of a group of  three fin whales (Oleson & Hildebrand, 2012). (Adams et al., 2014) conducted aerial surveys within the  2,000 m isobath off southern Washington, Oregon, and Northern California in January, June, and  October of 2011 and February, July, and September of 2012. Fin whales were only sighted during the  February and July surveys in 2012, during which six sightings of 13 fin whales were recorded in waters  over the continental slope ranging from 200 to 2,000 m in depth. Between 2014 and 2017, 32 fin whales  were instrumented with satellite tags in the waters off the U.S. West Coast (Mate et al., 2017; U.S.  Department of the Navy, 2018b); all these whales are from the same stock as present in the NWTT Study  Area. Only four of the 32 fin whales ventured into the NWTT Study Area; one only as far north as the  California/Oregon border. One of the three fin whales present as far north as waters off Washington  only passed through the NWTT Study Area briefly on its way further north into Canadian waters. Across  the tag data sample years, fin whale use of the NWTT Study Area occurred primarily in late summer and                                                               2  As a means of data collection starting in the 1930s, discovery tags having a serial number and return address were  shot into the blubber of the whale by scientists; if that whale was later harvested by the whaling industry and the  tag “discovered” during flensing, it could be sent back to the researchers, providing data on the movement of  individual whales.     48  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 4 – Affected Species Status and Distribution  fall (Mate et al., 2017; U.S. Department of the Navy, 2018b). Consistent with sightings from systematic  ship surveys out to 300 NM off the U.S. West Coast and satellite tag data, and habitat‐based density  models built with these data, fin whales are more likely to be present seaward of the continental shelf in  the offshore portion of the Study Area (Barlow, 2016; Becker et al., 2016).   Acoustic monitoring has indicated a yearly seasonal pattern of fin whale calls in the Study Area off  Washington and Canada, with the absence of calls from approximately May through July (Debich et al.,  2014; Kerosky et al., 2013; Oleson & Hildebrand, 2012; Trickey et al., 2015; Wiggins et al., 2017).  Consistent with those findings and the satellite tag data, a seafloor seismic network at the Strait of Juan  de Fuca was used to study fin whale calls and suggested northward movement of transiting fin whale  groups from August to October and a southward movement from November to April (Soule & Wilcock,  2013). For purposes of the analysis in this Request for LOAs, fin whales in the Offshore portion of the  Study Area are considered to have a regular presence.   Inland Waters. Fin whales are not expected to occur within the Inland Waters region of the Study Area.  Lone fin whales were sighted in the Strait of Juan de Fuca between September and December 2015, in  July 2016, and again in October 2017; these were three of only 10 total fin whale sightings in the Salish  Sea since 1930 (Cogan, 2015; Daugherty, 2016; Towers et al., 2018).   Western Behm Canal, Alaska. Surveys in Southeast Alaska between 1991 and 2007 encountered a total  of seven fin whales, only in the summer, and only off the southern tip of Prince of Wales Island and the  southern end of Clarence Strait in proximity to the open ocean (Dahlheim et al., 2009). The limited  number of sightings from those surveys and a documented presence limited to a proximity to the open  ocean suggests fin whale presence in Behm Canal would be rare. Based on the sighting of fin whales in  Clarence Strait (Dahlheim et al., 2009), and for purposes of the present analysis, the Navy assumes fin  whales may be present in small numbers within the SEAFAC region of the Study Area.   4.1.2.3 Population and Abundance There are no reliable current or historical population estimates for the Alaska/Northeast Pacific stock of  fin whales (Muto et al., 2017). Suggested evidence of an increasing abundance trend for fin whales in  Alaskan waters (Zerbini et al., 2006) is consistent with their suggested increase off the U.S. West Coast  (Barlow, 2016; Jefferson et al., 2014; Moore & Barlow, 2011; Širović et al., 2015b).   Based on systematic ship survey data collected off the U.S. West Coast from 1991 to 2014, the fin whale  is by a large margin the most abundant large whale found in those waters (Barlow, 2016). For the  Offshore portion of the Study Area and based on surveys from 1991 to 2014, the abundance for fin  whales in the area (the combined Oregon/Washington stratum and the Northern California stratum) is  estimated at 2,628 animals (Barlow, 2016). It has been suggested that the increasing number of fin  whales seen since 1999 between Vancouver Island and Washington, “… may reflect recovery of the local  populations in the North Pacific” (Towers et al., 2018).   GRAY WHALE (ESCHRICHTIUS ROBUSTUS) 4.1.3.1 Status and Management There are two north Pacific populations of gray whales: the Eastern subpopulation and the Western  subpopulation designated in the Pacific SAR (Carretta et al., 2017c; Carretta et al., 2018a; Muto et al.,  2017; Weller et al., 2013). Both populations could be present in the Study Area during their northward    49  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 4 – Affected Species Status and Distribution  and southward migration (Calambokidis et al., 2017b; Mate et al., 2015a; Sumich & Show, 2011; Weller  et al., 2013).   The Eastern North Pacific subpopulation (also known as the California‐Chukchi population) has  recovered from whaling exploitation and was delisted under the ESA in 1994 (Swartz et al., 2006). This  population has been designated the Eastern North Pacific stock and is not considered depleted (Carretta  et al., 2017c).  The Western subpopulation, which was previously also known as the western north Pacific or the  Korean‐Okhotsk population, has been designated the Western North Pacific stock and is considered  depleted (Carretta et al., 2017c; Cooke et al., 2015; Weller et al., 2002; Weller et al., 2013). This  subpopulation is critically endangered, shows no apparent signs of recovery, and should be very few in  number in the Study Area given the small population and their known wintering areas in waters off  Russia and Asia (Weller et al., 2013).   4.1.3.2 Geographic Range and Distribution It should be noted that most of the science dealing with gray whale migrations and distribution is not  specific to either of the two recognized gray whale sub‐populations, but where possible that distinction  has been specified in the following sections.   Along the Pacific coast between Alaska and Northern California, there are a few hundred gray whales  present throughout the summer and fall that are known as the Pacific Coast Feeding Group, which are  assumed to be part of the Eastern population (Calambokidis et al., 2002; Carretta et al., 2017c; Mate et  al., 2010; Mate, 2013; Weller et al., 2013). The group has been identified as far north as Kodiak Island,  Alaska (Gosho et al., 2011), and has generated uncertainty regarding the stock structure of the Eastern  North Pacific population (Carretta et al., 2017c; Weller et al., 2012; Weller et al., 2013). Survey and  photo identifications work undertaken along the Washington coast from 1984 to 2011 observed a total  of 225 unique gray whales, with 49 percent being observed again in a future year (Scordino et al., 2017).  Photo‐identification, telemetry, and genetic studies suggest that the Pacific Coast Feeding Group is a  distinct feeding aggregation from the Eastern North Pacific population (Calambokidis et al., 2010; Frasier  et al., 2011; International Whaling Commission, 2014; Mate et al., 2010; Weller et al., 2013). In 2012– 2013, the Navy funded a satellite tracking study of Pacific Coast Feeding Group gray whales (Mate,  2013). Tags were attached to 11 gray whales near Crescent City, California, in fall 2012. Track histories  were received from nine of the 11 tags, which confirmed an exclusive near shore (< 19 km) distribution  and movement along the Northern California, Oregon, and Washington coasts (Mate, 2013). Although  the duration of the tags was limited, none of the Pacific Coast Feeding Group whales moved south  beyond Northern California. The Pacific Coast Feeding Group is not currently treated as a distinct stock  or population segment (Carretta et al., 2015; Carretta et al., 2017c; Mate et al., 2010). Within the Inland  Waters portion of the NWTT Study Area, there is also a group of gray whales that feed locally each  spring in the inland waters around Whidbey Island and Camano Island (Cascadia Research, 2017a;  Cogan, 2015). Five of the photo‐identified individuals in this group have been seen over the last 17  years, and three have been sighted over at least 26 years (Cascadia Research, 2017a).   Gray whales of the Western North Pacific stock primarily occur in shallow waters over the U.S. West  Coast, Russian, and Asian continental shelves and are considered to be one of the most coastal of the  great whales (Jefferson et al., 2015; Jones & Swartz, 2009). Feeding grounds for the population are the  Okhotsk Sea off Sakhalin Island, Russia; and in the southeastern Kamchatka Peninsula (in the    50  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 4 – Affected Species Status and Distribution  southwestern Bering Sea) in nearshore waters generally less than 225 ft. deep (Jones & Swartz, 2009;  Weller & Brownell, 2012). The winter breeding grounds for the Western North Pacific stock may be  areas in the South China Sea (Weller et al., 2013). The breeding grounds for the Eastern North Pacific  stock consist of subtropical lagoons in Baja California, Mexico, and suspected wintering areas in  southeast Asia (Alter et al., 2009; Jones & Swartz, 2009; Mate et al., 2015a; Urban‐Ramirez et al., 2003;  Weller et al., 2012).   Gray whales are acoustically active while migrating (Guazzo et al., 2017), and acoustic and sighting data  have indicated gray whales use parts of the Washington coast throughout the year (Ferguson et al.,  2015b; Oleson & Hildebrand, 2012). The Cetacean Density and Distribution Mapping Working Group  (see Ferguson et al. (2015a)) shows the observed presence of gray whales in the Study Area in every  month of the year except February. In aerial surveys conducted in waters off Washington, Oregon, and  Northern California covering the approximate nearshore half of the Study Area in the spring, summer,  and fall of 2011 and 2012, gray whales were present during all surveys and within 25 km of the coast,  except for two sightings over deeper water (Adams et al., 2014). In boat surveys between 1984 and  2011 off the Washington coast, gray whales were most commonly observed in very shallow waters with  depths ranging from 5 to 15 m over rocky substrates and often near kelp forests (Scordino et al., 2017).   Some gray whales make the longest annual migration of any mammal, 15,000–20,000 km roundtrip  (Jones & Swartz, 2009; Mate et al., 2013; Mate et al., 2015a; Weller et al., 2012; Weller et al., 2013).  Both the western and eastern populations are now known to overlap in both the northern feeding  grounds and in the breeding areas (Weller et al., 2013), so while most gray whales migrating through the  Study Area are likely from the eastern population, individuals from the western population may also be  present (Carretta et al., 2017c). Long‐term studies of radio‐tracked whales, improved photographic  identification, and genetic studies have detected western population whales along the North American  coast from British Columbia, Canada, and as far south as Baja California, Mexico (Mate et al., 2015a;  Muir et al., 2016; Weller et al., 2002; Weller et al., 2012; Weller et al., 2013). For purposes of the  analysis in this Request for LOAs, it is assumed that a very small percentage of migrating gray whales  could be individuals from the endangered Western North Pacific stock.   Gray whales that migrate do so between October and July (Calambokidis et al., 2015), and the majority  of gray whales are only present in the Study Area while migrating through those waters. Gray whale  individuals identified and observed along the Washington coast had an average minimum residency time  in those waters of approximately 25 days out of a possible 183 days of the feeding season (Scordino et  al., 2017).   The gray whale migration corridors, a potential presence migration buffer, were identified as biologically  important areas (during the months they are cumulatively in use [October through July]) that should be  considered given the potential for human activities to impact this important seasonal migration  behavior (Calambokidis et al., 2015; Ferguson et al., 2015b; Van Parijs, 2015); see the 2015 NWTT Final  EIS/OEIS, Figure 3.4‐3. As noted previously, the northern boundary of designated biologically important  areas were truncated at a line drawn between the U.S. and Canadian EEZs because the identification of  biologically important areas was restricted to locations only in U.S. waters (Calambokidis et al., 2015;  Ferguson et al., 2015b). Gray whale migration corridors are contiguous from U.S. waters through  Canadian waters (Burnham et al., 2018; Ford et al., 2010), and continuing on into waters off Alaska  (Ferguson et al., 2015a). In the designation of biologically important areas (BIAs)  to locations only in U.S.  waters, it was made  clear  that, “…the absence of BIA designations  outside  U.S.  waters should not be    51  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 4 – Affected Species Status and Distribution  interpreted as an absence of BIAs in those waters” (Ferguson et al., 2015b), which is the case for the  gray whale migration routes that extend through the NWTT Study Area and northward into Canadian  waters, and beyond to Alaska.   Analysis of Navy training and testing activities in relation to these biologically important areas for gray  whale migration was previously completed in the 2015 NWTT Final EIS/OEIS (U.S. Department of the  Navy, 2015a), evaluated by NMFS in the issuance of the current Letters of Authorization pursuant to the  MMPA (National Oceanic and Atmospheric Administration, 2015a), and reviewed by NMFS pursuant to  ESA for listed species in the Study Area (National Marine Fisheries Service, 2014). There is no new  applicable science that necessitates any changes in those previous analyses. For additional details  regarding these analyses, see Section 3.4.2.1 (Acoustic Stressors) and Appendix K (Geographic Mitigation  Assessment) in the NWTT Draft Supplemental EIS/OEIS.   In addition to the gray whale migration routes, the distribution of gray whales in the Study Area is driven  by the presence of known feeding areas. When feeding in Washington waters, gray whales were most  often observed in depths between 5 and 15 m in either kelp forests or emergent offshore rocks  (Scordino et al., 2017). There are six feeding locations designated as a biologically important areas in the  Pacific Northwest (Calambokidis et al., 2015). Of those six areas, only the Northwestern Washington and  the Northern Puget Sound feeding areas are within the Study Area (see the 2015 NWTT Final EIS/OEIS,  Figure 3.4‐4). Evaluation of Navy training and testing activities in relation to these biologically important  feeding areas for gray whale was previously completed in the 2015 NWTT Final EIS/OEIS (U.S.  Department of the Navy, 2015a), evaluated by NMFS in the issuance of the current Letters of  Authorization pursuant to the MMPA (National Oceanic and Atmospheric Administration, 2015a), and  reviewed by NMFS pursuant to ESA for listed species in the Study Area (National Marine Fisheries  Service, 2014). There is no new applicable science that necessitates any changes in those previous  analyses. For additional details regarding these analyses, see Section 3.4.2.1 (Acoustic Stressors) and  Appendix K (Geographic Mitigation Assessment) in the NWTT Draft Supplemental EIS/OEIS.   Offshore. The occurrence of gray whales is considered seasonal and likely in the offshore portion of the  Study Area. In 42 small boat surveys from Grays Harbor out to the 1,000 m isobath off Quinault  conducted in the summer over a five‐year period between 2004 and 2009, there were eight sightings of  gray whales (Oleson & Hildebrand, 2012). As noted previously, aerial surveys conducted in waters off  Washington, Oregon, and Northern California in the spring, summer, and fall of 2011 and 2012 found  gray whales present during all survey periods (Adams et al., 2014). The seasonal increase in the number  of gray whales likely to be present in the area while feeding and migrating has been accounted for in the  analysis. Four of the five seasonal gray whale feeding areas located along the West Coast of the United  States are near but not within the Offshore portion of the Study Area. The fifth feeding area—the  Northwest Washington feeding area—partially overlaps with the Offshore Study Area (Aquatic  Mammals, 2015; Calambokidis et al., 2015). It is located at the entrance to the Strait of Juan de Fuca and  extends offshore approximately 2–4 NM from the coastline. This area is identified as important for  feeding gray whales from May through November (approximately seven months) (Calambokidis et al.,  2015).  Inland Waters. As gray whales migrate between feeding and breeding grounds, a few enter the Strait of  Juan de Fuca to feed in Inland Waters (Cascadia Research, 2017a; Cogan, 2015). Based on data collected  from 1984 to 2011 during the feeding season, the observation rate increased to a peak in October in the  Strait of Juan de Fuca (Scordino et al., 2017). Gray whales have been detected in Washington inland    52  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 4 – Affected Species Status and Distribution  waters in all months of the year, with peak abundance from March through June (Calambokidis et al.,  2010). Typically fewer than 20 gray whales are documented annually in the inland waters of Washington  and British Columbia, based on a review by Orca Network (Calambokidis et al., 2015; Cogan, 2015;  Washington Department of Fish and Wildlife, 2013). For purposes of the analysis in this Request for  LOAs, gray whales in the Inland Waters portion of the Study Area are considered to have a seasonal  presence.   The Cetacean Density and Distribution Mapping Working Group identified a gray whale “Potential  Presence” migration area that extends into and includes all U.S. waters from the entrance of the Strait  of Juan de Fuca landward (Calambokidis et al., 2015). This portion of the Potential Presence migration  area therefore overlaps all the Inland Waters portion of the Study Area. As noted previously, this  Potential Presence area is identified as seasonally important from January through July, and October  through December; approximately 10 months of the year. In addition, a biologically important feeding  area also has been identified in northern Puget Sound located south and east of Whidbey Island and  east of Camano Island to Everett (Calambokidis et al., 2015). This feeding area is used in the spring for  two to three months, typically beginning in March and generally ending by June (Calambokidis et al.,  2015). For further detailed discussion of these gray whale biologically important feeding areas in the  Inland Waters portion of the Study Area, see Section 3.4.2.1 (Acoustic Stressors) in the NWTT Draft  Supplemental EIS/OEIS.   Western Behm Canal, Alaska. Gray whales were not observed during 1991–2007 surveys of the inland  waters of southeast Alaska (Dahlheim et al., 2009), and they are considered extralimital in this region of  the Study Area. There are no identified gray whale feeding or migration areas near the Western Behm  Canal; the closest being approximately 60 NM to the southwest and out along the Pacific Coast of  Southeast Alaska near Dixon Entrance (Ferguson et al., 2015a).   4.1.3.3 Population and Abundance The population size of the Eastern North Pacific gray whales has increased over several decades  (Calambokidis et al., 2017a; Carretta et al., 2018a; Durban et al., 2017; Perryman et al., 2017).  Monitoring over the last 30 years has provided data that have indicated the Eastern North Pacific  population and stock is within range of its optimum sustainable population, which is consistent with a  population approaching the carrying capacity of the environment (Carretta et al., 2017c; Carretta et al.,  2018a). The current abundance estimate for the Eastern North Pacific stock is 26,960 gray whales  (Carretta et al., 2017c; Carretta et al., 2018a).   The Western North Pacific stock of gray whales was once considered extinct, but now small numbers  (approximately 200) are known to exist (Carretta et al., 2017c; Carretta et al., 2018a; Cooke et al., 2015;  International Union for Conservation of Nature (IUCN), 2012; International Whaling Commission, 2014;  Mate et al., 2015a; Nakamura et al., 2017; Weller et al., 2013). There are no current population trend  data available at this time (Carretta et al., 2017c); however, previous data on population growth  indicated a positive growth of roughly 2–4 percent per year . A recent increase in the occurrence of gray  whales off Japan (Nakamura et al., 2017) is also consistent with a positive population growth for  Western North Pacific gray whales. At least 12 members of the Western North Pacific stock have been  detected in waters off the Pacific Northwest (Mate et al., 2013; Weller & Brownell, 2012). NMFS  reported that 18 Western North Pacific gray whales have been identified in waters far enough south to  have passed through Southern California waters (National Marine Fisheries Service, 2014), and although  some gray whales have been shown to make mid‐ocean migrations (Mate et al., 2015a), Navy assumes    53  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 4 – Affected Species Status and Distribution  migration to and from Southern California would include passage through the Study Area as well. The  current abundance estimate for the Western North Pacific stock is 175 gray whales (Carretta et al.,  2017c; Carretta et al., 2018a).  HUMPBACK WHALE (MEGAPTERA NOVAEANGLIAE) 4.1.4.1 Status and Management Humpback whales expected to be present in the Study Area are from three Distinct Population  Segments, given they represent populations that are both discrete from other conspecific populations  and significant to the species of humpback whales to which they belong (Carretta et al., 2017c; Carretta  et al., 2018a; Muto et al., 2017; National Marine Fisheries Service, 2016h; Titova et al., 2017). These  Distinct Population Segments (DPSs) in the Study Area are based on animals identified from breeding  areas in Hawaii, Mexico, and Central America (Bettridge et al., 2015; Carretta et al., 2017c; Carretta et  al., 2018a; Darling et al., 1996; Muto et al., 2017; National Marine Fisheries Service, 2016h; Titova et al.,  2017; Wade et al., 2016). The portion of the humpback whale population in the Study Area that is from  the Hawaii DPS was delisted under the ESA, given that this population segment is believed to have fully  recovered and now has an abundance greater than the pre‐whaling estimate (Barlow et al., 2011;  Bettridge et al., 2015; Muto et al., 2017; National Marine Fisheries Service, 2016h; Wade et al., 2016).  Humpback whales in Study Area from the Mexico DPS are listed as threatened, and those from the  Central America DPS are listed as endangered under the ESA (National Marine Fisheries Service, 2016h).  There has been no designated critical habitat for these ESA‐listed humpback whales in the North Pacific  (Carretta et al., 2017c; Carretta et al., 2018a; Muto et al., 2017). As of the date of this authorization  request, NMFS is still developing Critical Habitat for the listed humpback whale DPSs. The Navy will  incorporate analysis of proposed Critical Habitat into the analysis in the Draft Supplemental EIS/OEIS  and consult with NMFS under ESA with regards to any critical habitat once it has been designated for  humpback whales.   In the North Pacific Ocean and under the MMPA, the stock structure of humpback whales is defined by  NMFS based on the stock’s fidelity to feeding grounds (Bettridge et al., 2015; Carretta et al., 2017c;  Muto et al., 2017; National Marine Fisheries Service, 2016h). As a result, the stock designations are  inconsistent with the DPS designations,3 and although NMFS is evaluating the stock structure of                                                                Between 1990 and 1993 in the Okinawa/Osagawara breeding area of the Western North Pacific DPS, a photographically  identified female humpback whale was observed on four occasions (once with a calf) and in 1991, this same individual was  observed off La Perouse Bank, in Canadian waters (Darling et al., 1996). La Perouse Bank, is centered approximately 20 NM  north of the NWTT Study Area. In 1991, only 24 individual humpback whales had been photo‐identified during small boat  surveys in waters off Northern Washington/British Columbia (Calambokidis et al., 2004) and a total of 177 had been identified  in Japan waters (Darling et al., 1996). Given the small sample sizes of the photo‐identification data in 1991 for the Western  North Pacific DPS in the two areas involved, this one detection may represent a much more prevalent occurrence of Western  North Pacific DPS whales in the vicinity of the NWTT Study Area. In addition data provided by Titova et al. (2017), subsequent to  the NMFS reviews cited above, found photo‐ID matches between humpbacks in Russian waters with 35 animals in Hawaiian  breeding grounds and 11 animals in Mexican breeding grounds. These Russian waters/Western North Pacific stock whales are  designated in the Alaska stock assessment report as representing the Okinawa/Osagawara/Philippines or Western North Pacific  DPS (Muto et al., 2018a). Thus, this new data along with photo‐identification data having matches between what are supposed  to be separate breeding areas and feeding areas results in further inconsistencies, with the stock structure of Central North  Pacific stock whales being the Hawaii DPS, and the California, Oregon, Washington stock being mostly comprised by the Mexico  DPS. The Navy’s analysis presumes that due the Western North Pacific stock/DPS being few in number and the NWTT Study  Area outside their main feeding area in the western North Pacific, Western North Pacific DPS/stock humpback whales are not  likely to be present in the NWTT Study Area during or in proximity to any of the proposed training or testing activities.  Therefore, Western North Pacific DPS/stock humpback whales will not be affected by the proposed action.   3   54  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 4 – Affected Species Status and Distribution  humpback whales under the MMPA, no changes to current stock structure have been provided to date  (Carretta et al., 2017c; Muto et al., 2017). The majority of the humpback whales present in the Alaska  and Washington portions of the Study Area (that are generally feeding) spend the winter and spring in  Hawaii breeding, calving, or nursing (National Marine Fisheries Service, 2016a, 2016e). NMFS has  designated those animals from Hawaii that are present in Alaska, British Columbia, and Washington in  the summer and early fall as being part of the Central North Pacific stock, given they migrate to those  areas in the Central North Pacific to feed (Muto et al., 2017). The stock is not considered depleted under  the MMPA. The Central North Pacific stock includes animals that winter in many locations other than  Hawaii, such as humpback whales from Mexico (Calambokidis et al., 2008; National Marine Fisheries  Service, 2016a; Wade et al., 2016).   The remainder of humpback whales expected to be present in the Study Area are designated by NMFS  as being from the California, Oregon, Washington stock. This stock is defined by NMFS as including only  those animals that migrate northward from their winter breeding grounds in Mexico and Central  America to feeding areas along the U.S. West Coast off the United States, including the waters of the  Study Area (Bettridge et al., 2015; Carretta et al., 2017c; National Marine Fisheries Service, 2016a,  2016e, 2016h). The California, Oregon, Washington stock is considered depleted under the MMPA.   4.1.4.2 Geographic Range and Distribution Humpback whales are distributed worldwide in all major oceans and most seas. They typically are found  during the summer on high‐latitude feeding grounds, including inland waters and fjords, and during the  winter in the tropics and subtropics around islands, over shallow banks, and along continental coasts,  where calving occurs (Barlow et al., 2011; Bettridge et al., 2015; Calambokidis et al., 2010; Calambokidis  et al., 2017a; Wade et al., 2016). Based on sightings and habitat models derived from line‐transect  survey data collected between 1991 and 2014 off the U.S. West Coast, humpback whales are distributed  primarily in nearshore waters during the summer and fall, with a significantly greater proportion of the  population found farther offshore during the winter (Barlow et al., 2009; Becker et al., 2010; Becker et  al., 2016; Becker et al., 2017; Campbell et al., 2015; Forney & Barlow, 1998; Forney et al., 2012). Visual  surveys and acoustic monitoring studies have detected humpbacks along the Washington coast year  round, with peak occurrence during the summer and fall (Cogan, 2015; Debich et al., 2014; Oleson et al.,  2009; Oleson & Hildebrand, 2012; Širović et al., 2012; Trickey et al., 2015).  There have been three locations identified as biologically important humpback whale feeding areas  located in or near the offshore portion of the Study Area (Calambokidis et al., 2015). It is important to  note there are also other additional important humpback whale feeding areas used by the same stocks  of humpback whales, which are outside of the Study Area (Ashe et al., 2013; Best et al., 2015; Dalla‐Rosa  et al., 2012; Ferguson et al., 2015a; Keen et al., 2018). As shown in the 2015 NWTT Final EIS/OEIS on  Figure 3.4‐2 (U.S. Department of the Navy, 2015a), there are three humpback whale feeding areas in  U.S. waters in and around the offshore portion of the Study Area. These areas and their seasonal use  periods are (1) Point St. George (feeding July to November), (2) Stonewall and Hecta Bank (feeding May– November), and (3) Northern Washington (feeding May–November). Each of these areas is primarily  used annually during the approximate six‐to‐seven‐month period when humpback whale feeding occurs  at those locations. Specifically for the Northern Washington feeding area, shipboard surveys in July 2005  that included both U.S. and Canadian waters found that humpback whale sightings were concentrated  around the edge of what appears to be the semi‐permanent eddy associated with the outflow from the  Strait of Juan de Fuca (Dalla‐Rosa et al., 2012), north of the designated feeding area boundary. The  majority of this semi‐permanent eddy and associated feeding area is contiguous with the designated    55  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 4 – Affected Species Status and Distribution  biologically important feeding area, but the northern boundary of the designated feeding area has been  drawn as the line between the U.S. and Canadian EEZs. The designated biologically important area was  bounded to the north by Canadian waters because the identification of biologically important areas was  restricted to only in U.S. waters (Calambokidis et al., 2015; Ferguson et al., 2015b). In addition to feeding  areas in Canada, including the inland fjords and Johnstone Strait (Ashe et al., 2013; Best et al., 2015;  Ford et al., 2010; Keen et al., 2018), there are consistent concentrated feeding areas in Canadian waters  offshore of British Columbia, including off Haida Gwaii, on the continental shelf break between Cape St.  James and Cape Scott at Vancouver Island, at the mouth of the Strait of Juan de Fuca, and between  Southeast Alaska and Canada at Dixon Entrance (Best et al., 2015; Dalla‐Rosa et al., 2012; Ford et al.,  2010).  Analyses of Navy training and testing activities in relation to these biologically important feeding areas  for humpback whales were previously completed in the 2015 NWTT Final EIS/OEIS (U.S. Department of  the Navy, 2015a), evaluated by NMFS in the issuance of the current Letters of Authorization pursuant to  the MMPA (National Oceanic and Atmospheric Administration, 2015a), and reviewed by NMFS pursuant  to ESA for listed species in the Study Area (National Marine Fisheries Service, 2014).There is no new  applicable science that necessitates any changes in those previous analyses. For additional details  regarding the analyses, see Section 3.4.2.1 (Acoustic Stressors) and Appendix K (Geographic Mitigation  Assessment) in the NWTT Draft Supplemental EIS/OEIS.   Offshore. Humpback whales are expected to be present in the Offshore portion of the Study Area year  round. The pattern of increasing humpback whale abundance indicated by previous investigations  (Barlow et al., 2011; Calambokidis & Barlow, 2004, 2013; Calambokidis et al., 2017a) appears consistent,  with the highest‐yet abundances of these species in 2014 (Barlow 2016). Acoustic monitoring over a  number of years has demonstrated an overwintering presence of humpback whales and suggests that  some portion of the humpback whale population off Washington remain in temperate waters during the  winter (Debich et al., 2014; Kerosky et al., 2013; Oleson & Hildebrand, 2012; Širović et al., 2012; Trickey  et al., 2015). Satellite tag location data from humpback whales within the Offshore portion of the NWTT  Study Area indicate a preference for shallow waters (>200 m depth) consistent with generally known  patterns of humpback whale distribution along the Pacific coast (Barlow et al., 2011; Becker et al., 2017;  Campbell et al., 2015; Ford et al., 2010; Forney & Barlow, 1998; Mate et al., 2017; U.S. Department of  the Navy, 2018b). Five humpback whales have been tracked in the NWTT Study Area using satellite tags  (Mate et al., 2017; U.S. Department of the Navy, 2018b). One humpback whale tagged in the waters  north of Monterey, California, was tracked for 85 days moving more than 900 km to waters offshore of  Pacific City, Oregon (U.S. Department of the Navy, 2018b). While heading north, this individual took an  offshore route as far as 200 km from shore and then returned south along a more inshore route. This  whale and two others (one tagged off of Newport, Oregon, and the other off Astoria, Oregon) spent  portions of time in nearshore shallow waters (less than 200 m in depth) or in Canadian waters, during  which they were outside of the NWTT Study Area and the locations where Navy training and testing  activities occur (Mate et al., 2017; U.S. Department of the Navy, 2018b). The remaining two of the five  tracked humpback whales were tagged near Cape Blanco in southern Oregon and spent most of their  time beyond the NWTT Study Area in continental shelf waters off Trinidad Head and Eureka, California  (U.S. Department of the Navy, 2017f).  Inland Waters. Data indicate that an increasing number of humpback whales are seasonally present in  the Inland Waters portion of the Study Area and that this trend escalated in 2014 (Cascadia Research,  2017c). Based on opportunistic and informal sighting reports in 2015, it was estimated that there were    56  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 4 – Affected Species Status and Distribution  as many as 15–25 whales present in the Inland Waters portion of the Study Area during any given day  (Cogan, 2015).  Western Behm Canal, Alaska. Humpback whales are present in Behm Canal and in summer, relatively  high densities of humpback whales occur throughout much of Southeast Alaska (Muto et al., 2017) and  northern British Columbia (Ashe et al., 2013; Best et al., 2015; Ford et al., 2010; Keen et al., 2018), and  they were observed frequently during spring through fall in a series of surveys from 1991 to 2007 in  Southeast Alaska (Dahlheim et al., 2009). Although surveys have not been conducted in the winter  months in southeast Alaska, humpback whales have been seen during the winter in Lynn Canal,  indicating that some of these animals do not migrate south and remain in Southeast Alaskan waters to  feed on herring (Moran et al., 2009). The Navy assumes humpback whales may be present in Behm  Canal in all seasons.   4.1.4.3 Population and Abundance Although there is no site‐specific data for Behm Canal, increasing local observations of humpback  whales within Behm Canal is consistent with the increasing Central North Pacific stock (Barlow et al.,  2011; Bettridge et al., 2015; National Marine Fisheries Service, 2016a; Wade et al., 2016). From the  increasing California, Oregon, Washington stock (Carretta et al., 2017c), it is reasonable to assume that  the abundance of humpback whales in Southeast Alaska is increasing (Muto et al., 2017).   In inland waters of Washington including the Strait of Juan de Fuca, Puget Sound, and other parts of the  Salish Sea, scientists have noted a trend of increased humpback whale abundance (Cascadia Research,  2017c; Cogan, 2015). This is consistent with the pattern of increasing humpback whale abundance in the  Pacific, as suggested by data from previous years (Barlow et al., 2011; Calambokidis & Barlow, 2013) and  with the highest‐yet abundance for the California, Oregon, Washington stock of humpback whale as  observed in the NMFS 2014 survey of the U.S. West Coast (Barlow, 2016). For the Offshore and Inland  Waters portion of the Study Area and based on surveys from 1991 to 2014, the abundance for  humpback whales in the area (the combined Oregon/Washington stratum and the Northern California  stratum) is estimated at 834 animals (Barlow, 2016).   MINKE WHALE (BALAENOPTERA ACUTOROSTRATA) 4.1.5.1 Status and Management Minke whales are not considered a threatened or endangered species under the ESA, and neither stock  of minke whales in the Study Area is considered depleted under the MMPA. Minke whales in the Behm  Canal portion of the Study Area belong to the Alaska stock (Muto et al., 2017), and those in the Offshore  and Inland Waters portion belong to the California, Oregon, Washington stock (Carretta et al., 2017c).   4.1.5.2 Geographic Range and Distribution Minke whales have a predominant nearshore distribution along the coast of North America (Hamilton et  al., 2009). In the eastern North Pacific Ocean including the Study Area, year‐round observations over  multiple years have only visually detected minke whales between March and November (Adams et al.,  2014; Cogan, 2015; Debich et al., 2014; Oleson et al., 2009; Smultea et al., 2017; Towers et al., 2013).  This occurrence pattern along with other ecological evidence indicates seasonal migrations to warmer  waters during the winter season (Towers et al., 2013). Because there have been sightings of individual  minke whales in the Inland Waters portion of the Study Area during winter (December and January) in    57  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 4 – Affected Species Status and Distribution  years past (Everitt et al., 1980), it is conservatively assumed that minke whale are present in the Study  Area year round.  In the Behm Canal and Offshore portions of the Study Area, most minke whales are believed to be in  constant movement while foraging, given the findings from a 7‐year study of the population present at  Johnstone Strait (north of Vancouver Island) (Dorsey et al., 1990). In contrast, minke whales around the  San Juan Islands in the inland waters of Washington appear to frequent specific home ranges where  animals mill about and feed over periods of hours (Dorsey, 1983; Dorsey et al., 1990; Muto et al., 2017;  Towers et al., 2013). Photo‐identification of individual minke whales has indicated intra‐annual  movements in excess of approximately 400 km between feeding areas in the coastal waters of northern  British Columbia to the inland waters of Washington (Towers et al., 2013).   Offshore. Minke whales are expected to seasonally be present, but minke whale vocalizations have only  been detected in passive acoustic monitoring twice in the Offshore portion of the Study Area, in  November 2012 and April 2013 (Debich et al., 2014). Minke whale vocalizations have been absent from  all other monitoring periods (Kerosky et al., 2013; Širović et al., 2012; Trickey et al., 2015). Minke whales  are relatively infrequently visually detected in the region (Barlow, 2016; Oleson et al., 2009; Williams &  Thomas, 2007). During NMFS systematic shipboard surveys of the region, minke whales have been  encountered offshore Washington as lone individuals totaling six in 1996, two in 2001, and two in 2014  (Barlow, 2016). During aerial surveys in 2011 and 2012 there were six sightings in summer and fall over  the Oregon shelf waters portion of the Study Area (Adams et al., 2014). For purposes of the analysis in  this Request for LOAs, minke whales offshore are considered to have a regular presence.   Inland Waters. Based on the record of opportunistic marine mammal sightings in the Inland Waters  portion of the Study Area (Everitt et al., 1980; U.S. Department of the Navy, 2017c), minke whales have  been generally observed as lone individuals, with the exception of larger groups occasionally observed in  the Strait of Juan de Fuca and in the vicinity of the San Juan Islands (Cogan, 2015; Dorsey et al., 1990;  Smultea et al., 2017; Towers et al., 2013). For purposes of the analysis in this Request for LOAs, minke  whales in the Inland Waters portion of the Study Area are considered to have a regular presence.   Western Behm Canal, Alaska. Minke whales were observed infrequently during the spring through fall  1991–2007 surveys of the inland waters of southeast Alaska (Dahlheim et al., 2009). Although surveys  have not been conducted in the winter months in southeast Alaska, it is possible that minke whales may  be present in the winter, and that is assumed to be the case for this analysis. For purposes of the  analysis in this Request for LOAs, minke whales in  the Behm Canal  portion of the Study Area  are  considered to have a regular presence.  4.1.5.3 Population and Abundance There  is no estimate of minke whale abundance in  the Behm Canal, as this area  has not been  surveyed  (Muto et al.,  2017). For  the Offshore and Inland Waters portion of the Study Area and  based on surveys  from 1996 to  2014, the abundance for  minke whales in  the area (the combined  Oregon/Washington  stratum and  the Northern  California stratum;  coefficient of variation >1.0) is estimated at 506 animals  (Barlow, 2016).    58  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 4 – Affected Species Status and Distribution  NORTH PACIFIC RIGHT WHALE (EUBALAENA JAPONICA) 4.1.6.1 Status and Management North Pacific right whales are listed as endangered under the ESA, and this species is currently one of  the most endangered whales in the world (Clapham, 2016; National Marine Fisheries Service, 2013a,  2017a; Wade et al., 2010). Critical habitat for the North Pacific right whale is located in the western Gulf  of Alaska off Kodiak Island and in the southeastern Bering Sea/Bristol Bay area (Muto et al., 2017; Muto  et al., 2018b); there is no designated critical habitat for this species within the Study Area. In the Alaska  SAR, NMFS provides information for a single stock of North Pacific right whale designated as the Eastern  North Pacific stock, although they also recognize a Western North Pacific stock that feeds east of  Sakhalin Island (Muto et al., 2017; Muto et al., 2018b).   4.1.6.2 Geographic Range and Distribution Until recently, historical whaling records provided virtually the only information on North Pacific right  whale distribution (Gregr et al., 2000; National Marine Fisheries Service, 2013a; Wright et al., In press).  This species historically occurred across the Pacific Ocean north of 35° N, with concentrations in the Gulf  of Alaska, eastern Aleutian Islands, south‐central Bering Sea, Okhotsk Sea, and the Sea of Japan (Gregr et  al., 2000; Ivashchenko & Chapham, 2012; Scarff, 1991, 2001; Shelden et al., 2005). Right whales were  probably never common along the west coast of North America (Brownell et al., 2001; Reeves & Smith,  2010; Scammon, 1874; Scarff, 1991, 2001). They are generally migratory, with at least a portion of the  population moving between summer feeding grounds in temperate or high latitudes and winter calving  areas in warmer waters (National Marine Fisheries Service, 2013a, 2017a). In recent years, this species  has generally only been observed or acoustically detected in the Bering Sea/Bristol Bay Alaska area  (Brownell et al., 2001; Shelden et al., 2005; U.S. Department of the Navy, 2017d; Wade et al., 2010;  Wade et al., 2011; Wright et al., In press; Zerbini et al., 2010; Zerbini et al., 2015),with occasional  sightings in the western Gulf of Alaska area (Matsuoka et al., 2014; Širović et al., 2015a; U.S. Department  of the Navy, 2017d; Wade et al., 2011).   Offshore. The likelihood of an individual Eastern North Pacific right whale being present in the NWTT  Study Area is extremely low given that they have rarely being detected south of the waters around  Kodiak Alaska, and there is no evidence to suggest that the western coast of the United States was ever  highly frequented by this species (Brownell et al., 2001; Reeves & Smith, 2010; Scammon, 1874). As  presented in the 2015 NWTT Final EIS/OEIS (U.S. Department of the Navy, 2015a), there have been a  few detections of right whales south of Alaska waters in the eastern Pacific in modern times. In June  2013 a single right whale was sighted in the waters off Haida Gwaii. Approximately nine days later and  200 NM to the south, a Navy‐funded bottom‐mounted passive acoustic monitoring device at Quinault  Canyon detected two right whale calls within a two‐hour period (Širović et al., 2015a). In October 2013  off the Strait of Juan de Fuca, another (different) single right whale was seen with a group of humpback  whales moving south into the Offshore portion of the Study Area (U.S. Department of the Navy, 2015a).  There have also been four sightings, each of a single right whale, in California waters within  approximately the last 30 years (in 1988, 1990, 1992, and 2017) (Brownell et al., 2001; Carretta et al.,  1994; Price, 2017). In 2017, a lone right whale was briefly observed close to shore off La Jolla Cove in  Southern California (Price, 2017), and it is reasonable to assume that this individual and others sighted  in California traveled through the Study Area on their way to and from Arctic waters. Based on this data,  vagrant individual North Pacific right whales are not expected to be present in the NWTT Study Area. If  ever present, they are unlikely remain for more than a few days and therefore are not likely to be  present contemporaneous in time or in the vicinity of Navy training and testing activities occurring    59  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 4 – Affected Species Status and Distribution  offshore. As a result, North Pacific right whales are extremely unlikely to be exposed to stressors  associated with Navy training and testing activities.   Inland Waters. The rarity of the species and the historical occurrence patterns suggest that right whales  would not be present in inland water areas. The occurrence of a North Pacific right whale within the  Inland Waters portion of Study Area is considered extralimital.  Western Behm Canal, Alaska. There is no evidence of North Pacific right whale occurrence in waters to  the east of the Pacific coast. Given the rarity of the species and the historic occurrence patterns, North  Pacific right whales are considered extralimital within the Behm Canal portion of Study Area.  4.1.6.3 Population and Abundance The most recent abundance estimate for the eastern North Pacific right whale is between 26 and 31  individuals in the population (Muto et al., 2017). Although this estimate may be reflective of a Bering  Sea subpopulation, the total eastern North Pacific population is unlikely to be much larger (Muto et al.,  2017; Wade et al., 2010). In the North Pacific west of the International Date Line, Matsuoka et al. (2014)  documented as many as 55 North Pacific right whale sightings (77 animals) between 1994 and 2013. The  stock from which these individuals belong has not been identified, but for purposes of this analysis they  are assumed to belong to the stock of Western North Pacific right whales.  SEI WHALE (BALAENOPTERA BOREALIS) 4.1.7.1 Status and Management The sei whale is listed as an endangered under the ESA, but there is no designated critical habitat for this  species (Carretta et al., 2017c; Carretta et al., 2018a). A single Eastern North Pacific stock is recognized  in the U.S. EEZ and considered depleted under the MMPA (Carretta et al., 2017c; Carretta et al., 2018a).   4.1.7.2 Geographic Range and Distribution Sei whales have a worldwide distribution and are found primarily in cold temperate to subpolar latitudes  across the North Pacific where there is steep bathymetric relief, such as the continental shelf break,  canyons, or basins between banks and ledges (Best & Lockyer, 2002; Gregr & Trites, 2001; Horwood,  1987; Horwood, 2009). Sei whales are migratory, spending the summer months feeding in the subpolar  higher latitudes and returning to the lower latitudes to calve in the winter (Fulling et al., 2011; Horwood,  1987; Horwood, 2009; Olsen et al., 2009; Rone et al., 2017; Smultea, 2014; Smultea et al., 2010). In the  winter in the Pacific, sei whales have been detected as far south as the Mariana Islands, Hawaii, and  Southern California (Fulling et al., 2011; Smultea, 2014; Smultea et al., 2010). Analysis of sei whale  genetic samples from around the Pacific suggests a single stock present in the Pacific ((Baker et al., 2006;  Huijser et al., 2018).   Offshore. Sei whales are expected to be present in the Offshore portion of the Study Area (Barlow,  2016; Williams & Thomas, 2007).   Inland Waters. There are no records of sei whales being sighted or otherwise present in the Inland  Waters potion of the Study Area (Gregr et al., 2006; U.S. Department of the Navy, 2017c).     60  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 4 – Affected Species Status and Distribution  Western Behm Canal, Alaska. There are no data to indicate that sei whales ever venture from the Pacific  into areas like Behm Canal (see Dahlheim et al. (2009)); the species is not included in the Alaska SAR  (Muto et al., 2017).   4.1.7.3 Population and Abundance There is no estimate of an abundance for sei whales in the Behm Canal given there is no indication that  the species is present in the area (Dahlheim et al., 2009); the species is not included in the Alaska SAR  (Muto et al., 2017).   There has been an increase in sei whales off the Washington and Oregon coast in recent years, with  more groups of sei whales sighted in 2014 than in all previous NMFS surveys combined (Barlow, 2016).  For the Offshore portion of the Study Area and based on surveys from 1991 to 2014, the abundance of  sei whales in the area (the combined Oregon/Washington stratum and the Northern California stratum)  is estimated at 212 animals (Barlow, 2016).   4.2 ODONTOCETES BAIRD’S BEAKED WHALE (BERARDIUS BAIRDII) 4.2.1.1 Status and Management Baird’s beaked whale is not listed under the ESA. Baird’s beaked whale is managed by NMFS within  Pacific U.S. EEZ waters as two stocks: (1) an Alaska stock; and (2) a California, Oregon, and Washington  stock. These stocks are not considered depleted under the MMPA (Carretta et al., 2017c; Carretta et al.,  2018a; Muto et al., 2017; Muto et al., 2018b).  4.2.1.2 Geographic Range and Distribution This species is generally found through the colder waters of the North Pacific north of 28° N, ranging  from waters off Baja California, Mexico, to the Aleutian Islands of Alaska (Jefferson et al., 2015; Kasuya  & Miyashita, 1997; MacLeod et al., 2006; Reeves et al., 2002). Within their range, Baird’s beaked whale  occurs mainly in deep waters over the continental slope, near oceanic seamounts, and areas with  submarine escarpments, although they may be seen close to shore where deep water approaches the  coast (Jefferson et al., 2015; Kasuya, 2009). Off Washington and British Columbia, Baird’s beaked whales  have been sighted in offshore waters with bottom depths of 700–1,675 m (Willis & Baird, 1998a). Based  on habitat models derived from line‐transect survey data collected between 1991 and 2008 off the U.S.  West Coast, encounters with Baird’s beaked whales increase near the 2,000 m isobath and further  offshore in waters off Washington and Oregon (Barlow, 2016; Becker et al., 2012b).   Offshore. NMFS surveys have consistently revealed that abundance estimates were highest off Oregon  and Washington as compared to areas off California (Barlow, 2003, 2010, 2016).  Acoustic analyses of data collected from Navy‐funded monitoring devices in Washington offshore waters  have routinely detected Baird’s beaked whale vocalizations (Debich et al., 2014; Kerosky et al., 2013;  Širović et al., 2012; Trickey et al., 2015). There has, however, been variability for the timing of these  detections; they occurred between January and November 2011, with a peak in detections in February  and July (Širović et al. 2012b); from October through December 2012, and May 2013 (Debich et al.,  2014; Kerosky et al., 2013); and from August 2013 through January 2014, with an additional single  encounter in March 2014 (Trickey et al., 2015). During aerial surveys conducted in waters off  Washington, Oregon, and Northern California covering the approximate nearshore half of the Study    61  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 4 – Affected Species Status and Distribution  Area in the spring, summer, and fall of 2011 and 2012, there was a sighting of a Baird’s beaked whale  group consisting of 10 individuals (Adams et al., 2014), and five group sightings during the 2014 NMFS  survey with the same approximate average group size (Barlow, 2016). For purposes of the analysis in  this Request for LOAs, Baird’s beaked whales are considered to have a regular presence in the Offshore  portion of the Study Area.   Inland Waters. Given their offshore distribution, Baird’s beaked whales are not expected to occur within  the Inland Waters portion of the Study Area.   Western Behm Canal, Alaska. In the North Pacific Ocean and along the U.S. West Coast, Baird’s beaked  whales are seen primarily along the continental slope in deep waters (Barlow, 2016; Rone et al., 2017).  Baird’s beaked whales have been sighted in the Gulf of Alaska (Rone et al., 2017) and off the Pacific  coast of Southeast Alaska (Hamilton et al., 2009), but were not observed during the 1991–2007 surveys  of the inland waters of southeast Alaska (Dahlheim et al., 2009). There is no indication that beaked  whales inhabit the Behm Canal portion of the Study Area (Dahlheim et al., 2009; Muto et al., 2017), and  they are considered extralimital in this location.  4.2.1.3 Population and Abundance There is currently no reliable abundance estimate for the Alaska stock of Baird’s beaked whale (Muto et  al., 2017), which Navy has assumed will not be present in Behm Canal. For the Offshore portion of the  Study Area and based on surveys from 1991 to 2014, the abundance for Baird’s beaked whales in the  area (the combined Oregon/Washington stratum and the Northern California stratum) is estimated at  4,326 animals (Barlow, 2016).   COMMON BOTTLENOSE DOLPHIN (TURSIOPS TRUNCATUS) 4.2.2.1 Status and Management The common bottlenose dolphin is not listed under the ESA. For bottlenose dolphins within the Pacific  U.S. EEZ there are seven stocks, but only the California, Oregon, and Washington offshore stock is  occasionally present in the Offshore portion of the Study Area as part of their recognized range (Carretta  et al., 2017c). The California, Oregon, and Washington stock is not considered depleted under the  MMPA.   4.2.2.2 Geographic Range and Distribution Bottlenose dolphins are found most commonly in coastal and continental shelf waters of tropical and  temperate regions of the world; the primary range of the California, Oregon, and Washington stock is  south of approximately 38° N (Carretta et al., 2017c). Based on habitat models derived from line‐ transect survey data collected between 1991 and 2009 off the U.S. West Coast, very low densities of  bottlenose dolphins are predicted north of approximately 40° N during the summer and fall (Becker et  al., 2016). Bottlenose dolphins are expected to expand their range north into Oregon and Washington  waters during El Niño events, when water temperatures increase in the area (Cascadia Research  Collective, 2011). A mixed‐species group of approximately 200 bottlenose dolphins and 70 false killer  whales was observed 500 km north of the Strait of Juan de Fuca and 180 km off the coast of British  Columbia (at approximately 50° N) on 29 July 2017, which was suggested to have been associated with  the prolonged period of ocean warming along the Pacific Coast (Halpin et al., 2018).     62  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 4 – Affected Species Status and Distribution  Offshore. Off the U.S. West Coast, bottlenose dolphins are generally encountered south of  approximately 41° N (Adams et al., 2014; Barlow, 2016; Hamilton et al., 2009). In September 2012, a pod  of four bottlenose dolphins was encountered during an aerial survey off Grays Harbor (Adams et al.,  2014). For purposes of this analysis, bottlenose dolphins are considered to have a regular occurrence in  the Offshore portion of the Study Area.   Inland Waters. Bottlenose dolphins are considered extralimital in the Inland Waters portion of the Study  Area. Prior to 2017, there had been one bottlenose dolphin stranding and only occasional sightings,  generally consisting of lone individuals, within the Salish Sea (Cascadia Research Collective, 2011;  National Marine Fisheries Service, 2017b; U.S. Department of the Navy, 2017c). In the fall of 2017, a  group of bottlenose dolphins was sighted repeatedly in Puget Sound, which is unusual given the species  tends to be found in areas with warmer temperature as opposed to cold‐water areas such as the Pacific  northwest (Cascadia Research, 2017b). One animal in the group was photo identified as a well‐known  dolphin first sighted in Southern California in 1983, belonging to the California Coastal stock of  bottlenose dolphins, but which the evidence suggests has been part of a group incrementally expanding  the northern range of the stock (Cascadia Research, 2017b). The Navy does not expect the temporary  presence of these California Coastal stock animals to reflect a permanent expansion northward for these  animals and the stock is therefore not included in this request.   Western Behm Canal, Alaska. Given the species preference for warmer water habitat, bottlenose  dolphins are not expected to occur within the Behm Canal portion of the Study Area.   4.2.2.3 Population and Abundance Based on surveys from 1991 to 2008, the abundance for bottlenose dolphins in the Northern California  portion of the Study Area is estimated at 253 animals and is 0 for the more northern  Oregon/Washington stratum; the species was not detected in the Study Area in 2014 (Barlow, 2016).   CUVIER’S BEAKED WHALE (ZIPHIUS CAVIROSTRIS) 4.2.3.1 Status and Management Cuvier’s beaked whales are not considered a threatened or endangered species under the ESA, and  neither of these stocks in the Study Area is considered depleted under the MMPA. Cuvier’s beaked  whale is managed by NMFS within Pacific U.S. EEZ waters as two stocks: (1) the Alaska stock (Muto et  al., 2017); and (2) the California, Oregon, Washington stock (Carretta et al., 2017c).   4.2.3.2 Geographic Range and Distribution Cuvier’s beaked whales have an extensive range that includes all oceans, from the tropics to the polar  waters of both hemispheres (Baird et al., 2010; Heyning & Mead, 2009; Jefferson et al., 2015; MacLeod  et al., 2006; Schorr et al., 2014). Worldwide, beaked whales normally inhabit both slope and deep  oceanic waters with depths greater than 200 m and frequently where depths are greater than 1,000 m  (Baird et al., 2010; Jefferson et al., 2015; MacLeod et al., 2006; MacLeod et al., 2003; MacLeod &  D'Amico, 2006; Schorr et al., 2014). Research findings for satellite location tagged Cuvier’s beaked  whales in the Southern California Range Complex (Falcone et al., 2009; Falcone & Schorr, 2011, 2012,  2013, 2014), which is the same stock of animals present in the NWTT Study Area, have documented  movements by individuals in excess of hundreds of kilometers. Schorr et al. (2014) reported that five out  of eight tagged whales journeyed approximately 250 km from their tag deployment location, and one of  these individuals made an excursion of over 450 km to the south of its initial location and then back.    63  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 4 – Affected Species Status and Distribution  Offshore. Cuvier’s beaked whales have been routinely sighted during NMFS surveys in the waters of the  Study Area (Barlow, 2016; Hamilton et al., 2009). Offshore of Washington, Cuvier’s beaked whales have  been acoustically detected in the winter and spring (between mid‐November and April) (Debich et al.,  2015; Kerosky et al., 2013; Trickey et al., 2015), although they were also detected sporadically in the  spring through fall (February–September) in 2011 and 2012 (Kerosky et al., 2013; Širović et al., 2012).  The Navy assumes this is indicative of variable year‐round presence in the Offshore portion of the Study  Area.   Inland Waters. Based on the available information (National Marine Fisheries Service, 2017b; U.S.  Department of the Navy, 2017c), beaked whales are not expected to occur within the Inland Waters  portion of the Study Area.   Western Behm Canal, Alaska. There is no indication that beaked whales inhabit the Behm Canal portion  of the Study Area (Dahlheim et al., 2009; Muto et al., 2017), and they are considered extralimital in this  location.   4.2.3.3 Population and Abundance There is currently no reliable abundance estimate for the Alaska stock of Cuvier’s beaked whale (Muto  et al., 2017), which the Navy assumes will not be present in Behm Canal.  For the Offshore portion of the Study Area and based on surveys from 1991 to 2014, the abundance for  Cuvier’s beaked whales in the area (the combined Oregon/Washington stratum and the Northern  California stratum) is estimated at 1,442 animals (Barlow, 2016).   DALL’S PORPOISE (PHOCOENOIDES DALLI) 4.2.4.1 Status and Management Dall’s porpoise are not considered a threatened or endangered species under the ESA, and neither stock  in the Study Area is considered depleted under the MMPA. Dall’s porpoise in the Behm Canal portion of  the Study Area are from the Alaska stock (Muto et al., 2017; Muto et al., 2018b), and those in the  Offshore and Inland Waters portion are from the California, Oregon, Washington stock (Carretta et al.,  2017c).   4.2.4.2 Geographic Range and Distribution Dall’s porpoise is one of the most abundant small cetaceans in the North Pacific Ocean along the outer  continental shelf, slope, and oceanic waters where water temperatures are less than 17°C (Barlow,  2016; Becker et al., 2017; Carretta et al., 2017c; Houck & Jefferson, 1999; Jefferson et al., 2015; Reeves  et al., 2002; Suzuki et al., 2016). In the eastern north Pacific, the species ranges from Southern California  to the Bering Sea. Dall’s porpoise distribution off the U.S. West Coast is highly variable between years,  most likely due to changes in oceanographic condition, with Dall’s porpoise shifting their distribution in  response to those changes on both interannual and seasonal time scales (Barlow, 2016; Becker et al.,  2010; Becker et al., 2012b; Becker et al., 2017; Carretta et al., 2017c; Forney & Barlow, 1998; Forney et  al., 2012; Forney et al., 2015). In the NMFS 2014 survey of the U.S. West Coast, sightings of Dall’s  porpoise were very low in southern and central California, indicative of a distributional shift to the north  in comparison to their previous distribution found during the three surveys undertaken between 2001  and 2008 (Barlow, 2016).    64  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 4 – Affected Species Status and Distribution  Offshore. Dall’s porpoise have been one of the most frequently sighted marine mammal during surveys  in waters off Washington, Oregon, and Northern California (Adams et al., 2014; Barlow, 2016; Hamilton  et al., 2009; Oleson et al., 2009). In the spring, summer, and fall of 2011 and 2012, Dall’s porpoise were  most often encountered between the 200 and 2,000 m depth isobaths (Adams et al., 2014). For  purposes of the analysis in this Request for LOAs, Dall’s porpoise are considered to have a regular  presence in the Offshore portion of the Study Area.   Inland Waters. Dall’s porpoise used to be present in the inland waters year round with seasonably  variable but relatively high estimated abundance (Calambokidis & Baird, 1994). In recent years, Dall’s  porpoise have been declining in number in the Salish Sea and Puget Sound, and speculation has been  that this decline is a result of competition with harbor porpoise, which have dramatically increased in  numbers over approximately the last 15 years (Evenson et al., 2016; Jefferson et al., 2016; Smultea et  al., 2017). Consistent with this decline, in six aerial surveys of Puget Sound between 2013 and 2016, only  a single Dall’s porpoise was observed in Hood Canal in April 2015, and a group of eight was observed in  Admiralty Inlet in January 2016 (Smultea et al., 2017). Although they have been seen in decreasing  numbers in recent years, for purposes of the analysis in this Request for LOAs, Dall’s porpoise are  considered to have a regular presence in the Inland Waters portion of the Study Area.   Western Behm Canal, Alaska. Dall’s porpoise was the most frequently observed species during surveys  conducted in the inland waters of southeast Alaska between 1991 and 2007 (Dahlheim et al., 2009).  Although surveys have not been conducted in the winter months in southeast Alaska, it is possible that  Dall’s porpoises may be present in the winter season; for purposes of this analysis, the Navy assumes  the species is present year round.  4.2.4.3 Population and Abundance There are no reliable abundance data for the Alaska stock of Dall’s porpoise given the most recent data  are over 26 years old (Muto et al., 2017; Muto et al., 2018b). The current estimate of abundance  provided in the Alaska SAR is 83,400 animals (Muto et al., 2017; Muto et al., 2018b). For the Offshore  and Inland Waters portion of the Study Area and based on surveys from 1991 to 2014, the abundance  for Dall’s porpoise in the area (the combined Oregon/Washington stratum and the Northern California  stratum) is estimated at 33,073 animals (Barlow, 2016). The most recent NMFS survey in 2014 found  Dall’s porpoise abundance fairly typical of their abundance in the previous three surveys between 2001  and 2008 (Barlow, 2016).   DWARF SPERM WHALE (KOGIA SIMA) 4.2.5.1 Status and Management Dwarf sperm whales are not considered a threatened or endangered species under the ESA and are not  considered depleted under the MMPA. Dwarf sperm whales in the Offshore portion of the Study Area  are from the California, Oregon, Washington stock (Carretta et al., 2017c). Along the U.S. West Coast  and because of the difficulty distinguishing between dwarf and pygmy sperm whales at sea,  identifications during surveys have generally been to Kogia spp. as the lowest taxonomic level of  identification possible (Barlow, 2016; Carretta et al., 2017c; Hamilton et al., 2009). As a result, metrics  for the population in the stock assessments for U.S. West Coast have been to Kogia spp. (Carretta et al.,  2017c).    65  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 4 – Affected Species Status and Distribution  4.2.5.2 Geographic Range and Distribution There has only been one sighting identified as Kogia spp. north of California on any of the survey efforts  between 1991 and 2014 (Barlow, 2016; Hamilton et al., 2009). Along the U.S. West Coast, no reported  sightings of this species have been confirmed as dwarf sperm whales, and it is likely that most Kogia  species off California are pygmy sperm whale (Kogia breviceps) (Carretta et al., 2017c). There is record of  a single dwarf sperm whale stranding at Vancouver Island British Columbia (Willis & Baird, 1998b) and  one stranded unidentified Kogia spp. in Washington in 2007 (National Marine Fisheries Service, 2017b).   Offshore. Dwarf sperm whales are expected to be rare in the Offshore portion of the Study Area.   Inland Waters. Dwarf sperm whales are not expected to occur within the Inland Waters portion of the  Study Area.   Western Behm Canal, Alaska. Dwarf sperm whales are not expected to occur within the Behm Canal  portion of the Study Area.   4.2.5.3 Population and Abundance For the Offshore portion of the Study Area and based on surveys from 1996 to 2014, the abundance for  Kogia spp. in the area (the combined Oregon/Washington stratum and the Northern California stratum)  is estimated at 766 animals (Barlow, 2016).   HARBOR PORPOISE (PHOCOENA PHOCENA) 4.2.6.1 Status and Management Harbor porpoise are not considered a threatened or endangered species under the ESA. Harbor porpoise  in the Behm Canal portion of the Study Area belong to the Southeast Alaska stock, which spans an area  of approximately 500 NM in length from Dixon Entrance in the south to Cape Suckling in the north  (Muto et al., 2017; Muto et al., 2018b). Studies of harbor porpoise distribution elsewhere have indicated  that this stock structure is likely more fine‐scaled than is reflected in the current Alaska SAR, but no data  are available to more precisely define the stock structure for harbor porpoise in Alaska (Muto et al.,  2017; Muto et al., 2018b). In the Offshore portion of the Study Area, there are two stocks: the Northern  Oregon/Washington Coast stock and the Northern California/Southern Oregon stock (Carretta et al.,  2017c). In the Inland Waters portion of the Study Area harbor porpoise belong to the Washington Inland  Waters stock (Carretta et al., 2017c). None of the stocks of harbor porpoise in the Study Area are  considered depleted under the MMPA.  4.2.6.2 Geographic Range and Distribution In the eastern North Pacific from Alaska south to Point Conception, California, harbor porpoise are  found in nearshore coastal and inland waters, generally within a mile or two of shore (Barlow, 1988;  Carretta et al., 2015; Carretta et al., 2017c; Dahlheim et al., 2015; Dohl et al., 1983; Hamilton et al.,  2009; Muto et al., 2017). As noted previously, there is evidence for the redistribution of local harbor  porpoise to and from other areas in response to what are likely local fluctuations in prey availability,  habitat suitability, or other unidentified factors (Dahlheim et al., 2015; Evenson et al., 2016; Jefferson et  al., 2016; Muto et al., 2017; Smultea et al., 2015; Smultea et al., 2017).     66  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 4 – Affected Species Status and Distribution  Offshore. In aerial surveys conducted in waters off Washington, Oregon, and Northern California  covering the approximate nearshore half of the Study Area in the spring, summer, and fall of 2011 and  2012, harbor porpoise were the most frequently sighted marine mammal (Adams et al., 2014). Harbor  porpoise are expected to be present in the Offshore portion of the Study Area year round.   Inland Waters. Based on surveys in the Salish Sea and Puget Sound (Elliser et al., 2017; Evenson et al.,  2016; Jefferson et al., 2016; Smultea et al., 2017), harbor porpoise are expected to be present in the  Inland Waters portion of the Study Area year round. Calves are more likely to be seen in fall, which  surveys off Fidalgo Island from January 2014 to February 2017 indicated was also when the highest  number of sightings per unit of survey effort were present (Elliser et al., 2017).   Western Behm Canal, Alaska. Although surveys have not occurred in Southeast Alaska in the winter  (Dahlheim et al., 2009; Dahlheim et al., 2015), for purposes of this analysis the Navy assumes harbor  porpoise will be present in the Behm Canal portion of the Study Area year round.   4.2.6.3 Population and Abundance In surveys conducted over approximately 20 years in Southeast Alaska, the overall abundance of harbor  porpoise in the Ketchikan region (including Behm Canal) significantly declined from the early 1990s to  the mid‐2000s, followed by a significant increase in the early 2010s when abundance rose to levels  similar to those observed 20 years earlier (Dahlheim et al., 2015). It is not clear whether the observed  decline and subsequent increase in abundance noted in the Ketchikan region was a true change in the  stock abundance or if the decline and subsequent increase reflected the redistribution of local harbor  porpoise to and from other areas in response to local fluctuations in prey availability, habitat suitability,  or other unidentified factors (Dahlheim et al., 2015; Muto et al., 2017). The Alaska SAR divides the  estimates of abundance for the Southeast Alaska stock of harbor porpoise into a northern and a  southern region including Frederick Sound, Sumner Strait, Wrangell and Zarembo Islands, and Clarence  Strait as far south as Ketchikan, with an abundance of 577 animals in that southern region (Muto et al.,  2017).   In the Offshore portion of the Study Area, the abundance of the Northern Oregon/Washington Coast  stock is 21,487 and the Northern California/Southern Oregon stock is 35,769 (Carretta et al., 2017c). In  the Inland Waters portion of the Study Area the abundance of the Washington Inland Waters stock is  11,233 (Carretta et al., 2017c). Evenson et al. (2016) determined that the annual growth rate for harbor  porpoise between 1995 and 2014 was 8.1 percent for the Strait of Juan de Fuca region, and the annual  growth rate between 2000 and 2014 was 36.9 percent for Puget Sound. Aerial surveys between 2013  and 2015 have demonstrated that since the 1970s, harbor porpoises have recovered and reoccupied  waters of Puget Sound (Jefferson et al., 2016).   KILLER WHALE (ORCINUS ORCA) 4.2.7.1 Status and Management For the populations of killer whales present in the Study Area, only the Southern Resident population is  listed as endangered under the ESA; the remaining populations are not listed under the ESA (Carretta et  al., 2018a; Muto et al., 2018b). NMFS designated critical habitat for Southern Resident killer whales  totals 2,560 mi.2 and includes Haro Strait and the waters around the San Juan Islands, Puget Sound, and  the Strait of Juan de Fuca, but does not include any of Hood Canal or locations where the water depth is  less than 20 ft. (National Marine Fisheries Service, 2016b; National Marine Fisheries Service: Northwest    67  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 4 – Affected Species Status and Distribution  Region, 2006; National Oceanic and Atmospheric Administration, 2014). Eighteen sites4 owned or  controlled by the Department of Defense are excluded from this critical habitat designation, including  Navy installations within Puget Sound. The NMFS identified primary constituent elements essential for  conservation of the Southern Resident killer whale critical habitat as (1) water quality to support growth  and development; (2) prey species of sufficient quantity, quality and availability to support individual  growth, reproduction and development, as well as overall population growth; and (3) passage  conditions to allow for migration, resting, and foraging (National Marine Fisheries Service: Northwest  Region, 2006). There have been concerns over impacts on Southern Resident killer whales in this critical  habitat resulting from whale‐watching vessel disturbance (Ferrara et al., 2017; Holt et al., 2017; Lacy et  al., 2017; National Marine Fisheries Service, 2016b, 2018b; Seely et al., 2017), commercial shipping noise  (Veirs et al., 2016; Williams et al., 2019), and prey availability (Shields et al., 2018b; Wasser et al., 2017).  In 2014, NMFS received a petition to revise the existing Southern Resident killer whale critical habitat  (National Oceanic and Atmospheric Administration, 2014). NMFS found the revision may be warranted  given tag data demonstrating the species also spends considerable time outside the inland waters of the  Pacific Northwest while inhabiting nearshore areas along the Washington/Oregon/California coastline  (National Oceanic and Atmospheric Administration, 2014). A review of the currently designated critical  habitat by NMFS, to determine whether the areas designated for this species need to be revised, is still  underway as of August 2018, although NMFS had previously anticipated developing a proposed rule for  publication in the Federal Register sometime in 2017 (80 FR 9682; February 24, 2015). The use of the  Inland portion of the NWTT Study Area by Southern Resident killer whales, including their critical  habitat, has declined in recent years as they shift their range and forage for Chinook salmon or other  prey species elsewhere in response to prey availability (Shields et al., 2018b).   Seven killer whale stocks are recognized in the Eastern North Pacific: (1) the Gulf of Alaska, Aleutian  Islands, and Bering Sea Transient stock (Prince William Sound through the Aleutian Islands and Bering  Sea); (2) the AT1 Transient stock (Alaska from Prince William Sound through the Kenai Fjords); (3) the  Eastern North Pacific Alaska resident stock (southeastern Alaska to the Aleutian Islands and Bering Sea);  (4) the Eastern North Pacific Northern Resident stock (Washington State through part of southeastern  Alaska); (5) the West Coast Transient stock (Alaska through California); (6) the Eastern North Pacific  Offshore stock (southeast Alaska through California); and (7) the Eastern North Pacific Southern  Resident stock (mainly within the inland waters of Washington State and southern British Columbia, but  also in coastal waters from southeast Alaska through California) (Carretta et al., 2017c; Muto et al.,  2017). As shown in the NMFS SARs, out of these seven stocks there are five (Alaska Resident, Northern  Resident, West Coast Transient, Offshore, and Southern Resident stocks) that may be present in the  Study Area. Out of those five stocks, only the Southern Resident stock is considered depleted under the  MMPA (Carretta et al., 2017c; Muto et al., 2017).                                                                 These 18 sites as provided in the final rule establishing the critical habitat consist of the following: (1) Naval  Undersea Warfare Center, Keyport; (2) Naval Ordnance Center, Port Hadlock (Indian Island); (3) Naval Fuel Depot,  Manchester; (4) Naval Air Station, Whidbey Island; (5) Naval Station Everett; (6) Naval Hospital Bremerton; (7) Fort  Lewis (Army); (8) Pier 23 (Army); (9) Puget Sound Naval Ship Yard; (10) Strait of Juan de Fuca naval air‐to‐surface  weapon range, restricted area; (11) Strait of Juan de Fuca and Whidbey Island naval restricted areas;  (12) Admiralty Inlet naval restricted area; (13) Port Gardner Naval Base restricted area; (14) Port Orchard Passage  naval restricted area; (15) Sinclair Inlet naval restricted area; (16) Carr Inlet naval restricted area; (17) Port  Townsend/Indian Island/Walan Point naval restricted area; and (18) Crescent Harbor Explosive Ordnance Units  Training Area.   4   68  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 4 – Affected Species Status and Distribution  4.2.7.2 Geographic Range and Distribution Killer whales are found in all marine habitats from the coastal zone, including most bays and inshore  channels, to the deep ocean and from equatorial regions to the polar pack ice zones of both  hemispheres (Dahlheim et al., 2008; Forney & Wade, 2006; Garcia et al., 2016; Hanson et al., 2017;  Wiles, 2016). Some killer whales such as the Southern Residents have seasonal shifts in distribution from  the inland waters of the Salish Sea and Puget Sound to locations that can be up to hundreds of miles  both north or south of the Study Area (Cogan, 2015; Dahlheim et al., 2008; Ford et al., 2014; Hanson et  al., 2015; Houghton et al., 2015; National Marine Fisheries Service, 2016b; National Oceanic and  Atmospheric Administration, 2011; National Oceanic and Atmospheric Administration Fisheries, 2014;  Rice et al., 2017). The K1 and L1 pods have been sighted as far south as Monterey Bay and central  California in recent years (Carretta et al., 2018b).   Distributions of killer whales are somewhat associated with the killer whale ecotypes, and all three  ecotypes (offshore, transients, and residents) are known to occur in the Study Area (Carretta et al.,  2017c; Cogan, 2015; Debich et al., 2014; Ford et al., 2013; Ford et al., 2014; Hanson et al., 2017; Kerosky  et al., 2013; Muto et al., 2017; National Marine Fisheries Service, 2016b; National Marine Fisheries  Service: Northwest Region, 2006; Oleson et al., 2009; Oleson & Hildebrand, 2012; Rice et al., 2017;  Širović et al., 2012; Trickey et al., 2015; Wiles, 2016).  Offshore. In the Offshore portion of the Study Area, there are variable seasonal distributions for all  three killer whale ecotypes and associated stocks, which overlap in many cases. Details regarding these  distributions, the seasonal variation, and overlap within sub‐areas are presented in the NWTT Marine  Species Density Database Technical Report (U.S. Department of the Navy, 2019). In summary, for the  offshore area the stocks present may include the Offshore, West Coast Transient, Northern Resident,  and Southern Resident stocks, depending on the season and the distance from shore (Debich et al.,  2014; Fisheries and Oceans Canada, 2015; Ford et al., 2013; Ford et al., 2014; Hanson et al., 2017;  Kerosky et al., 2013; National Marine Fisheries Service, 2016b; National Marine Fisheries Service:  Northwest Region, 2006; Oleson et al., 2009; Oleson & Hildebrand, 2012; Rice et al., 2017; Širović et al.,  2012; Trickey et al., 2015; Wiles, 2016).   To better predict the pattern of distribution of the endangered Southern Resident killer whales off the  Washington, Oregon, and Northern California coasts, researchers integrated visual sightings, location  data obtained between 2012 and 2016 from satellite‐tagged Southern Resident killer whales, and  acoustic detections from underwater hydrophones obtained from 6 to 13 recorders deployed from 2011  to 2015 off the Washington, Oregon, and California coast (Hanson et al., 2018; U.S. Department of the  Navy, 2018b). Along the Pacific coast, the distribution of satellite‐tag locations confirms that Southern  Resident killer whales generally inhabit nearshore waters and over multiple years have spent the highest  amount of time near the mouth of the Columbia River and Westport, Washington (Hanson et al., 2017;  Hanson et al., 2018; U.S. Department of the Navy, 2018b). Southern Resident killer whales were also  acoustically detected by the monitoring hydrophones as far as 62 km off Cape Flattery, at the northern  extreme of the NWTT Study Area off Washington (Hanson et al., 2018; U.S. Department of the Navy,  2018b), which is also the area where there appears to be the semi‐permanent and highly productive  eddy associated with the outflow from the Strait of Juan de Fuca (Dalla‐Rosa et al., 2012; MacFadyen et  al., 2008).  Inland Waters. The stocks present in the Inland Waters portion of the Study Area may include the West  Coast Transient, Northern Resident, and Southern Resident stocks depending on the season and the    69  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 4 – Affected Species Status and Distribution  sub‐area within the inland waters (Cogan, 2015; Ford et al., 2013; Ford et al., 2014; Hanson et al., 2017;  National Marine Fisheries Service, 2016b; National Marine Fisheries Service: Northwest Region, 2006;  Smultea et al., 2017; Wiles, 2016). Details regarding these distributions, the seasonal variation, and  overlap within sub‐areas of the inland waters were provided in the 2015 NWTT Final EIS/OEIS and are  incorporated as appropriate into the NWTT Marine Species Density Database Technical Report(U.S.  Department of the Navy, 2019). A summary and supplemental update of the discussion from the 2015  NWTT Final EIS/OEIS is provided in the paragraphs below using updated references not available at the  time.   Transient killer whales in the Pacific Northwest spend most of their time along the outer coast of British  Columbia and Washington, but they visit inland waters in search of harbor seals, sea lions, and other  prey (Cogan, 2015; Ford & Ellis, 1999; Ford et al., 2013; Rice et al., 2017; Wiles, 2016). Transients may  occur in inland waters in any month (Cogan, 2015; Ford et al., 2013; Kriete, 2007; Rice et al., 2017). The  number of West Coast Transient killer whale occurrences inside marine waters increased between 1987  and 2010, possibly because the abundance of some prey species (e.g., seals, sea lions, and porpoises)  had increased (Houghton et al., 2015). Over the last 14 years, transient killer whale numbers in the  Salish Sea have continued to increase, with 2017 having the record as the most sightings in a single year  (Shields et al., 2018a).  Individuals of the Northern Resident stock are occasionally present in the Strait of San Juan de Fuca  Inland Waters portion of the Study Area (Cogan, 2015; Wiles, 2016; Wright et al., 2017b).   The Southern Resident stock is a trans‐boundary stock including killer whales in inland Washington and  southern British Columbia waters (Carretta et al., 2017d; National Marine Fisheries Service, 2016b).  Photo‐identification of individual whales through the years has resulted in a substantial understanding  of this stock’s structure, behaviors, and movements in inland waters (Wiles, 2016; Wright et al., 2017b).  In spring and summer months, the Southern Resident stock is most frequently seen in the San Juan  Islands region with intermittent sightings in Puget Sound (Olson & Osborne, 2017; Shields et al., 2018b),  which is consistent with the “summer core area” identified during the establishment of the critical  habitat for the species. In the fall and early winter months, the Southern Residents are seen more  frequently in Puget Sound, where returning chum and Chinook salmon are concentrated. By winter, they  spend progressively less time in the inland marine waters and more time off the coast of Washington,  Oregon, and California (Black, 2011; Cogan, 2015; Hanson et al., 2017; National Marine Fisheries Service,  2016b; Olson & Osborne, 2017). As noted previously, the use of the Inland portion of the NWTT Study  Area by Southern Resident killer whales has declined in recent years as they shift their range in response  to prey availability in Puget Sound (Shields et al., 2018b).   While both Southern Resident killer whales and transient killer whales are frequently sighted in the main  basin of Puget Sound, their presence near Navy installations varies from not present at all to infrequent  sightings, depending on the season (Olson & Osborne, 2017). As was detailed in the 2015 NWTT Final  EIS/OEIS, Section 3.4.2.15.3 (Distribution), Southern Resident killer whales have not been reported in  Hood Canal or Dabob Bay since 1995; transient killer whales were last observed in Hood Canal in 2003  and 2005 (National Marine Fisheries Service: Northwest Region, 2006), but there were no reports of  subsequent visits to those waters until May 2018 (Seattle Times 2018). Near NAVBASE Kitsap Bremerton  and Keyport, the Southern Resident killer whale is also rare, with the last confirmed sighting in Dyes  Inlet in 1997 (Navy has assumed Transients will occasionally be present in these areas). Both Southern  Resident killer whales and transients have been observed in Saratoga Passage and Possession Sound    70  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 4 – Affected Species Status and Distribution  near NASWI and Naval Station Everett, respectively. Transients and Southern Resident killer whales have  also been observed in southern Puget Sound in the Carr Inlet area.   Western Behm Canal, Alaska. In Southeast Alaska including the Behm Canal, the Alaska Resident,  Offshore, and Transient stock ecotypes are present based on the assigned stocks in the Alaska SAR  (Dahlheim et al., 2009; Muto et al., 2017). Killer whales from the Transient stock are considered rare in  the Behm Canal region of the Study Area (Dahlheim et al., 2009). Northern Resident killer whales have  been documented in southeast Alaska, although in the summer they are found primarily in central and  northern British Columbia (Muto et al., 2017). Therefore, individuals belonging to the Alaska Resident  stock are the killer whales most likely to occur in the SEAFAC region of the Study Area, and are more  likely from spring through fall (Dahlheim et al., 2009). Southern Resident killer whales (L pod, 30  individuals) were photographically identified in Chatham Strait, Southeast Alaska (northwest of Behm  Canal), in June 2007. Southern Residents were previously thought to range as far north as the Queen  Charlotte Islands, BC; however, this sighting extends their known range about 200 mi. to the north  (Carretta et al., 2016c).  4.2.7.3 Population and Abundance The 2017 best available abundance estimates for the five killer whale stocks expected to occur in the  Study Area are as follows: Alaska Resident stock = 2,347 animals; Northern Resident stock = 261 animals;  West Coast Transient stock = 243 animals; Offshore stock = 240 animals; and Southern Resident  stock = 77 individuals (Carretta et al., 2017c; Carretta et al., 2018a; Muto et al., 2017; Muto et al.,  2018b). For the Offshore portion of the Study Area and based on summer/fall surveys from 1996 to  2014, the abundance of killer whales in the area (the combined Oregon/Washington stratum and the  Northern California stratum) is estimated at 224 animals (Barlow, 2016). This abundance estimate is for  animals from the Offshore and West Coast Transient stocks (Carretta et al., 2017c; Carretta et al.,  2018a).  MESOPLODONT BEAKED WHALES (MESOPLODON SPP.) 4.2.8.1 Status and Management None of the Mesoplodont beaked whales are considered a threatened or endangered species under the  ESA, and none of the stocks are considered depleted under the MMPA. Due to the difficulty in  distinguishing the different Mesoplodon species from one another at sea during surveys, NMFS has  defined a single management unit (“Mesoplodont beaked whales”) for all Mesoplodon stocks that occur  along the U.S. West Coast (Carretta et al., 2017c). The stock assigned to that management unit is  considered the California, Oregon, Washington stock (Carretta et al., 2017c). The six species in this  Mesoplodont beaked whales management unit are Blainville’s beaked whale (M. densirostris), Hubbs’  beaked whale (M. carlhubbsi), Perrin’s beaked whale (M. perrini), pygmy beaked whale (M. peruvianus),  gingko‐toothed beaked whale (M. gingkodens), and Stejneger's beaked whale (M. stejnegeri).  Stejneger’s beaked whale is the only species of Mesoplodon known to occur in Alaska waters (Muto et  al., 2017). In addition to the California, Oregon, and Washington stock of Mesoplodont beaked whales,  the population of Stejneger’s beaked whales in Alaska is recognized as the Alaska stock, separately from  Stejneger’s and other Mesoplodont beaked whales found off California, Oregon, and Washington  (Carretta et al., 2017c; Muto et al., 2017).    71  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 4 – Affected Species Status and Distribution  4.2.8.2 Geographic Range and Distribution Worldwide, beaked whales normally inhabit both slope and deep oceanic waters with depths greater  than 200 m and frequently where depths are greater than 1,000 m (Baird et al., 2010; Jefferson et al.,  2015; MacLeod et al., 2006; MacLeod et al., 2003; MacLeod & D'Amico, 2006; Schorr et al., 2014). As  available, relevant species‐specific distribution information is summarized below for the six  Mesoplodont beaked whales that are included in the NMFS management unit.  Blainville’s beaked whale is one of the most widely distributed species within the Mesoplodon genus  found mostly offshore in deeper waters along the California coast, Hawaii, Fiji, Japan, and Taiwan, as  well as throughout the eastern tropical Pacific (Baumann‐Pickering et al., 2014; Jefferson et al., 2015;  Leslie et al., 2005; MacLeod, 2000; MacLeod & Zuur, 2005; Mahaffy et al., 2015). There was one  confirmed sighting of Blainville’s beaked whale approximately 150 NM off the coast of Southern Oregon  during a NMFS survey (Hamilton et al., 2009). An acoustic monitoring device offshore off Washington  detected Blainville’s beaked whale pulses once, in March 2011 (Širović et al. 2012b), but none have been  detected in similar acoustic monitoring efforts since (Debich et al., 2014; Kerosky et al., 2013; Trickey et  al., 2015).   Hubbs’ beaked whale distribution is generally associated with the deep subarctic current system along  the Pacific coast of North America (Mead et al., 1982; Mead, 1989; Yamada et al., 2012). MacLeod and  D'Amico (2006) speculated that the distribution of Hubbs’ beaked whale might be continuous across the  North Pacific between about 30° N and 45° N, but this remains to be confirmed. There was one sighting  of Hubb’s beaked whale off the coast of Washington (beyond approximately 300 NM) during a NMFS  survey (Hamilton et al., 2009), and there are records of the species having stranded at least seven times  in British Columbia (Willis & Baird, 1998a) and once at La Push, Washington (National Marine Fisheries  Service, 2017b). The characteristics of its vocalizations are not presently known so the species has not  been identified in acoustic monitoring records (Baumann‐Pickering et al., 2014).  Perrin’s beaked whale distribution generally includes deep waters off the Pacific coast of North America  where depths exceed 1,000 m (MacLeod & D'Amico, 2006). Perrin’s beaked whale is known only from  five stranded specimens along the California coastline south of Monterey from 1975 to 1997, and given  the scarcity of data regarding the species, the full extent of Perrin’s beaked whale distribution is  unknown (Dalebout et al., 2002; MacLeod et al., 2006). The properties of echolocation signals produced  by this species are unknown, and those thought to possibly be produced by Perrin’s beaked whales have  not been detected in the Study Area (Baumann‐Pickering et al., 2012).  Pygmy beaked whale distribution is based on stranding data from the Pacific coast of Mexico, Peru, and  Chile (MacLeod & D'Amico, 2006; Pitman & Lynn, 2001; Sanino et al., 2007); sightings during NMFS  surveys indicate the species appears to be endemic to the eastern tropical Pacific between about 30° N  to 30° S (Hamilton et al., 2009; MacLeod & D'Amico, 2006). The properties of echolocation signals  produced by this species are unknown, and those thought to possibly be produced by Pygmy beaked  whales have not been detected in the Study Area (Baumann‐Pickering et al., 2012).   Ginkgo‐toothed beaked whale distribution likely includes deep waters off the Pacific coast of North  America. The handful of known records of the ginkgo‐toothed beaked whale is from strandings, one of  which occurred in California (Jefferson et al., 2015; MacLeod & D'Amico, 2006). The properties of  echolocation signals produced by this species are unknown, and those thought to possibly be produced    72  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 4 – Affected Species Status and Distribution  by ginkgo‐toothed beaked whales have not been detected in the Study Area (Baumann‐Pickering et al.,  2012).   Stejneger’s beaked whale appears to prefer cold temperate and subpolar waters on the steep slope of  the continental shelf in water depths ranging from 730 to 1,560 m (Loughlin & Perez, 1985; MacLeod et  al., 2006; Mead, 1989). The farthest south this species has been observed in the eastern Pacific is  Cardiff, California (33° N); this was previously considered an extralimital occurrence (Loughlin & Perez,  1985; MacLeod et al., 2006; Mead, 1989), but acoustic monitoring has since on rare occasions detected  vocalizations in Southern California waters, confirming the species’ range that far south (Baumann‐ Pickering et al., 2012). Stejneger’s beaked whales have only been visually detected twice during NMFS  surveys, once in the Aleutian Islands and once in the Gulf of Alaska (Hamilton et al., 2009). Stejneger’s  beaked whales were the most consistently detected beaked whale off Washington between September  and June in multiple years of acoustic monitoring effort (Baumann‐Pickering et al., 2012; Debich et al.,  2014; Kerosky et al., 2013; Širović et al., 2012; Trickey et al., 2015).   Offshore. There were a total of 16 sightings of species identified to the genus Mesoplodon based on  surveys from 1991 to 2014 for the combined Oregon/Washington stratum and the Northern California  stratum (Barlow, 2016), which approximates the Offshore portion of the Study Area. Given these  sightings and the consistent acoustic monitoring detections from species in the management unit,  Mesoplodont beaked whales are expected to have a regular presence in the Offshore portion of the  Study Area.  Inland Waters. Based on the available information (National Marine Fisheries Service, 2017b; U.S.  Department of the Navy, 2017c), beaked whales are not expected to occur within the Inland Waters  portion of the Study Area.   Western Behm Canal, Alaska. There is no indication that beaked whales inhabit the Behm Canal portion  of the Study Area (Dahlheim et al., 2009; Muto et al., 2017), and they are considered extralimital in this  location.   4.2.8.3 Population and Abundance There is currently no reliable abundance estimate for the Alaska stock of Stejneger’s beaked whale. With  the approximate distribution believed to be well offshore of the Pacific coast of Southeast Alaska (Muto  et al., 2017), the Navy presumes there will be no Stejneger’s or other Mesoplodont beaked whales  present in Behm Canal.  For the Offshore portion of the Study Area and based on surveys from 1991 to 2014, the abundance for  Mesoplodont beaked whales in the area (the combined Oregon/Washington stratum and the Northern  California stratum) is estimated at 1,036 animals (Barlow, 2016).  NORTHERN RIGHT WHALE DOLPHIN (LISSODELPHIS BOREALIS) 4.2.9.1 Status and Management Northern right whale dolphins are not considered a threatened or endangered species under the ESA  and are not considered depleted under the MMPA. Northern right whale dolphins are present in the  Offshore portion of the Study Area, and those animals have been assigned to the California, Oregon,  Washington stock (Carretta et al., 2017c).     73  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 4 – Affected Species Status and Distribution  4.2.9.2 Geographic Range and Distribution The northern right whale dolphin occurs in cool‐temperate to subarctic waters of the North Pacific  Ocean, from the west coast of North America to Japan and Russia (Jefferson et al., 2015). The species  does not migrate, although shifts in abundance and distribution may vary seasonally or between years  (Barlow, 2016; Becker et al., 2014; Dohl et al., 1983; Douglas et al., 2014; Forney & Barlow, 1998;  Jefferson et al., 2015). Based on habitat models developed with line‐transect survey data collected off  the U.S. West Coast during summer and fall from 1991 to 2009, Becker et al. (2016) found that  encounters of northern right whale dolphin increased in shelf and slope waters, and encounters  decreased substantially in waters warmer than approximately 64°F (18°C).   In the NMFS 2014 survey of the U.S. West Coast, all of the sightings of northern right whale dolphins  were in the Oregon/Washington stratum, which is indicative of a distributional shift to the north in  comparison to the species’ previous distributions during three surveys undertaken between 2001 and  2008 (Barlow, 2016). Although the NMFS surveys provide limited coverage for nearshore waters, aerial  surveys conducted in the approximate nearshore half of the Study Area in 2011 and 2012 (Adams et al.,  2014) were consistent with the findings from the 2014 NMFS survey.   Offshore. Aerial surveys conducted in waters off southern Washington, Oregon, and Northern California  covering the approximate nearshore half of the Study Area in the spring, summer, and fall of 2011 and  2012 found that northern right whale dolphins were approximately the second‐most‐frequently  detected marine mammal in the area (Adams et al., 2014). For purposes of the analysis in this Request  for LOAs, Northern right whale dolphins are considered to have a regular presence in the Offshore  portion of the Study Area.   Inland Waters. Northern right whale dolphins are considered extralimital in the Inland Waters portion of  the Study Area based on past sightings and stranding records (National Marine Fisheries Service, 2017b;  U.S. Department of the Navy, 2017c).   Western Behm Canal, Alaska. Northern right whale dolphins are not expected to occur within the Behm  Canal portion of the Study Area based on surveys conducted in Southeast Alaska from 1991 to 2007  (Dahlheim et al., 2009).  4.2.9.3 Population and Abundance The most recent NMFS survey in 2014 found northern right whale dolphin abundance higher than in the  previous three surveys between 2001 and 2008 (Barlow, 2016). For the Offshore portion of the Study  Area and based on surveys from 1996 to 2014, the abundance for northern right whale dolphins in the  area (the combined Oregon/Washington stratum and the Northern California stratum) is estimated at  17,228 animals (Barlow, 2016).   PACIFIC WHITE-SIDED DOLPHIN (LAGENORHYNCHUS OBLIQUIDENS) 4.2.10.1 Status and Management Pacific white‐sided dolphins are not considered a threatened or endangered species under the ESA, and  neither stock in the Study Area is considered depleted under the MMPA. Pacific white‐sided dolphin in  the Behm Canal portion of the Study Area are from the North Pacific stock (Muto et al., 2017; Muto et  al., 2018b), and those in the Offshore and Inland Waters portion are from the California, Oregon,  Washington stock (Carretta et al., 2017c).     74  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 4 – Affected Species Status and Distribution  4.2.10.2 Geographic Range and Distribution Pacific white‐sided dolphins are found in cold temperate waters across the northern rim of the Pacific  Ocean as far north as the southern Bering Sea and as far south as the Gulf of California off Mexico  (Dahlheim et al., 2009; Ferguson, 2005; Hamilton et al., 2009; Jefferson et al., 2015; Leatherwood et al.,  1984; Reeves et al., 2002). The species is also known to inhabit inshore regions of southeast Alaska,  British Columbia, and Washington (Brownell et al., 1999; Dahlheim et al., 2009; Forney & Barlow, 1998;  U.S. Department of the Navy, 2017c; Williams & Thomas, 2007).  Like other species, Forney and Barlow (1998) found Pacific white‐sided dolphins may occasionally shift  their distribution in response to changes in oceanographic conditions. Based on passive acoustic  monitoring recordings, Pacific white‐sided dolphins are the most commonly detected odontocete off  Washington, present for 9–10 months each year (Klinck et al., 2015b; Oleson & Hildebrand, 2012; Širović  et al., 2012). Aerial surveys conducted in waters off Washington, Oregon, and Northern California in the  spring, summer, and fall of 2011 and 2012 found Pacific white‐sided dolphins present in all three survey  seasons. They were the second‐most‐frequently sighted species, and the sightings included two  encounters with large pods estimated to number 955 individuals (Adams et al., 2014). Based on habitat  models derived from line‐transect survey data collected between 1991 and 2009 off the U.S. West  Coast, Pacific white‐sided dolphins are distributed throughout the Offshore portion of the Study Area  during the summer and fall (Barlow et al., 2009; Becker et al., 2010; Becker et al., 2016; Forney et al.,  2012). In the NMFS 2014 survey of the U.S. West Coast, sightings of Pacific white‐sided dolphins were  very low in Southern and central California, indicative of a distributional shift to the north in comparison  to their previous distribution found during the three surveys undertaken between 2001 and 2008  (Barlow, 2016).   Offshore. For the Offshore portion of the Study Area, the Navy assumes Pacific white‐sided dolphins  may be present year round, with increased abundance in the summer and fall seasons.   Inland Waters. With the exception of reported opportunistic sightings of the species in the Strait of Juan  de Fuca and the waters around the San Juan Islands, there have been very few sightings in the Inland  Waters area in the last decade, and none were detected during aerial surveys of Puget Sound between  2013 and 2016 (Smultea et al., 2017; U.S. Department of the Navy, 2017c). Pacific white‐sided dolphin  occurrence in the Inland Waters is considered rare with the exception of southern Puget Sound, where  occurrence is considered extralimital.   Western Behm Canal, Alaska. Based on survey data from Southeast Alaska (Dahlheim et al., 2009),  Pacific white‐sided dolphins may occur within the Behm Canal portion of the Study Area.   4.2.10.3 Population and Abundance Although the species was sighted in relatively high numbers in Southeast Alaska (Dahlheim et al., 2009),  there is no estimate of a specific abundance for Pacific white‐sided dolphins in the Behm Canal or the  broader Southeast Alaska region. The stock assigned to Pacific white‐sided dolphin is for all animals in  the North Pacific north of 45° North from Southeast Alaska to the Aleutian Islands (Muto et al., 2017;  Muto et al., 2018b). Based on marine mammal sighting data collected in the  central North Pacific from  1987 to 1990, the population for this stock is 26,880  individuals  (Muto et al., 2017; Muto et  al., 2018b).   In the 2014  NMFS survey that included  the  NWTT Offshore area, Pacific white‐sided dolphin abundance  was fairly typical of their abundance in  the previous  three surveys  between 2001 and 2008  (Barlow,    75  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 4 – Affected Species Status and Distribution  2016). For the Offshore portion of the Study Area based on surveys from 1991 to 2014, the abundance  of Pacific white‐sided dolphins in the area (the combined Oregon/Washington stratum and the Northern  California stratum) is estimated at 18,680 animals (Barlow, 2016).  PYGMY SPERM WHALE (KOGIA BREVICEPS) 4.2.11.1 Status and Management Pygmy sperm whales are not considered a threatened or endangered species under the ESA and are not  considered depleted under the MMPA. Pygmy sperm whales in the Offshore portion of the Study Area  are from the California, Oregon, Washington stock (Carretta et al., 2017). Along the U.S. West Coast and  because of the difficulty distinguishing between pygmy and dwarf sperm whales at sea, identifications  during surveys have generally been to Kogia spp. as the lowest taxonomic level of identification possible  (Barlow, 2016; Carretta et al., 2017c; Hamilton et al., 2009). As a result, metrics for the population in the  SAR for U.S. West Coast are for Kogia spp. (Carretta et al., 2017c).   4.2.11.2 Geographic Range and Distribution There has only been one sighting identified as Kogia spp. north of California on any of the survey efforts  between 1991 and 2014 (Barlow, 2016; Hamilton et al., 2009). It has been suggested that most of the  sightings identified as Kogia spp. were probably pygmy sperm whales (Carretta et al., 2017c). The  presence of pygmy sperm whales in the Study Area is also suggested by the occurrence of three  strandings confirmed as pygmy sperm whale (one individual in Oregon in 2006 and 2016; one in  Washington in 2005) and one stranded unidentified Kogia spp. Washington in 2007 (National Marine  Fisheries Service, 2017b).   Offshore. Pygmy sperm whales are expected to be present year round in the Offshore portion of the  Study Area.   Inland Waters. Pygmy sperm whales are not expected to occur within the Inland Waters portion of the  Study Area.   Western Behm Canal, Alaska. Pygmy sperm whales are not expected to occur within the Behm Canal  portion of the Study Area.  4.2.11.3 Population and Abundance For the Offshore portion of the Study Area and based on surveys from 1996 to 2014, the abundance for  Kogia spp. in the area (the combined Oregon/Washington stratum and the Northern California stratum)  is estimated at 766 animals (Barlow, 2016).   RISSO’S DOLPHIN (GRAMPUS GRISEUS) 4.2.12.1 Status and Management Risso’s dolphins are not considered a threatened or endangered species under the ESA and are not  considered depleted under the MMPA. Risso’s dolphins in the Offshore and Inland Waters portions of  the Study Area are from the California, Oregon, Washington stock (Carretta et al., 2017c).     76  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 4 – Affected Species Status and Distribution  4.2.12.2 Geographic Range and Distribution Risso’s dolphins are not present in Alaska waters. In the Pacific off the U.S. West Coast, Risso’s dolphins  are found along the continental slope, over the outer continental shelf (Baumgartner, 1997; Cañadas et  al., 2002; Cetacean and Turtle Assessment Program, 1982; Davis et al., 1998; Green et al., 1992; Kruse et  al., 1999; Mignucci‐Giannoni, 1998), and over submarine canyons (Mussi et al., 2004). Surveys off  southern Washington, Oregon, and Northern California in the spring, summer, and fall of 2011 and 2012  found Risso’s dolphins mostly at the outer‐shelf and slope domains between the 200 m and 2,000 m  depth stratum (Adams et al., 2014), which was consistent with the distribution of vocalizing Risso’s  dolphins detected during acoustic monitoring during the same approximate timeframe (Klinck et al.,  2015b). Based on habitat models derived from line‐transect survey data collected between 1991 and  2009 off the U.S. West Coast, relatively high densities of Risso’s dolphin are predicted in the Offshore  portion of the Study Area during the summer and fall (Barlow et al., 2009; Becker et al., 2010; Becker et  al., 2016; Forney et al., 2012).  Offshore. In surveys of waters within the Offshore portion of the Study Area between 2011 and 2014,  Risso’s dolphins were found to be fewer in number than Dall’s porpoises, but tended to occur in large  pods with a mean group size of approximately 17 (Barlow, 2016), and maximum group sizes occasionally  exceeding 100 individuals (Adams et al., 2014). Risso’s dolphins are expected to be present in the area  year round.  Inland Waters. This species is not expected to regularly occur within the Inland Waters portion of the  Study Area. There has been only one stranding of the species in the inland waters since 2000 (March  2015 at Samish Bay), which involved a single individual (National Marine Fisheries Service, 2017b). There  were reported sightings of a pair of Risso’s dolphins in Puget Sound from the winter of 2011 (Cascadia  Research Collective, 2011) off and on through 2013 (U.S. Department of the Navy, 2017c). Aerial surveys  in Puget Sound reported two sightings of a pair of Risso’s dolphins in 2013, but none were seen during  surveys in 2014, 2015, and 2016 (Smultea et al., 2017) and there were no reports of sightings  subsequent to 2013 (U.S. Department of the Navy, 2017c). As a result of these findings, Risso’s dolphins  are considered rare in the Inland Waters portion of the Study Area.  Western Behm Canal, Alaska. Risso’s dolphins are not expected to occur within the Behm Canal portion  of the Study Area, given there is no indication that they inhabit the area (Dahlheim et al., 2009; Muto et  al., 2017) and are considered extralimital in this region.   4.2.12.3 Population and Abundance For the Offshore portion of the Study Area and based on surveys from 1996 to 2014, the abundance of  Risso’s dolphins in the area (the combined Oregon/Washington stratum and the Northern California  stratum) is estimated at 4,906 animals (Barlow, 2016).   SHORT-BEAKED COMMON DOLPHIN (DELPHINUS DELPHIS) 4.2.13.1 Status and Management Short‐beaked common dolphins are not considered a threatened or endangered species under the ESA  and are not considered depleted under the MMPA. Short‐beaked common dolphins in the Offshore and  Inland Waters portions of the Study Area are from the California, Oregon, Washington stock (Carretta et  al., 2017c).     77  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 4 – Affected Species Status and Distribution  4.2.13.2 Geographic Range and Distribution Short‐beaked common dolphins are not present in Alaska waters. Short‐beaked common dolphins are  mostly a warm temperate to tropical species having densities that are greatest when waters are  warmest (Barlow et al., 2009; Becker et al., 2010; Becker et al., 2014; Becker et al., 2016; Forney &  Barlow, 1998; Forney et al., 2012). Shifts in distribution are pronounced with seasonal and year‐to‐year  changes in oceanographic conditions; movements may be north‐south or inshore‐offshore (Barlow et  al., 2009; Becker et al., 2014; Becker et al., 2016; Forney & Barlow, 1998; Forney et al., 2012; Henderson  et al., 2014a). Short‐beaked common dolphin have been encountered in the Offshore portion of the  Study Area occasionally, as far north as approximately the Washington/Canada border (Adams et al.,  2014; Barlow, 2016; Forney, 2007; Hamilton et al., 2009). However, based on habitat models derived  from line‐transect survey data collected between 1991 and 2009 off the U.S. West Coast, very low  densities of short‐beaked common dolphins are predicted in the Offshore portion of the Study Area  during the summer and fall (Barlow et al., 2009; Becker et al., 2010; Becker et al., 2016; Forney et al.,  2012).   Offshore. In aerial surveys conducted in waters off southern Washington, Oregon, and Northern  California covering the approximate nearshore half of the Study Area in the spring, summer, and fall of  2011 and 2012, there was only one sighting of short‐beaked common dolphins in nearshore waters off  Northern California (Adams et al., 2014). During the NMFS 2014 survey, there were no short‐beaked  common dolphins sighted north of central Oregon (approximately 44° North), and all of those sightings  were in the deep ocean beyond the continental shelf (Barlow, 2016). For purposes of the analysis in this  Request for LOAs, short‐beaked common dolphins are considered to have a regular presence in the  Offshore portion of the Study Area.   Inland Waters. This species is not expected to regularly occur within the Inland Waters portion of the  Study Area. A sighting of a pair of short‐beaked common dolphins in Puget Sound in 2003 (U.S.  Department of the Navy, 2017c) is the only record of this species in the Inland Waters portion of the  Study Area. Given the normal distribution of the species and the sightings record, short‐beaked common  dolphins are considered rare in the Inland Waters of the Study Area.   Western Behm Canal, Alaska. Short‐beaked common dolphins are not expected to occur within the  Behm Canal portion of the Study Area, given there is no indication that they inhabit the area (Dahlheim  et al., 2009; Muto et al., 2017) and are considered extralimital in this region.   4.2.13.3 Population and Abundance For the Offshore portion of the Study Area and based on surveys from 1996 to 2014, the abundance for  short‐beaked common dolphins in the area (the combined Oregon/Washington stratum and the  Northern California stratum) is estimated at 137,381 animals (Barlow, 2016). Over the period of the  surveys, there has been a nearly monotonic increase in abundance of short‐beaked common dolphins  along the U.S. West Coast (Barlow, 2016).   SHORT-FINNED PILOT WHALE (GLOBICEPHALA MACRORHYNCHUS) 4.2.14.1 Status and Management Short‐finned pilot whales are not considered a threatened or endangered species under the ESA and are  not considered depleted under the MMPA. Short‐finned pilot whales in the Offshore and Inland Waters  portions of the Study Area are from the California, Oregon, Washington stock (Carretta et al., 2017c).     78  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 4 – Affected Species Status and Distribution  4.2.14.2 Geographic Range and Distribution The short‐finned pilot whale is widely distributed throughout most tropical and warm temperate waters  of the world coinciding with the abundance of squid, their preferred prey (Bernard & Reilly, 1999; Hui,  1985; Payne & Heinemann, 1993). Pilot whales are typically distributed along the continental shelf break  and movements over the continental shelf are common based on observations made off the  northeastern United States (Payne & Heinemann, 1993). Short‐finned pilot whales are not expected to  be present in Alaskan waters based on their preference for warm water areas.  Offshore. During systematic ship surveys conducted between 1996 and 2014, short‐finned pilot whales  were detected in the Offshore portion of the Study Area once off southern Washington (Hamilton et al.,  2009) and once off Northern California during the 2014 survey (Barlow, 2016). In aerial surveys  conducted in waters off Washington, Oregon, and Northern California covering the approximate  nearshore half of the Study Area in the spring, summer, and fall of 2011 and 2012, short‐finned pilot  whales were encountered once in a pod of eight individuals off Northern California (Adams et al., 2014).  Between 2000 and 2016, there are records of one stranded individual in 2002 on the Oregon’s Pacific  coast, and one off Washington in 2007 (National Marine Fisheries Service, 2017b). For purposes of the  analysis in this Request for LOAs, short‐finned pilot whales are considered to have a regular presence in  the Offshore portion of the Study Area.   Inland Waters. This species is not expected to regularly occur within the Inland Waters portion of the  Study Area. There have been occasional sightings with unconfirmed and low confidence within Puget  Sound attributed to possible short‐finned pilot whales (U.S. Department of the Navy, 2017c). Given the  normal distribution of the species and the record of sightings, short‐finned pilot whales are considered  rare in the Inland Waters of the Study Area.   Western Behm Canal, Alaska. Short‐finned pilot whales are not expected to occur within the Behm  Canal portion of the Study Area, given there is no indication that they inhabit the area (Dahlheim et al.,  2009; Muto et al., 2017) and are considered extralimital in that region.  4.2.14.3 Population and Abundance For the Offshore portion of the Study Area and based on surveys from 1996 to 2014, the abundance for  short‐finned pilot whales in the area (the combined Oregon/Washington stratum and the Northern  California stratum) is estimated at 224 animals (Barlow, 2016).  SPERM WHALE (PHYSETER MACROCEPHALUS) 4.2.15.1 Status and Management Sperm whales are listed as endangered under the ESA, but there is no designated critical habitat for this  species. Sperm whales in Alaska are from the North Pacific stock (Muto et al., 2017; Muto et al., 2018b)  but are not expected to be present in the Behm Canal portion of the Study Area. Sperm Whales in the  Offshore portion of the Study Area are from the California, Oregon, Washington stock (Carretta et al.,  2017c). Both of these stocks of sperm whales are considered depleted under the MMPA.   4.2.15.2 Geographic Range and Distribution Sperm whales are typically found in temperate and tropical waters of the Pacific (Rice, 1989). The  secondary range includes the areas of higher latitudes in the northern Pacific, including Alaska (Jefferson  et al., 2015; Whitehead & Weilgart, 2000; Whitehead et al., 2008; Whitehead et al., 2009). This species    79  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 4 – Affected Species Status and Distribution  appears to have a preference for deep waters (Baird, 2013; Becker et al., 2010; Becker et al., 2012a;  Forney et al., 2012; Jefferson et al., 2015). Typically, sperm whale concentrations correlate with areas of  high productivity. These areas are generally near drop offs and areas with strong currents and steep  topography (Gannier & Praca, 2007; Jefferson et al., 2015); the semi‐permanent Strait of Juan de Fuca  eddy is one such area (see MacFadyen et al. (2008)). Sperm whales are somewhat migratory, as  demonstrated by discovery tag data and subsequent satellite tag locational data; three sperm whales  satellite‐tagged off southeastern Alaska were documented moving far south to waters off Mexico and  the Mexico/Guatemala border (Straley et al., 2014).   Offshore. No sperm whales were detected during systematic surveys of waters between the British  Columbia border with Alaska and Washington (Williams & Thomas, 2007). In aerial surveys conducted in  waters off Washington, Oregon, and Northern California covering the approximate nearshore half of the  Study Area in the spring, summer, and fall of 2011 and 2012, sperm whales were encountered only  twice, in deep water off the coast from Grays Harbor (Adams et al., 2014). During the NMFS 2014  summer shipboard survey in the Study Area, there were a total of five sperm whale sightings (Barlow,  2016). The variable presence of sperm whales in the area is reflected in the acoustic monitoring record  of sperm whale click detections. In 2008, sperm whales were present in the acoustic record between  April through November and in the following year from February through May (Oleson & Hildebrand,  2012). In similar acoustic monitoring efforts between 2010 and 2013, sperm whales were found to be  present from November through June (Debich et al., 2014; Kerosky et al., 2013; Klinck et al., 2015b;  Širović et al., 2012).   Inland Waters. This species is not expected to occur within the Inland Waters portion of the Study Area.  Given the normal distribution of sperm whales in deep water ocean areas, they are considered  extralimital in the Inland Waters of the Study Area.   Western Behm Canal, Alaska. Sperm whales are not expected to occur within the Behm Canal portion of  the Study Area, given there is no indication that they inhabit the area (Dahlheim et al., 2009; Muto et al.,  2017; Muto et al., 2018b) and are considered extralimital in this region.  4.2.15.3 Population and Abundance For the Offshore portion of the Study Area and based on surveys from 1996 to 2014, the abundance for  sperm whales in the area (the combined Oregon/Washington stratum and the Northern California  stratum) is estimated at 1,001 animals (Barlow, 2016).   STRIPED DOLPHIN (STENELLA COERULEOALBA) 4.2.16.1 Status and Management Striped dolphins are not considered a threatened or endangered species under the ESA and are not  considered depleted under the MMPA. Striped dolphins in the Offshore portion of the Study Area are  from the California, Oregon, Washington stock (Carretta et al., 2017c).   4.2.16.2 Geographic Range and Distribution Although primarily a warm‐water species, the range of the striped dolphin extends higher into  temperate regions than those of any other species in the genus Stenella. Striped dolphins are generally  restricted to oceanic regions and are seen close to shore only where deep water approaches the coast.  Along the west coast of North America, southern Washington State is the known northern limit of the    80  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 4 – Affected Species Status and Distribution  species (Barlow, 2016; Hamilton et al., 2009; Reeves et al., 2002). Striped dolphins are not present as far  north as Alaska waters. Based on habitat models derived from line‐transect survey data collected  between 1991 and 2009 off the U.S. West Coast, extremely low densities of striped dolphins are  predicted well offshore in the Study Area during the summer and fall (Barlow et al., 2009; Becker et al.,  2010; Becker et al., 2016; Forney et al., 2012).   Offshore. NMFS summer surveys between 1996 and 2014 only detected striped dolphins off the coast of  southern Washington State and waters to the south, generally in the deep ocean beyond approximately  100 NM from shore (Barlow, 2016; Hamilton et al., 2009). Striped dolphins were not identified in aerial  surveys conducted in waters inside the 2,000 m isobath off southern Washington, Oregon, and Northern  California in the spring, summer, and fall of 2011 and 2012 (Adams et al., 2014), which is expected given  their general offshore distribution.   Inland Waters. This species is not expected to occur within the Inland Waters portion of the Study Area.  Given the normal distribution of the species, striped dolphins are considered extralimital in the Inland  Waters portion of the Study Area.   Western Behm Canal, Alaska. Striped dolphins are not expected to occur within the Behm Canal portion  of the Study Area, given there is no indication that they inhabit the area (Dahlheim et al., 2009; Muto et  al., 2017) and are considered extralimital in this region.  4.2.16.3 Population and Abundance For the Offshore portion of the Study Area and based on surveys from 1996 to 2014, the abundance of  striped dolphins in the area (the combined Oregon/Washington stratum and the Northern California  stratum) is estimated at 8,335 animals (Barlow, 2016).   4.3 PINNIPEDS CALIFORNIA SEA LION (ZALOPHUS CALIFORNIANUS) 4.3.1.1 Status and Management The California sea lion is protected under the MMPA and is not listed under the ESA. NMFS has defined  one stock for the California sea lion (U.S. stock), with five genetically distinct geographic populations  identified: (1) Pacific Temperate, (2) Pacific Subtropical, (3) Southern Gulf of California, (4) Central Gulf  of California, and (5) Northern Gulf of California (Carretta et al., 2017c; Carretta et al., 2018a). The  Pacific Temperate population is the only population expected in the Study Area and constitutes the U.S.  stock. However, movement of sea lions between U.S. waters and Mexican waters off the Baja Peninsula  has been documented, and in addition to rookeries in U.S. waters the Pacific Temperate population  includes sea lions from rookeries on the Coronado Islands just south of the U.S.–Mexico border.  However, pup production at the Coronado Islands is minimal compared with U.S. rookeries and does not  represent a significant contribution to the overall size of the Pacific Temperate population (Carretta et  al., 2017c; Carretta et al., 2018a).  4.3.1.2 Geographic Range and Distribution California sea lions from the Pacific Temperate population migrate seasonally into the Study Area and  have also been sighted north of the Study Area in Canadian waters (Carretta et al., 2017c; Carretta et al.,  2018a). In summer, California sea lions breed on islands extending from the Gulf of California, Mexico to  the Channel Islands; depending on oceanographic conditions and prey availability, they may travel over    81  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 4 – Affected Species Status and Distribution  300 km from island rookeries in search of prey (Melin et al., 2008). Their primary rookeries are located  in the Channel Islands, specifically San Miguel, San Nicolas, Santa Barbara, and San Clemente islands.  Their distribution shifts to the north in fall and to the southeast during winter and spring, probably in  response to changes in prey availability (Edgell & Demarchi, 2012). In the non‐breeding season, adult  and subadult males migrate northward along the coast to central and Northern California, Oregon,  Washington, and Vancouver Island, and return south the following spring (DeLong et al., 2017).  Individuals are occasionally sighted hundreds of miles offshore (Jeffries et al., 2000; Lowry & Forney,  2005); however, most tend to forage at a maximum of approximately 20–80 NM from shore (DeLong et  al., 2017; Lowry & Forney, 2005). Most adult females with pups and juveniles of both sexes remain in  waters near their breeding rookeries off the coast of California and Mexico. They also enter bays,  harbors, and river mouths and often haul out on man‐made structures such as piers, jetties, offshore  buoys, and oil platforms. Refer to the Navy’s Marine Species Density Database Technical Report for  more information on how abundance and distribution information was used to estimate species density  (U.S. Department of the Navy, 2017a).  Offshore. California sea lions are the most frequently sighted otariid in Washington waters and use  numerous haulout sites along the Pacific coast (DeLong et al., 2017; Jeffries et al., 2000; Lowry & Forney,  2005). In the Study Area, adult females and juvenile animals are rarely present, while males may be  present for up to approximately 10 months of each year, returning to rookery islands in Southern  California during the pupping and breeding season (May–July) (DeLong & Jeffries, 2017; DeLong et al.,  2017; Laake et al., 2018). Sea lions are present along the coast of Oregon from October to April (Lowry  et al., 2014). Main haulout sites include the Columbia River (South Jetty), Cascade Head, Cape Arago,  and Orford and Rogue Reefs (DeLong & Jeffries, 2017). Sea lions also use the northern coast of California  mainly during May and June, and September and October (Lowry & Forney, 2005; Oleson et al., 2009).  Main haulout sites include St. George Reef, Castle Rock, and Farallon and Año Nuevo Islands.   California sea lions feed on a wide variety of prey, including many species of fish and squid that are  typically found over the continental shelf; the availability of prey drives the distribution of California sea  lions. The U.S. Geological Survey conducted seabird and marine mammal surveys off the coasts of  Washington, Oregon, and Northern California in winter, summer, and fall from 2011 to 2012 (Adams et  al., 2014). California sea lions were the most frequently sighted pinniped species (125 sightings and 213  individuals) and were present year round with slightly more sightings recorded during fall. The number  of sightings and relative abundance decreased with distance from shore. California sea lions were most  frequently observed over the inner‐continental shelf, with 60 percent of sightings and 74 percent of  individuals observed at depths less than 100 m (Adams et al., 2014).  Approximately 90 percent of California sea lions are expected to occur within 40 km of shore, and all are  expected to occur within 70 km of shore (Lowry & Forney, 2005; Oleson et al., 2009; Wright et al., 2010).  Males are present in the Offshore Area from November to mid‐June, when they typically leave the Study  Area en route to rookeries in the Channel Islands (DeLong & Jeffries, 2017; Gearin et al., 2017; Wright et  al., 2010). Transit time between breeding rookeries and the Study Area is approximately 25 days (Gearin  et al., 2017; Wright et al., 2010). Gearin (2017) shows sea lions remain within the 1,000 m isobath during  north and south migrations. However, during anomalous conditions (e.g., during an El Nino period)  California sea lions may travel farther offshore, presumably seeking prey (Elorriaga‐Verplancken et al.,  2016); Weise et al., (2006) reported seeing male California sea lions 450 km from shore, and Melin et al.  (2008) reported lactating females traveling more than 300 km from shore on foraging trips.    82  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 4 – Affected Species Status and Distribution  Inland Waters. Location data from satellite tags on 30 male California sea lions over a two‐year period  indicated most were transient visitors to the Navy Facilities in Puget Sound (DeLong et al., 2017). As  noted above, California sea lions migrate from Puget Sound to rookeries in Southern California in spring  and return in fall (DeLong et al., 2017; Gearin et al., 2017; Jeffries, 2014; Jeffries et al., 2000). Adult  female and juvenile sea lions are rare in Washington inland waters (DeLong et al., 2017). Transit through  Strait of Juan de Fuca is described as rapid (Gearin et al., 2017). The southbound migration between  Puget Sound and Southern California rookeries takes approximately 25 days (Gearin et al., 2017);  therefore occurrence of any one individual in the Strait of Juan de Fuca is likely limited to several days in  spring and several days in fall. However, not all sea lions would be expected to be in the strait at the  same time.   Seasonal abundance in Puget Sound was estimated to be 788 California sea lions based on counts made  at Navy facilities at Bremerton, Bangor, Everett, and Manchester (DeLong et al., 2017). The abundance  of California sea lions in the Strait of Juan de Fuca was estimated by assuming all sea lions moved  through the Strait of Juan de Fuca in spring (March through May) and fall (September through  November) (DeLong & Jeffries, 2017; 2014). Some California sea lions are present year round in Puget  Sound (DeLong & Jeffries, 2017; DeLong et al., 2017; Jeffries, 2014). Other established haulout sites are  located at Shilshole Bay near Seattle, Commencement Bay and Budd Inlet in southern Puget Sound, and  numerous navigation buoys south of Whidbey Island to Olympia (DeLong et al., 2017; Jeffries, 2014;  Jeffries et al., 2000). A major winter haulout site is Race Rocks, which is located in Canadian waters of  the Strait of Juan de Fuca adjacent to the Study Area (Edgell & Demarchi, 2012).  Western Behm Canal, Alaska. A total of 52 (25 male, 5 female, and 22 undetermined) California sea  lions have been reported in Alaskan waters between 1974 and 2004, with an increasing presence in later  years (Maniscalco et al., 2004). California sea lions in Alaska most often were seen alone and only  occasionally in small groups of two or more, although hundreds have been found to haul out together  along the Washington coast and in southern British Columbia. The relatively few California sea lions  found in Alaska usually have been associated with Steller sea lions at their haulouts and rookeries.  California sea lions are not expected to occur in Behm Canal near SEAFAC.  4.3.1.3 Population and Abundance The current population estimate of California sea lions in the U.S. stock is 257,606 (Carretta et al., 2017c;  Carretta et al., 2018a). The entire total population in U.S. waters cannot be counted because all age and  sex classes are not ashore at the same time during field surveys. In lieu of counting all sea lions, pups are  counted during the breeding season (because this is the only age class that is ashore in its entirety), and  the number of births is estimated from the pup count. The size of the U.S. population is then estimated  from the number of births and the proportion of pups observed at surveyed rookeries (Carretta et al.,  2017c; Carretta et al., 2018a; Laake et al., 2018).   Abundance in the NWTT Study Area was estimated from aerial surveys of California sea lions offshore  and at haulout locations in central and  Northern California conducted in May–June,  September, and  December of  1998 and July 1999 (Lowry  & Forney, 2005).  Only  data from the Northern California strata  were used to  estimate abundance in the Study Area.  Males are  much  more likely to migrate into the  Oregon and  Washington  portion of the Study Area  than females, but some females are likely to  be  present in  Northern California waters  during the  non‐breeding season, so extrapolating  data from Lowry  and  Forney  (2005)  is  reasonable  and is possibly an overestimation of abundance in the  Study Area.  Abundance  in  the  Study  Area  is  expected  to  be  higher  in  spring  and fall when  males  are  migrating to and    83  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 4 – Affected Species Status and Distribution  from rookeries in Southern California (Lowry & Forney, 2005). The abundances used to estimate sea lion  densities in the Study Area ranged from near 0 in summer to over 10,000 in spring. Fall and winter  abundances were approximately 7,300 and 8,500, respectively.  GUADALUPE FUR SEAL (ARCTOCEPHALUS TOWNSENDI) 4.3.2.1 Status and Management The Guadalupe fur seal is listed as depleted under the MMPA and threatened under the ESA. The  primary breeding rookery of Guadalupe fur seals is at Isla de Guadalupe, Mexico, and a second breeding  population has been established at Islas San Benito, Baja California, Mexico (Esperon‐Rodriguez & Gallo‐ Reynoso, 2012; Juárez‐Ruiz et al., 2018; Maravilla‐Chavez & Lowry, 1999), and are considered a single  stock (Carretta et al., 2017c).  4.3.2.2 Geographic Range and Distribution Until recently the distribution of Guadalupe fur seals in the Study Area has been documented primarily  through stranding records and archeological evidence (Aurioles‐Gamboa & Camacho‐Rios, 2007;  Aurioles‐Gamboa et al., 2010; Etnier, 2002; Lambourn et al., 2012; National Marine Fisheries Service,  2017b; Norris, 2017b; Rick et al., 2009). Norris (2017a) describes preliminary results of an ongoing study  tracking satellite‐tagged fur seals as they migrate from rookeries on Isla de Guadalupe, Mexico and  rehabilitated fur seals released off of Southern California. While a small percentage of adult and juvenile  fur seals may migrate north of Point Cabrillo, California, and into the Study Area, the majority of  Guadalupe fur seals that migrate into the Study Area are likely weaned pups and yearlings less than two  years old. Refer to the Navy’s Marine Species Density Database Technical Report for more information  on how abundance and distribution information was used to estimate species density (U.S. Department  of the Navy, 2017a).  Offshore. During the summer breeding season adult and juvenile Guadalupe fur seals are mainly  distributed offshore of Baja California, Mexico, around rookeries on Isla de Guadalupe and Islas San  Benito, Baja California, Mexico (Esperon‐Rodriguez & Gallo‐Reynoso, 2012; Juárez‐Ruiz et al., 2018;  Maravilla‐Chavez & Lowry, 1999). During other times of the year, adult and juvenile fur seals,  particularly males, are more widely distributed; however, very few are expected to migrate into the  Study Area (Norris, 2017a). A large percentage of weaned pups and yearlings (fur seals less than two  years old) are likely to migrate into the Offshore Area and remain there year round, with greater  abundance expected from May to at least November (i.e., in summer and fall). Guadalupe fur seals are  known to forage primarily off the continental shelf (beyond the 200 m isobath) and in pelagic waters  where their preferred prey, squid and other cephalopods, are known to occur (Gallo‐Reynoso &  Esperón‐Rodríguez, 2013). Foraging in coastal waters is not uncommon; however, the pursuit of prey  can take them out to at least 300 km from shore, and it would not be uncommon to encounter fur seals  foraging 700 km from shore (Norris, 2017a).  Inland Waters. Guadalupe fur seals are pelagic outside of the breeding season and are not expected to  occur within the Inland Waters portion of the Study Area. Several rehabilitated fur seals between 10 and  15 months old were fitted with satellite tracking tags and released off Pt. Reyes, California from 2015  through 2017 (Norris, 2017a). Several of these animals remained close to shore as they migrated north  and spent most of their time over the continental shelf. In contrast, “wild” Guadalupe fur seal pups and  yearlings that migrated from Isla de Guadalupe, Mexico after the breeding season remained seaward of  the continental shelf in deep pelagic waters. Even though the rehabilitated fur seals tended to remain    84  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 4 – Affected Species Status and Distribution  closer to shore, they are not considered representative of the population as a whole, which is expected  to remain in pelagic waters beyond the continental shelf. Healthy Guadalupe fur seals are not expected  to haul out in the Study Area (Norris, 2017a).  Western Behm Canal, Alaska. Guadalupe fur seals are not expected to occur within the Western Behm  Canal portion of the Study Area (Norris, 2017a).  4.3.2.3 Population and Abundance The abundance estimate for the entire stock of Guadalupe fur seals is over 33,000 animals. The  abundance is based on surveys of fur seals on Isla de Guadalupe, Mexico from 2008 to 2010; population  estimates of fur seals breeding at a smaller rookery on Islas San Benito, Baja California, Mexico; and an  average annual growth rate of 7.64 percent applied from 2010 to 2017 (Carretta et al., 2017a; Norris,  2017a).  HARBOR SEAL (PHOCA VITULINA) 4.3.3.1 Status and Management There are no harbor seals listed under the ESA in the Study Area and no designated critical habitat. For  management purposes under the MMPA, differences in mean pupping date, movement patterns,  pollutant loads, and fishery interactions have led NMFS to recognize 17 stocks within U.S. waters from  California to Alaska (Carretta et al., 2017c; Muto et al., 2017; Muto et al., 2018b). As shown in Table 3‐1,  out of these 17 stocks there are six present in the Study Area. The Clarence Strait stock is the only stock  within the Western Behm Canal portion of the Study Area. Within U.S. West Coast waters (excluding  Alaska), five stocks of harbor seals are recognized: (1) Oregon/Washington Coast, (2) California, (3)  Washington Northern Inland Waters (including Puget Sound north of the Tacoma Narrows Bridge, the  San Juan Islands, and the Strait of Juan de Fuca); (4) Southern Puget Sound (south of the Tacoma  Narrows Bridge), and (5) Hood Canal (Carretta et al., 2017c).   4.3.3.2 Geographic Range and Distribution Harbor seals are a coastal species, rarely found more than 25–30 km from shore, and frequently occupy  bays, estuaries, and inlets (Bailey et al., 2014; Baird, 2001; Oleson et al., 2009). Ideal harbor seal habitat  includes access to numerous haulout sites, shelter during the breeding periods, and sufficient food  (London et al., 2012; Peterson et al., 2012; Simpkins et al., 2003; Womble et al., 2015). Haulout areas  can include intertidal and subtidal rock outcrops, sandbars, sandy beaches, peat banks in salt marshes,  and manmade structures such as log booms, docks, and recreational floats (Jefferson et al., 2017;  Jeffries, 2014; Jeffries et al., 2000; London et al., 2012; Smultea et al., 2017). Harbor seals in the Study  Area may be hauled out approximately 65 percent of time, although duration can vary by season, sex,  and lifestage (Huber et al., 2001). Harbor seals do not make extensive pelagic migrations, showing  strong fidelity to breeding and haulout locations year round (Carretta et al., 2017c), although some long‐ distance movement of tagged animals in Alaska (108 mi.) and along the U.S. West Coast (up to 342 mi.)  has been recorded (Brown & Mate, 1983; Womble & Gende, 2013).   Offshore. Harbor seals occur in the Offshore Area year round (Carretta et al., 2017c; Jeffries et al.,  2003). They spend most of their time within 25–30 km from shore and haul out frequently along the  coastline (Bailey et al., 2014; Oleson et al., 2009). Visual and acoustic surveys conducted off the  Washington coast noted that a few harbor seals were sighted out to 64 km from shore, with the farthest  sighting at 70 km from shore and near the 1,000 m isobath, particularly in spring, indicating that they do    85  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 4 – Affected Species Status and Distribution  range into deeper waters (Oleson et al., 2009). The U.S. Geological Survey conducted seabird and  marine mammal surveys off the coasts of Washington, Oregon, and Northern California in winter,  summer, and fall from 2011 to 2012 (Adams et al., 2014). Harbor seals were the second‐most‐ frequently‐sighted pinniped (out of five species), with a total of 40 sightings and 56 individuals observed.  Harbor seals occurred in all three seasons but were most frequently sighted in winter when 50 percent  of sightings and 63 percent of individuals occurred. Consistent with other coastal surveys, 93 percent of  sightings and all but three individuals occurred in water depths less than 100 m, and the remaining  harbor seal observations were in depths between 100 and 200 m (i.e., over the continental shelf)  (Adams et al., 2014).  Inland Waters. The harbor seal is the most common, widely distributed pinniped found in Washington  inland waters, and is frequently observed by recreational boaters, ferry passengers, and other users of  the marine environment (Jeffries, 2014). Gaydos et al. (2013) have suggested that San Juan County,  Washington, might have one of the most dense harbor seal populations in the world. Harbor seals are  the most abundant marine mammal in Puget Sound and Hood Canal in particular, as they occur  throughout the canal year round (Jefferson et al., 2017). London et al. (2012) identified five locations in  Hood Canal as “major haul‐out sites” and noted these were locations having documented human  (non‐Navy) disturbance. London et al. (2012) report that disturbance occurs on a regular basis and  described that disturbance for four of the five sites as follows: Quilcene Bay—operational salmon net‐ pen floats and oyster rafts; Dosewallips—state park and marina with motorized boats, kayakers, and  canoers; Hamma Hamma—working oyster farm; and Skokomish—a kayak rental facility and a tribal and  commercial fisheries site. Harbor seals also haul out year round at Navy facilities, including at Naval Base  Kitsap Bangor located along Hood Canal, Naval Station Everett, the Manchester fuel depot, and Naval  Base Kitsap Bremerton in Puget Sound (Jeffries, 2014; Jeffries et al., 2000).   In southern Puget Sound, harbor seals haul out on a variety of substrate materials including intertidal  beaches, reefs, sandbars, log booms and floats. There are five main harbor seal haulout areas, including  the mouth of the Nisqually River, Cutts Island, Gertrude Island, Eagle Island, and Woodard Bay  (Lambourn et al., 2010). Based on periodic aerial and boat surveys, each of these sites regularly supports  a population of over 100 seals (Lambourn et al., 2010). Pupping seasons vary by geographic region, with  pups born in coastal estuaries (Columbia River, Willapa Bay, and Gray Harbor) from mid‐April through  June; Olympic Peninsula coast from May through July; San Juan Islands and eastern bays of Puget Sound  from June through August; southern Puget Sound from mid‐July through September; and Hood Canal  from August through January (Jeffries et al., 2000). Historically, harbor seals were thought to remain  within approximately 30 km of established haulout sites; however, Peterson et al. (2012) reported on 8  out of 14 satellite‐tagged males captured east of the San Juan Islands moving more than 100 km from  their haulout. The results of the study also support the hypothesis that males are moving between the  Oregon/Washington coastal stock and the Washington Northern Inland Waters stock and potentially  mating in both locations.  Western Behm Canal, Alaska. Harbor seals from the Clarence Strait stock occur year round in southeast  Alaska (Muto et al., 2017). As in other regions, harbor seals haul out along the coastline and on  manmade structures, and they also will use glacial ice as haulouts in southeast Alaska. During the  summer molting season they spend only about 19 percent their time in the water (Simpkins et al., 2003).  The rest of the year they are in the water about 43 percent of the time (Huber et al., 2001). Withrow et  al. (1999) counted harbor seals at numerous sites along the eastern coast of Prince Edward Island  adjacent to Clearance Strait and at haulouts in eastern Behm Canal during August of 1999. The counts    86  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 4 – Affected Species Status and Distribution  were averaged over each survey data and summed to equal over 5,400 harbor seals. No sites in Western  Behm Canal were surveyed; however, harbor seals are expected to be present in Western Behm Canal.  4.3.3.3 Population and Abundance Harbor seals are the most abundant pinniped in the Pacific Northwest. They occur in coastal waters over  the continental shelf, in bays and estuaries, and in the inland waters of Washington (Huber et al., 2001).  Abundances for the six stocks occurring in the Study Area are presented below.  Clarence Strait Stock: The abundance of the Clarence Strait population of harbor seals was estimated to  be 31,634 in 2005. Based on an estimated annual growth rate of 2.91 percent, the abundance in 2017 is  projected to be 44,632 seals (Muto et al., 2018b).  California Stock: Based on the most recent harbor seal counts (20,109 animals in May–July 2012) and a  correction factor of 1.54 to account for the number of animals in the water during the time of the  survey, the harbor seal population in California is estimated to be 30,968 seals (coefficient of  variation = 0.157) (Carretta et al., 2017c). Trend analysis in Carretta (2017a) and preliminary analysis of  recent abundance data by the Washington Department of Fish and Wildlife DeLong (2017) indicate that  the California stock of harbor seals is at carrying capacity, and the current abundance estimate is  appropriate for 2017.   Oregon/Washington Stock: Aerial surveys were conducted offshore in Oregon and Washington during  the 1999 pupping season. Radio‐tagging studies in 1991 and 1992 were considered and a correction  factor was applied to account for animals in the water during the time of the survey. Based on that  analysis, the most recent population estimate for the Oregon/Washington stock is 24,732. NMFS SARs  do not estimate abundance based on data more than eight years old; however, trend analysis in  Carretta et al. (2017c) and preliminary analysis of recent abundance data by the Washington  Department of Fish and Wildlife (DeLong & Jeffries, 2017) indicate that the Oregon/Washington stock of  harbor seals is at carrying capacity, and the current abundance estimate is appropriate for 2017.  Washington Northern Inland Waters Stock: The Navy sponsored aerial surveys of marine mammals,  particularly harbor seals and harbor porpoises, from the summer of 2013 through the winter of 2016 in  Puget Sound to update seasonal, in‐water abundance and density estimates in proximity to Navy  facilities in the Inland Waters portion of the Study Area (Smultea et al., 2017). An in‐water abundance  estimate of 3,116 harbor seals in the Washington Northern Inland Waters stock was calculated based on  pooling seasonal data for the Admiralty Inlet, East Whidbey, and South Whidbey strata. Note that this  in‐water abundance is not equivalent to the total number of harbors seals in the stock, because it does  not account for hauled‐out seals. Calculating the total stock abundance based in‐water surveys and  separate counts of hauled‐out seals is not straightforward and presents several challenges. For example,  aerial surveys are conducted at randomly chosen times, but counts of hauled‐out seals are typically  conducted at high tide (Jefferson et al., 2017). Simply summing the two totals would invariably result in  an overestimate of abundance. This abundance estimate is appropriate for 2017.  Southern Puget Sound Stock: The aerial surveys conducted by Smultea et al. (2017) from 2013 through  2016 also included Puget Sound. An in‐water abundance estimate of 4,042 harbor seals in the Southern  Puget Sound stock was calculated based on pooling seasonal data for the Bainbridge, Seattle, Southern  Puget Sound, and Vashon strata. Note that this is an in‐water abundance estimate and does not  represent the abundance of the entire stock.     87  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 4 – Affected Species Status and Distribution  Hood Canal Stock: Jefferson et al. (2017) analyzed aerial survey data for Hood Canal collected during the  same surveys reported on by Smultea et al. (2017). To calculate seasonal in‐water abundance and  density estimates for harbor seals in Hood Canal, Jefferson et al. (2017) divided the canal into six  sub‐regions and calculated separate estimates for each sub‐region in each season (winter, spring,  summer, and fall). As noted above, calculating a total abundance for harbor seals in Hood Canal based  solely on aerial surveys is problematic; however, Jefferson et al. (2017) estimate that there are  approximately 2,000 harbor seals in the Hood Canal stock.  Refer to the Navy’s Marine Species Density Database Technical Report for more information on how  abundance and distribution information was used to estimate species density (U.S. Department of the  Navy, 2017a).  NORTHERN ELEPHANT SEAL (MIROUNGA ANGUSTIROSTRIS) 4.3.4.1 Status and Management The northern elephant seal is protected under the MMPA and is not listed under the ESA. NMFS has  defined one stock for the northern elephant seal, the California Breeding stock, which is geographically  distinct from a population in Baja California.  4.3.4.2 Geographic Range and Distribution Northern elephant seals breed on islands offshore of California and Baja California, Mexico, from  December to March. It has been suggested that since the 1990s, elephant seals in Mexico are not  returning as far south as they had in the past due to warming sea and air temperatures (Garcia‐Aguilar  et al., 2018), which would shift their general distribution into more northern waters. Following the  breeding season, they migrate north with male elephant seals migrating to the Gulf of Alaska and  western Aleutian Islands while feeding along the continental shelf and females moving farther offshore  into pelagic waters in the Gulf of Alaska and central North Pacific (Abrahms et al., 2017; Carretta et al.,  2017c; Le Boeuf et al., 2000). Between March and August, adults return to land, primarily in the Aleutian  Islands, to molt. Females arrive in March and April while males arrive later in July and August (Robinson  et al., 2012; Stewart & DeLong, 1995). After molting both adult males and females return to sea to feed  in spring and summer before making the return migration to breeding colonies in California and Mexico.  Le Boeuf (2000) reports that 20 males fitted with satellite‐tags at California breeding rookeries migrated  to feeding areas off the coast of eastern Alaska and noted that all feeding areas were located near the  continental shelf break. One male was tracked to the “inland passage” of southern Alaska. Robinson  (2012) used satellite tracking data from 297 adult female elephant seals to show that post‐breeding and  post‐molting foraging areas were primarily offshore in the North Pacific at the convergence of the sub‐ arctic and sub‐tropical gyres. Peterson et al. (2015) also showed that satellite‐tagged female seals  migrated northwest into offshore waters of the North Pacific.   Refer to the Navy’s Marine Species Density Database Technical Report for more information on how  abundance and distribution information was used to estimate species density (U.S. Department of the  Navy, 2017a).  Offshore. Adult male elephant seals migrate north, primarily to Alaska, following the winter breeding  season. Out of 27 males tracked from rookeries off Mexico, 20 migrated to the Alaska coast,  4 terminated their migration off Canada, 2 remained off of Oregon, and 1 migrated to the Washington  coast (Le Boeuf et al., 2000). Migrating elephant seals did not linger during migrations and moved    88  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 4 – Affected Species Status and Distribution  steadily and directly to their destinations during north‐ and south‐bound migrations. After reaching their  destination, they foraged in the area for one to three months. Male elephant seals are most likely to  transit through the Offshore Area over approximately 30 days in March/April (northbound), June/July  (southbound), August/September (northbound), and November/December (southbound) during  migrations associated with breeding and molting periods (DeLong & Jeffries, 2017; Le Boeuf et al., 2000;  Stewart & DeLong, 1995). Female elephant seals primarily migrated and foraged farther offshore than  males, which are primarily benthic feeders, but satellite‐tagged females and males followed similar  migration routes (Le Boeuf et al., 2000; Robinson et al., 2012; Simmons et al., 2007).  Elephant seals were sighted during aerial surveys off the Washington coast from 2004 through 2008  (Oleson et al., 2009). Sightings occurred an average of 59 km off the coast, with most seals sighted  approximately 70 km from shore and near the 1,000 m isobath. The elephant seals were an average of  13 km west of the shelf break (200 m isobath), indicating that they were foraging and migrating off the  continental shelf. While migrating adult elephant seals tend to stay offshore, juveniles and sub‐adults  have been seen closer to shore along the coasts of Oregon, Washington, and British Columbia (Condit &  Le Boeuf, 1984; Stewart & Huber, 1993). The U.S. Geological Survey conducted seabird and marine  mammal surveys off the coasts of Washington, Oregon, and Northern California in winter, summer, and  fall from 2011 to 2012 (Adams et al., 2014). Observers sighted northern elephant seals 31 times  (33 individuals), and sightings were distributed fairly evenly across strata ranging from depths of 0 to  2,000 m. Sightings were also uniformly distributed over all three seasons (Adams et al., 2014).  Inland Waters. Jeffries (2014) observed one to three juvenile elephant seals during surveys from April to  November 2013 at haulout sites in the eastern end of the Strait of Juan de Fuca. The elephant seals  were hauled out with harbor seals, and the sightings were distributed evenly over the survey period. A  few individuals have been seen hauled out on beaches at Destruction Island, Protection Island, and  Smith and Minor islands as well as Dungeness Spit (Jeffries et al., 2000). Individuals have also been seen  hauled out on Race Rocks on the Canadian side of the Strait of Juan de Fuca. Solitary individuals may  occasionally be seen farther inland than the Strait of Juan de Fuca, but substantial numbers of northern  elephant seals are not expected to occur in Hood Canal or Puget Sound (DeLong & Jeffries, 2017). No  regular haulout sites occur in Puget Sound; however, individual elephant seals occasionally haul out for  two to four weeks to molt, usually during spring and summer, and typically on sandy beaches  (Calambokidis & Baird, 1994). These animals are typically yearlings or sub‐adults, and their haulout  locations are unpredictable. The National Stranding Network database reported one male subadult  elephant seal hauled out to molt at Manchester Fuel Depot in February 2004. Rat Island across the bay  from the Port Townsend ferry terminal is occasionally used by juvenile elephant seals. Most reported  haulout sites are in the Strait of Juan de Fuca, and the occurrence of elephant seals in the Puget Sound  region would occur infrequently and most likely during the molting season.  Migration routes of satellite‐tagged adult elephant seals all remained offshore (Le Boeuf et al., 2000;  Robinson et al., 2012; Simmons et al., 2007).  Western Behm Canal, Alaska. A small number of male northern elephant seals may be present in Behm  Canal for brief periods in fall (September to November) and spring (April to June). The deep water  (approximately 600 m) in the canal is consistent with foraging habitat preferred by male elephant seals  (DeLong & Jeffries, 2017). The elephant seals would not be expected to haul out while in Behm Canal.  Le Boeuf et al. (2000) noted that two out of 20 (10 percent) tagged males used inland waters in  southeast Alaska and Puget Sound. This ratio (10 percent of the population) was used to estimate the    89  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 4 – Affected Species Status and Distribution  abundance of male elephant seals potentially entering Behm Canal to forage, which as noted above is  approximately 8,000.  4.3.4.3 Population and Abundance Lowry et al. (2014) reported that 40,684 pups were born on U.S. rookeries in 2010. Based on the pup  count, the population estimate in the California Breeding stock is approximately 179,000 elephant seals.  Assuming an annual growth rate of 3.8 percent, the projected 2017 abundance is 232,399 elephant seals  potentially transiting the Offshore Area (Carretta et al., 2017c; Lowry et al., 2014).   Based on data from Jeffries (2014) and (DeLong & Jeffries, 2017), an abundance of 13 juvenile elephant  seals was used to estimate potential impacts in the Inland Waters portion of the Study Area.  Only approximately 10 percent of male elephant seals are expected to enter Behm Canal and only in fall  and spring (DeLong & Jeffries, 2017; Le Boeuf et al., 2000). An estimate of the male population based is  78,926 (Lowry et al., 2014). Based on the assumption that 10 percent of males use inland waters, a  baseline abundance of 7,893 male elephant seals was used to estimate potential impacts on elephant  seals in Behm Canal.  NORTHERN FUR SEAL (CALLORHINUS URSINUS) 4.3.5.1 Status and Management The Eastern Pacific stock of northern fur seals is listed as depleted under the MMPA and is not listed  under the ESA. The California stock of northern fur seals is not considered to be depleted under the  MMPA and is not listed under the ESA. NMFS has identified two stocks of northern fur seals in U.S.  waters in the North Pacific: the Eastern Pacific stock and the California stock (Muto et al., 2017; Muto et  al., 2018b). The stocks are differentiated based on high natal site fidelity and substantial differences in  population dynamics. The Eastern Pacific stock breeds primarily on the Pribilof Islands (located in the  Bering Sea), and the California stock breeds on San Miguel Island off Southern California and the  Farallon Islands off central California (Carretta et al., 2017c; Carretta et al., 2018a; Muto et al., 2017;  Muto et al., 2018b). The distribution of the stocks overlaps during the non‐breeding season, and  individuals from both stocks may be present in the Study Area.  4.3.5.2 Geographic Range and Distribution The northern fur seal is endemic to the North Pacific Ocean and occurs from Southern California to the  Bering Sea, the Okhotsk Sea, and Honshu Island, Japan. Northern fur seals are on shore at breeding sites  and haulouts outside of the Study Area from mid‐May through mid‐November (summer and fall) and at  sea the remaining half of the year (winter and spring) (Carretta et al., 2017c; Carretta et al., 2018a;  Melin et al., 2012; Muto et al., 2017; Muto et al., 2018b). Males move ashore at breeding sites in the  Pribilof Islands from May to mid‐August (depending on age) and remain on shore until October (National  Marine Fisheries Service, 2007). After the breeding season, adult males move into the Gulf of Alaska  north of the Study Area (Olesiuk, 2012; Sterling et al., 2014). Females arrive at breeding sites in June,  pup in July, and leave in October or November. Pups are born from June through August and leave  breeding sites in November, after the adults. Seasonal migrations begin in November with fur seals  transiting through Aleutian Islands. Unpublished satellite tag location data indicates that while a  majority of northern fur seal population remains at sea foraging in the north Pacific, a small portion of  the females and juvenile males move south off the coasts of Southeast Alaska, British Columbia,  Washington, Oregon, and California to forage and occasionally haul out on those coastlines. The smaller    90  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 4 – Affected Species Status and Distribution  breeding population from San Miguel Island and the Farallon Islands migrates north into the Study Area  after the breeding season, arriving in the region in November and December. The return migration  begins in March (Carretta et al., 2017c; Carretta et al., 2018a; Muto et al., 2017; Muto et al., 2018b).  Refer to the Navy’s Marine Species Density Database Technical Report for more information on how  abundance and distribution information was used to estimate species density (U.S. Department of the  Navy, 2017a).  Offshore. Northern fur seals are mainly pelagic in the Study Area, occurring in oceanic waters far from  shore. Their offshore distribution has been correlated with oceanographic features (e.g., eddies and  fronts) where prey may be concentrated (Ream et al., 2005; Sterling et al., 2014). Sightings are more  common off the northern Washington and Vancouver Island coasts in winter and off central and  southern Oregon in spring. Based on visual detections off Washington, Oleson (2009) described  northern fur seals as occurring an average of 55 km from shore, 11 km from the 200 m isobath (a proxy  for the shelf break), and in waters with a mean depth of 754 m. Kenyon and Wilke (1953) summarized  information from a number of disparate sources, including sealing records and U.S. Coast Guard  observations, on the migration of northern fur seals in the North Pacific. Migrating fur seals were  generally found from 10 to 50 miles from shore in depths of thousands of feet (Kenyon & Wilke, 1953).   Kajimura (1984) analyzed the stomach contents of fur seals captured in the eastern North Pacific from  1958 to 1974 to better understand their foraging behavior and distribution. While the fur seals were  widely distributed at sea and fed opportunistically, they were most frequently sighted between 70 and  130 km from shore, over outer continental shelf and slope. Olesiuk (2012) characterized northern fur  seals as ubiquitous in the North Pacific between 60° N and 40° N latitude with their distribution at sea  driven by prey concentrations associated with oceanographic features such as the boundary of the sub‐ arctic–sub‐tropical transition zone near 42° N latitude (Polovina et al., 2001).   The U.S. Geological Survey conducted seabird and marine mammal surveys off the coasts of  Washington, Oregon, and Northern California in winter, summer, and fall from 2011 to 2012 (Adams et  al., 2014). Northern fur seals were sighted 35 times (47 individuals), primarily in winter and fall, with  very few sightings in summer. The number of sightings and relative abundance increased with depth and  distance from shore. Northern fur seals were most frequently observed beyond the‐continental shelf  (200 m isobath) with over 83 percent of sightings and individuals observed at depths between 200 and  2,000 m (Adams et al., 2014).   Pelland et al. (2015) examined the migratory behavior of 40 satellite‐tagged female northern fur seals  following their departure from breeding grounds on Bogoslof and St. Paul islands in the Aleutian Islands,  Alaska. This study concentrated on foraging in the waters off Washington, but the tagged fur seals  foraged along the Pacific Coast from British Columbia to central California and as far out as  approximately 620 km from the shelf break (defined in the study as the 200 m isobath). The tracking  data spanned seven migratory seasons from 2002 to 2010 and were compared with oceanographic data  gathered from autonomous gliders deployed over the same time period and in proximity to seals’  satellite tracks. A seal’s extended presence in a relatively limited spatial area was presumed to represent  foraging behavior and frequently coincided in space and time with oceanographic features such as  eddies, fronts, chlorophyll concentrations, and river plumes within 200 km of the continental shelf  break. The median (50 percent of time spent) of the cross‐shore distribution had a maximum of 260 km  in January and minimum of 71 km in May, presumably shifting in response to dynamic mesoscale  circulation and surface wind changes. One of the 40 tagged seals spent several weeks in the spring and    91  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 4 – Affected Species Status and Distribution  early summer of 2007 following the Columbia River plume as it shifted with downwelling and upwelling  favorable winds, primarily seaward of the shelf break, consistent with findings from the other tagged  northern fur seals in the study (Pelland et al., 2015).   Inland Waters. The northern fur seal is a highly oceanic species. Some individuals, mostly juveniles,  make their way into the Strait of Juan de Fuca and Puget Sound each year (Everitt et al., 1980), albeit not  in large numbers or with any regularity. Aboriginal sealers have also reported their presence within the  entrance of the Strait of Juan de Fuca (Kenyon & Wilke, 1953). Inland waters of the Puget Sound are an  area of rare occurrence for this species. Northern fur seals rarely haul out on land during migrations and  would not be expected at haulouts along the coast or inland (Bonnell & Dailey, 1993).  Western Behm Canal, Alaska. Satellite tracking data of female northern fur seals tagged at locations in  the Bering Sea documented all bypassing the inland waters are of Southeast Alaska as they crossed the  North Pacific to the continental margin of northwestern North America (Melin et al., 2012; Ream et al.,  2005; Sterling et al., 2014). The tracks are consistent with the historic distribution recorded by sealing  operations, which occurred only along the Pacific Coast and did not include the inland waters of  Southeast Alaska (Olesiuk, 2012). Adult male fur seals remain in colder waters and are distributed in an  expansive region of the North Pacific, Aleutian Islands, Gulf of Alaska, and the Bering Sea in a foraging  strategy different than that of females and younger males (National Marine Fisheries Service, 2007;  Sterling et al., 2014). Northern fur seals from San Miguel Island, California appear to migrate only as far  north as the Washington border and not to southeast Alaska. Kenyon and Wilke (1953) reported  observations of a few thousand adult female northern fur seals regularly entering inlets of southeastern  Alaska to forage during the winter‐spring herring runs. The herring fishery is currently closed in Behm  Canal, so no fishing vessels are on site to record the presence or absence of northern fur seals; however,  the fur seals are likely there from February through April (i.e., spring) but not at other times of the year  (DeLong & Jeffries, 2017).  4.3.5.3 Population and Abundance The abundance of the Eastern Pacific stock is estimated to be 626,734 animals (Muto et al., 2017), and  the California stock is estimated to have an abundance of 14,050 fur seals (Carretta et al., 2017c). Adult  male northern fur seals comprise approximately 7 percent of the population (43,871 fur seals) and are  not expected to be in the Study Area at any time (Olesiuk, 2012). The abundance estimates are based on  survey data from 2014. To arrive at a projected abundance for 2017, an annual growth rate of  8.6 percent was applied over three years. The resulting projected abundance is 764,489 and includes all  females and juvenile males in both stocks as a baseline for estimating occurrence in the Study Area.  Abundance is highest in winter and spring (non‐breeding season), but fur seals less than three years old  may remain in the Study Area year round (DeLong & Jeffries, 2017; Olesiuk, 2012).  STELLER SEA LION (EUMETOPIAS JUBATUS) 4.3.6.1 Status and Management The Western U.S. stock is listed as depleted under the MMPA and endangered under the ESA (Muto et  al., 2018a; Muto et al., 2018b); however, Steller sea lions from the Western U.S. stock are not expected  to be present in the Study Area, with the exception being the potential negligible presence of a few  juvenile males wandering outside the core range area of the stock (DeLong, 2018; Fritz et al., 2016;  Jemison et al., 2013; Raum‐Suryan et al., 2004). In 1993 (58 FR 45269), areas of critical habitat for the  Western DPS were designated by NMFS to include a 20 NM buffer around all major haulouts and    92  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 4 – Affected Species Status and Distribution  rookeries, as well as associated terrestrial, air, and aquatic zones, and three large offshore foraging  areas that are all in Alaska waters. None of these designated areas are close (>150 km) to Western Behm  Canal, and so analysis of the species critical habitat will not be discussed further in this Request for  LOAs.   The Eastern U.S. stock of Steller sea lions is currently listed as depleted under the MMPA. In recognition  of their recovery, Steller sea lions in the Eastern U.S. stock were removed from the List of Endangered  and Threatened Wildlife in October 2013 (Muto et al., 2018a; Muto et al., 2018b; National Marine  Fisheries Service, 2016d).  NMFS has designated two Steller sea lion stocks in the North Pacific, corresponding to two DPSs with the  same names (Muto et al., 2017; Muto et al., 2018b). The Eastern U.S. stock (or DPS) is defined as the  population occurring east of 144° W longitude, while the Western U.S. stock (or DPS) consists of sea  lions occurring west of 144°W longitude. Although the distribution of individuals from the two stocks  overlaps outside of the breeding season (DeLong, 2018; Fritz et al., 2016; Jemison et al., 2013; Raum‐ Suryan et al., 2004), only sea lions from the Eastern U.S. stock, defined as those living in southeast  Alaska, British Columbia, California, and Oregon, are expected in the Study Area (DeLong, 2018; Fritz et  al., 2016; Jemison et al., 2013; Raum‐Suryan et al., 2004).  4.3.6.2 Geographic Range and Distribution Steller sea lions range along the North Pacific Rim from northern Japan to California, with centers of  abundance and distribution in the Gulf of Alaska and Aleutian Islands. The species is not known to  migrate, but individuals disperse widely outside of the breeding season (May – early July), likely in  search of different types of prey (Fritz et al., 2016; Jemison et al., 2013; Muto et al., 2017; Muto et al.,  2018b; National Marine Fisheries Service, 2013b; Raum‐Suryan et al., 2004; Sigler et al., 2017). Males  arrive at breeding sites in May with females following shortly afterwards. Pups are born from late May  to early July and begin transiting with their mothers to other haulouts at two to three months of age.  Adults depart rookeries in August. Females with pups remain within 500 km of their rookery during the  non‐breeding season, but juveniles of both sexes and adult males disperse more widely but remain  primarily over the continental shelf (Wiles, 2015).  Despite the wide‐ranging movements of juveniles and adult males in particular, until recently (the past  15–30 years) there has been little evidence that breeding adults emigrated from one stock to the other  (except at adjacent rookeries at the DPS boundary) (Fritz et al., 2016; Hoffman et al., 2009; Jemison et  al., 2013; Muto et al., 2017; Muto et al., 2018b; Raum‐Suryan et al., 2004; Trujillo et al., 2004). An  analysis of over 4,000 Steller sea lions branded as pups between 2000 and 2010 from both the western  and eastern DPSs revealed that juvenile males regularly crossed the DPS boundary and that there is  “strong evidence” that some breeding females from the western DPS have permanently emigrated to  and are reproducing in the eastern DPS (Fritz et al., 2016; Jemison et al., 2013; Raum‐Suryan et al.,  2004). These females are likely reproducing at rookeries at White Sisters and Grave Rocks, which are  both located over 250 km north of the Behm Canal area. Females from the eastern DPS had a very low  probability of migrating into the western DPS, and the majority of the overlap that does occur is present  in the northern portion of Southeast Alaska (Fritz et al., 2016; Jemison et al., 2013; National Marine  Fisheries Service, 2013b). Poor or declining environmental conditions in the west and favorable  environmental conditions in the east are thought to have facilitated the migration of male and female  Steller sea lions across the DPS boundary and resulted in higher survivability and reproductive success in  the  east (Jemison et al., 2013).    93  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 4 – Affected Species Status and Distribution  The locations and distribution of the Eastern population’s breeding sites along the U.S. Pacific coast have  shifted northward, with fewer breeding sites in Southern California and more sites established in  Washington and Southeast Alaska (Pitcher et al., 2007; Wiles, 2015). Refer to the Navy’s Marine Species  Density Database Technical Report for more information on how abundance and distribution  information was used to estimate species density (U.S. Department of the Navy, 2017a).  Offshore. Steller sea lions in the Offshore portion of the Study Area are from the Eastern stock, with the  possible presence of occasional juvenile males from the Western stock. NMFS has determined that  Western stock Steller sea lions are “extremely unlikely” to be present south of Sumner Strait near  Wrangell Alaska (National Marine Fisheries Service, 2013b). For Washington’s Pacific coast, there are  unpublished reports of a branded Western DPS juvenile male Steller sea lion present in June 2005 on  Tatoosh Island (at the entrance to Juan de Fuca) and another branded Western DPS juvenile male at the  same general location and at Carrol Island (off southern Washington) in July and August 2013 (DeLong,  2018). Given this is an opportunistic sample, the presence of two individuals from the Western DPS over  the last 12 years suggests additional Western DPS animals may occasionally be present;juvenile male  Steller sea lions wandering outside the core range of the population is not uncommon (Fritz et al., 2016;  Jemison et al., 2013; Raum‐Suryan et al., 2004). Given the NMFS characterization that the species’  presence is extremely unlikely, the Navy’s assumption is that the Western DPS animals should be absent  or, at most, extremely few in number in the Study Area. The Navy considers the presence of Western  DPS Steller sea lions to be discountable. Furthermore, it is unlikely that they may be present  contemporaneously in time and space with Navy training and testing activities. Based on the current  information and assumptions, the proposed action will not affect the ESA‐listed Western DPS Steller sea  lions.   Steller sea lions of the Eastern stock and DPS use haulout and breeding sites primarily along the Pacific  coast from the Columbia River to Cape Flattery, as well as along the coast of Vancouver Island, British  Columbia (Madson et al., 2017; Wiles, 2015; Wright et al., 2017a). The distance that female sea lions  travel from rookeries and haulout sites during foraging trips depends on whether or not they have  dependent young (e.g., nursing pups) (Merrick & Loughlin, 1997). Females in the Aleutian Islands with  dependent young traveled an average distance of 17 km on foraging trips, whereas females without  dependent young traveled an average of 133 km to seek out a wider variety of prey species (Merrick &  Loughlin, 1997; Trites & Porter, 2002).  Outside of breeding season, Steller sea lions may be present throughout the Offshore Area. Their  distribution is likely driven by the distribution of prey, which may be concentrated in areas where  oceanic fronts and eddies persist (Lander et al., 2010; Sigler et al., 2017).   Based on 11 sightings along the Washington coast, Steller sea lions were observed at an average  distance of 13 km from shore and 35 km from the shelf break (defined as the 200 m isobath) (Oleson et  al., 2009). The mean water depth in the area of occurrence was 42 m, and surveys were conducted out  to approximately 60 km from shore. Wiles (2015) estimated that Steller sea lions off the Washington  coast primarily occurred within 60 km of land, favoring habitat over the continental shelf. However, a  few individuals may travel several hundred kilometers offshore (Merrick & Loughlin, 1997; Wiles, 2015).  The U.S. Geological Survey conducted seabird and marine mammal surveys off the coasts of  Washington, Oregon, and Northern California in winter, summer, and fall from 2011 to 2012 (Adams et  al., 2014). Steller sea lions were sighted infrequently, with a total of 4 sightings and 10 individuals, all    94  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 4 – Affected Species Status and Distribution  observed over the continental shelf in depths less than 200 m. Three of the four sightings (and all but  one individual) occurred in fall; the other occurred in winter (Adams et al., 2014).  Inland Waters. Eastern stock Steller sea lions occur mainly along the Washington coast from the  Columbia River to Cape Flattery (Jeffries et al., 2000; Madson et al., 2017; Wiles, 2015; Wright et al.,  2017a). Smaller numbers use the Strait of Juan de Fuca, San Juan Islands, and Puget Sound south to the  mouth of the Nisqually River in Thurston and Pierce counties (Wiles, 2015). A total of 22 haulouts used  by Eastern Stock Steller sea lions (and other pinnipeds) are located in Washington inland waters, and an  additional six sites are located on the Canadian side of the Strait of Juan de Fuca and southern Strait of  Georgia (Jeffries, 2014; Wiles, 2015).  While Steller sea lions are occasionally observed in the Strait of Juan de Fuca, they are seasonally  present in Puget Sound. An estimate of several dozen to a few hundred Steller sea lions (mostly males)  are present in Puget Sound at any given time with peak abundance in fall and winter (Smultea et al.,  2017). No sea lions were sighted from May through July during aerial surveys of Puget Sound from 2014  through 2016 (Smultea et al., 2017). However, aerial surveys conducted in 2013 and 2014 recorded peak  abundance of over 600 Steller sea lions on Tatoosh Island at the mouth of the Strait of Juan de Fuca in  late July (Jeffries, 2014). Jeffries (2014) identified five winter haulout sites in Puget Sound used by Steller  sea lions, ranging from immediately south of Port Townsend (near Admiralty Inlet) and southern Puget  Sound near Olympia. At these Puget Sound haulouts, the highest total count was 50 Steller sea lions  recorded in the month of November (Jeffries, 2014). Although Steller sea lions may occur through Puget  Sound, they have generally been observed in greater numbers in Admiralty Inlet (Smultea et al., 2017).   Steller sea lions have been seasonally documented at Naval Base Kitsap Bangor in Hood Canal since  2008 during daily haulout surveys (Jeffries, 2014; Jeffries et al., 2000; U.S. Department of the Navy,  2016). Aerial surveys conducted by the Washington Department of Fish and Wildlife in 2013 and 2014  recorded Steller sea lions hauled out on pontoons used as security barriers at Naval Base Kitsap  Bremerton and Naval Station Everett (Jeffries, 2014). There is also a large sea lion haulout (used by  California and Steller sea lions) near Manchester, approximately 8 mi. from Naval Base Kitsap  Bremerton. There are no known occurrences of Steller sea lions at Keyport or Crescent Harbor (Jeffries,  2014). Steller sea lions are seasonally present in large numbers in southern Puget Sound near Carr Inlet  and off the mouth of the Nisqually River (Wiles, 2015).  Adjacent to the Study Area, Race Rocks is a well‐established winter haulout site in the Canadian side of  the Strait of Juan de Fuca used by hundreds of Steller sea lions as they enter inland waters to feed on  herring (Edgell & Demarchi, 2012). Peak abundance at Race Rocks based on sightings from 1997 to 2009  occurred in October. During the summer breeding season, very few, if any, Steller sea lions would be  expected in the Inland Waters portion of the Study Area (Jeffries, 2014; Smultea et al., 2017).  Western Behm Canal, Alaska. Steller sea lions from the Eastern U.S. stock are prevalent in southeast  Alaska, where over 65 percent of the  population in U.S. waters resides (Table  4‐1).  The majority of  rookeries and haulout sites in southeast  Alaska are located  north of the Behm Canal area (Jemison et al.,  2013), and  there are no haulout sites in  Behm Canal.  The  closest haulouts are  West Rock, located  southwest of  the southern  end of Behm  Canal, and Nose Point, located west of  the  northern  end of  Behm Canal  (DeLong &  Jeffries, 2017).  The  West  Rock haulout is used by Steller  sea  lions  year  round,  and  the  most recent  counts  of  non‐pups  were  302  and  769  in  late  June  of  2013  and  2015,  respectively.  The  only winter count was  334  non‐pups  in  December  1994.  The  haulout  at  Nose  Point  is  used  only  in  winter  (DeLong  &  Jeffries,  2017).  As  noted  above,  Steller  sea  lions  from  the  Western  U.S.  stock  are  not    95  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 4 – Affected Species Status and Distribution  expected to be present in the Behm Canal portion of the Study Area, with the possible exception of a  few wandering juvenile males (DeLong, 2018; Fritz et al., 2016; Jemison et al., 2013; National Marine  Fisheries Service, 2013b).   Western stock Steller sea lions are “extremely unlikely” to be present south of Sumner Strait (National  Marine Fisheries Service, 2013b), which is approximately 70 NM north of waters in the vicinity of Behm  Canal. For Southeast Alaska, the majority of the documented overlap of the two DPS in the east are in  “northern Southeast Alaska,” with only one to two additional animals documented at haulout locations  along Alaska’s Pacific Coast and as far south as Forrester Island (Jemison et al., 2013); this island in the  Pacific is approximately 100 NM by sea from the entrance to Behm Canal.   4.3.6.3 Population and Abundance The Eastern U.S. stock of Steller sea lions has established rookeries and breeding sites along the coasts  of California, Oregon, British Columbia, and southeast Alaska. A new rookery has recently been  discovered along the coast of Washington at the Carroll Island and Sea Lion Rock complex, where more  than 100 pups were born in 2015 (Muto et al., 2017; Muto et al., 2018b; Wiles, 2015). The total  abundance of the Eastern U.S. stock was estimated to be 41,638 sea lions (30,917 non‐pups and 10,721  pups) in 2015. This total includes Steller sea lions from rookeries and haulouts in California, Oregon,  Washington (non‐pups only), and southeast Alaska. Approximately 30,000 Steller sea lions occur along  the coast of British Columbia but are not included in the abundance of sea lions occurring in U.S. waters.  The NMFS 2016 SAR also does not factor in pups born at sites along the Washington coast (Muto et al.,  2017; Muto et al., 2018b). Considering that pups have been observed at multiple breeding sites since  2013, specifically at the Carroll Island and Sea Lion Rock complex and the Tatoosh Island area (Wiles,  2015), the abundance of 1,407 non‐pups reported in the Pacific SAR for Washington likely  underestimates the population. Wiles (2015) estimates that up to 2,500 Steller sea lions are present  along the Washington coast, which increases the abundance estimate for the Eastern U.S. stock to  42,730 sea lions (Table 4‐1). Applying the trend, or growth rate, associated with each population results  in a projected 2017 abundance of 45,063 Steller sea lions on U.S. waters.  Table 4‐1: Abundance and Trend of Eastern U.S. Stock of Steller Sea Lions in U.S. Waters  in 2015  Trend  2015 Abundance  (%)  (non‐pups + pups)  California  1.95  4,056  4,216  Oregon  2.39  7,480  7,947  Washington  8.77  2,500  2,958  Southeast Alaska  2.33  28,594  29,942  42,730  45,063  Region  Total Eastern U.S. Stock    2017 Projected  Abundance  Sources: (Muto et al., 2017; Muto et al., 2018b; Wiles, 2015)      96  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 5 – Type of Incidental Taking Authorization Requested  5 Type of Incidental Taking Authorization Requested  The Navy requests regulations and two LOAs for the take of marine mammals incidental to proposed  activities in the NWTT Study Area for the period from November 2020 through November 2027: (1) a  7‐year LOA for training activities, and (2) a 7‐year LOA for testing activities. The term “take,” as defined  in Section 3 (16 U.S.C. § 1362 (13)) of the Marine Mammal Protection Act (MMPA), means “to harass,  hunt, capture, or kill, or attempt to harass, hunt, capture, or kill any marine mammal.” “Harassment”  was further defined in the 1994 amendments to the MMPA, which provided two levels of harassment:  Level A (potential injury) and Level B (potential behavioral disturbance).  The National Defense Authorization Act of Fiscal Year 2004 (Public Law 108‐136) amended the definition  of “harassment” as applied to military readiness activities or scientific research activities conducted by  or on behalf of the federal government, consistent with Section 104(c)(3) [16 U.S.C. section 1374(c)(3)].  The Fiscal Year 2004 National Defense Authorization Act adopted the definition of “military readiness  activity” as set forth in the Fiscal Year 2003 National Defense Authorization Act (Public Law 107‐314).  Military training and testing activities within the Study Area constitute military readiness activities as  that term is defined in Public Law 107‐314 because training and testing activities constitute “training  and operations of the Armed Forces that relate to combat” and “adequate and realistic testing of  military equipment, vehicles, weapons, and sensors for proper operation and suitability for combat  use.” For military readiness activities, the relevant definition of harassment is any act that   injures or has the significant potential to injure a marine mammal or marine mammal stock in  the wild (“Level A harassment”); or   disturbs or is likely to disturb a marine mammal or marine mammal stock in the wild by causing  disruption of natural behavioral patterns including, but not limited to, migration, surfacing,  nursing, breeding, feeding, or sheltering to a point where such behavioral patterns are  abandoned or significantly altered (“Level B harassment”) [16 U.S.C. section 1362(18)(B)(i) and  (ii)].  Although the statutory definition of Level B harassment for military readiness activities requires that the  natural behavior patterns of a marine mammal be significantly altered or abandoned, the current state  of science for determining those thresholds is somewhat unsettled. Therefore, in its analysis of impacts  associated with acoustic sources, the Navy is adopting a conservative approach that overestimates the  number of takes by Level B harassment. Many of the responses estimated using the Navy’s quantitative  analysis are most likely to be moderate severity (e.g., alter migration path, alter locomotion, alter dive  profiles, stop/alter nursing, stop/alter breeding, stop/alter feeding/foraging, stop/alter  sheltering/resting, stop/alter vocal behavior if tied to foraging or social cohesion, avoid area near sound  source). Moderate severity responses would be considered significant if they were sustained for a  duration long enough that it caused an animal to be outside of normal daily variations in feeding,  reproduction, resting, migration/movement, or social cohesion. As discussed in Section 6.4.2.1.1  (Criteria and Thresholds Used to Estimate Impacts from Sonar and Other Transducers – Behavioral  Responses from Sonar and Other Transducers), the behavioral response functions used within the  Navy’s quantitative analysis were primarily derived from experiments using short‐duration sound  exposures lasting, in many cases, for less than 30 minutes. If animals exhibited moderate severity  reactions for the duration of the exposure or longer, then it was conservatively assumed that the animal  experienced a significant behavioral reaction. However, the experiments did not include measurements    97  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 5 – Type of Incidental Taking Authorization Requested  of costs to animals beyond the immediately observed reactions, and no direct correlations exist  between an observed behavioral response and a cost that may result in long‐term consequences.  Within the Navy’s quantitative analysis, many behavioral reactions are estimated from exposure to  sound that may exceed an animal’s behavioral threshold for only a single exposure to several minutes. It  is likely that many of the estimated behavioral reactions within the Navy’s quantitative analysis would  not constitute significant behavioral reactions; however, the numbers of significant versus non‐ significant behavioral reactions are currently impossible to predict. Consequently, there is a high  likelihood that large numbers of marine mammals exposed to acoustic sources are not significantly  altering or abandoning their natural behavior patterns. As such, the overall impact of acoustic sources  from training and testing activities on marine mammal species and stocks is negligible (i.e., cannot be  reasonably expected to, and is not reasonably likely to, adversely affect the species or stocks through  effects on annual rates of recruitment or survival).  The NWTT Draft Supplemental EIS/OEIS considered all training and testing activities proposed to occur  in the Study Area that have the potential to result in the MMPA‐defined take of marine mammals. The  Navy determined that the following three stressors could result in the incidental taking of marine  mammals:   Acoustic (sonar and other transducers),   Explosions in water, and   Physical disturbance and strikes (vessels).  Acoustic and explosive sources have the potential to result in incidental takes of marine mammals by  harassment, injury, or mortality. Vessel strikes have the potential to result in incidental take from direct  injury or mortality.   The quantitative analysis process used to estimate potential exposures to marine mammals resulting  from acoustic and explosive stressors for the NWTT Draft Supplemental EIS/OEIS and this request for  LOAs is detailed in the technical report titled Quantifying Acoustic Impacts on Marine Mammals and Sea  Turtles: Methods and Analytical Approach for Phase III Training and Testing (U.S. Department of the  Navy, 2018a). The Navy Acoustic Effects Model estimates acoustic and explosive effects without taking  mitigation into account; therefore, the model overestimates predicted impacts on marine mammals  within mitigation zones.   To account for procedural mitigation for marine species, the Navy conservatively quantifies the potential  for mitigation to reduce model‐estimated permanent threshold shift (PTS) to temporary threshold shift  (TTS) for exposures to sonar and other transducers, and reduce model‐estimated mortality to injury for  exposures to explosives. For additional information on the quantitative analysis process and mitigation  measures, refer to Chapter 6 (Take Estimates for Marine Mammals) and Chapter 11 (Mitigation  Measures).  5.1 INCIDENTAL TAKE REQUEST FROM ACOUSTIC AND EXPLOSIVE SOURCES A detailed analysis of effects due to marine mammal exposures to acoustic and explosive sources in the  NWTT Study Area from Navy training and testing activities is presented in Chapter 6 (Take Estimates for  Marine Mammals). Based on the quantitative analysis of acoustic and explosive sources described in  Chapter 6 (Take Estimates for Marine Mammals), Table 5‐1 summarizes the Navy’s take request from    98  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 5 – Type of Incidental Taking Authorization Requested  training and testing activities annually (based on the maximum number of activities per 12‐month  period) and the summation over a 7‐year period.   The 7‐year total impacts may be less than the sum total of each year, given that not all activities occur  every year; some activities occur multiple times within a year; and some activities only occur a few times  over the course of a 7‐year period.  In summary, over the 7‐year period being requested for both LOAs combined, the Navy’s quantitative  analysis for acoustic and explosive sources in NWTT estimates no mortalities, 2,878 Level A exposures,  and 1,721,098 Level B exposures.  Table 5‐1: Summary of Annual and 7‐Year Take Request from Acoustic and Explosive Sources  for NWTT Training and Testing Activities  MMPA  Category  Annual Authorization Sought  Source  Mortality  Explosive  Level A  Acoustic &  Explosive  Level B  Acoustic &  Explosive  7‐Year Authorizations Sought  Training  Activities1  Testing Activities2  Training  Activities  Testing Activities  None  None  None  None  59  428  386  Species‐specific  shown in Table 5‐ 2  Species‐specific  shown in Table 5‐ 3    235,910    Species‐specific  shown in Table 5‐ 3  Species‐specific  shown in Table 5‐ 22    410,192    Species‐specific  shown in Table 5‐ 2  2,492    Species‐specific  shown in Table 5‐ 3  59,901  Species‐specific  shown in Table 5‐ 2  1,310,906  Species‐specific  shown in Table 5‐ 3  1 Take estimates for acoustic and explosive sources for training activities are based on the maximum number of activities in  a 12‐month period.  2 Take estimates for acoustic and explosive sources for testing activities are based on the maximum number of activities in a  12‐month period.  INCIDENTAL TAKE REQUEST FROM ACOUSTIC AND EXPLOSIVE SOURCES FOR TRAINING ACTIVITIES Chapter 6 (Take Estimates for Marine Mammals) contains detailed species‐specific results of the  quantitative analysis of potential exposures to acoustic and explosive sources from training and testing  activities within the NWTT Study Area. Table 5‐2 summarizes the Navy’s take request (exposures which  may lead to Level B and Level A harassment) for training activities by species and stock breakout  annually (based on the maximum number of activities per 12‐month period) and the summation over a  7‐year period from the quantitative analysis.   The quantitative analysis estimates no mortalities to any species from acoustic and explosive sources in  NWTT. The 7‐year total impacts may be less than the sum total of each year, given that not all activities    99  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 5 – Type of Incidental Taking Authorization Requested  occur every year; some activities occur multiple times within a year; and some activities only occur a few  times over the course of a 7‐year period.  Table 5‐2: Species‐Specific Take Requests from Modeling Estimates of Acoustic and Explosive  Sound Source Effects for All Training Activities  Species  Stock  Order Cetacea  Suborder Mysticeti (baleen whales)  Family Balaenopteridae (rorquals)  Eastern North  Blue whale*  Pacific  Northeast Pacific  Fin whale*  California, Oregon,  & Washington  Eastern North  Sei whale*  Pacific  Alaska  Minke whale  California, Oregon,  & Washington  Central North  Pacific  Humpback whale*  California, Oregon,  & Washington  Family Eschrichtiidae (gray whale)  Eastern North  Pacific  Gray whale  Western North  Pacific✝  Suborder Odontoceti (toothed whales)  Family Delphinidae (dolphins)  California, Oregon,  Bottlenose dolphin  & Washington,  Offshore  Alaska Resident  Eastern North  Pacific Offshore  Northern Resident  Killer whale  West Coast  Transient  Southern  Resident✝  Northern right whale  California, Oregon,  dolphin  & Washington  North Pacific    Annual  7‐Year Total  Level B  Level A  Level B  Level A  2  0  11  0  0  0  0  0  54  0  377  0  30  0  206  0  0  0  0  0  110  0  767  0  5  0  31  0  4  0  32  0  2  0  10  0  0  0  0  0  5  0  33  0  0  0  0  0  68  0  478  0  0  0  0  0  78  0  538  0  3  0  15  0  7,941  0  55,493  0  0  0  0  0  100  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 5 – Type of Incidental Taking Authorization Requested  Species  Pacific white‐sided  dolphin  Stock  California, Oregon,  & Washington  California, Oregon,  Risso's dolphin  & Washington  Short‐beaked common  California, Oregon,  dolphin  & Washington  California, Oregon,  Short‐finned pilot whale  & Washington  California, Oregon,  Striped dolphin  & Washington  Family Kogiidae (Kogia spp.)  California, Oregon,  Pygmy sperm whale *  & Washington  California, Oregon,  Dwarf sperm whale  & Washington  Family Phocoenidae (porpoises)  Alaska  Dall's porpoise  California, Oregon,  & Washington  Southeast Alaska  Northern Oregon/  Washington Coast  Northern  Harbor porpoise  California/  Southern Oregon  Washington Inland  Waters  Family Physeteridae (sperm whale)  California, Oregon,  Sperm whale*  & Washington  Family Ziphiidae (beaked whales)  California, Oregon,  Baird's beaked whale  & Washington  California, Oregon,  Cuvier's beaked whale  & Washington  California, Oregon,  Mesoplodon spp  & Washington  Suborder Pinnipedia  Family Otariidae (sea lions and fur seals)  California sea lion  U.S. Stock  Steller sea lion  Eastern U.S.  Guadalupe fur seal*  Mexico  Eastern Pacific  Northern fur seal  California  Family Phocidae (true seals)    Annual  7‐Year Total  Level B  Level A  Level B  Level A  5,284  0  36,788  0  2,286  0  15,972  0  1,165  0  8,124  0  57  0  398  0  439  0  3,059  0  343  0  2,398  0  38  0  266  0  0  0  0  0  13,299  8  92,793  48  0  0  0  0  299  0  2,092  0  21  0  145  0  12,315  43  79,934  291  512  0  3,574  0  556  0  3,875  0  1,462  0  10,209  0  652  0  4,549  0  3,624  108  608  2,134  43  0  0  0  0  0  25,243  743  4,247  14,911  300  0  0  0  0  0  101  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 5 – Type of Incidental Taking Authorization Requested  Species  Harbor seal  Northern elephant seal  Stock  Southeast Alaska ‐  Clarence Strait  Oregon/  Washington  Coastal  Washington  Northern Inland  Waters  Hood Canal  Southern Puget  Sound  California  Annual  7‐Year Total  Level B  Level A  Level B  Level A  0  0  0  0  0  0  0  0  669  5  3,938  35  2,686  1  18,662  5  1,090  1  6,657  6  1,909  1  13,324  1  * ESA‐listed species (all stocks) within the NWTT Study Area. ✝Only designated stocks are ESA‐listed.  INCIDENTAL TAKE REQUEST FROM ACOUSTIC AND EXPLOSIVE SOURCES FOR TESTING ACTIVITIES Table 5‐3 below summarizes the Navy’s take request (exposures which may lead to Level B and Level A  harassment) for testing activities by species and stock breakout annually (based on the maximum  number of activities per 12‐month period) and the summation over a 7‐year period from the  quantitative analysis. The 7‐year total impacts may be less than the sum total of each year, given that  not all activities occur every year; some activities occur multiple times within a year; and some activities  only occur a few times over the course of a 7‐year period.  The quantitative analysis estimates no mortalities to any species from acoustic and explosive sources in  NWTT. The 7‐year total impacts may be less than the sum total of each year, given that not all activities  occur every year; some activities occur multiple times within a year; and some activities only occur a few  times over the course of a 7‐year period.  Table 5‐3: Species‐Specific Take Requests from Modeling Estimates of Acoustic and Explosive  Sound Source Effects for All Testing Activities  Species  Stock  Order Cetacea  Suborder Mysticeti (baleen whales)  Family Balaenopteridae (rorquals)  Eastern North  Blue whale*  Pacific  Northeast Pacific  California,  Fin whale*  Oregon, &  Washington  Eastern North  Sei whale*  Pacific    Annual  7‐Year Total  Level B  Level A  Level B  Level A  8  0  38  0  2  0  10  0  81  0  392  0  53  0  258  0  102  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 5 – Type of Incidental Taking Authorization Requested  Species  Stock  Alaska    California, Minke whale  Oregon, &  Washington  Central North  Pacific  Humpback whale*  California,  Oregon, &  Washington  Family Eschrichtiidae (gray whale)  Eastern North  Pacific  Gray whale  Western North  Pacific✝  Suborder Odontoceti (toothed whales)  Family Delphinidae (dolphins)  California,  Oregon, &  Bottlenose dolphin  Washington,  Offshore  Alaska Resident  Eastern North  Pacific Offshore  Northern  Killer whale  Resident  West Coast  Transient  Southern  Resident✝  California,  Northern right whale  Oregon, &  dolphin  Washington  North Pacific  Pacific white‐sided  California,  dolphin  Oregon, &  Washington  California,  Risso's dolphin  Oregon, &  Washington  California,  Short‐beaked  Oregon, &  common dolphin  Washington  California,  Short‐finned pilot  Oregon, &  whale  Washington    Annual  7‐Year Total  Level B  2  Level A  0  Level B  9  Level A  0  192  0  916  0  110  0  578  0  89  0  460  0  41  0  189  0  0  0  0  0  3  0  14  0  34  0  202  0  89  0  412  0  0  0  0  0  154  0  831  0  48  0  228  0  13,759  1  66,457  7  101  0  603  0  15,681  1  76,980  8  4,069  0  19,637  0  984  0  3,442  0  31  0  126  0  103  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 5 – Type of Incidental Taking Authorization Requested  Species  Stock  California,  Striped dolphin  Oregon, &  Washington  Family Kogiidae (Kogia spp.)  California,  Pygmy sperm whale*  Oregon, &  Washington  California,  Dwarf sperm whale  Oregon, &  Washington  Family Phocoenidae (porpoises)  Alaska    California, Dall's porpoise  Oregon, &  Washington  Southeast Alaska  Northern  Oregon/  Washington  Coast  Harbor porpoise  Northern  California/  Southern Oregon  Washington  Inland Waters  Family Physeteridae (sperm whale)  California,  Sperm whale*  Oregon, &  Washington  Family Ziphiidae (beaked whales)  California,  Baird's beaked whale  Oregon, &  Washington  California,  Cuvier's beaked  Oregon, &  whale  Washington  California,  Mesoplodon spp  Oregon, &  Washington  Suborder Pinnipedia  Family Otariidae (sea lions and fur seals)  California sea lion  U.S. Stock  Steller sea lion  Eastern U.S.  Guadalupe fur seal*  Mexico  Eastern Pacific  Northern fur seal  California    Annual  7‐Year Total  Level B  Level A  Level B  Level A  344  0  1,294  0  451  1  2,141  9  50  0  235  0  638  0  3,711  0  20,398  90  98,470  523  130  0  794  0  52,113  103  265,493  525  2,018  86  12,131  432  17,228  137  115,770  930  327  0  1,443  0  420  0  1,738  0  1,077  0  4,979  0  470  0  2,172  0  20,474  2,130  887  9,458  189  1  0  0  0  0  93,906  10,745  4,022  45,813  920  5  0  0  0  0  104  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 5 – Type of Incidental Taking Authorization Requested  Species  Stock  Annual  Level B  7‐Year Total  Level A  Level B  Level A  Family Phocidae (true seals)  Southeast Alaska  2,352  0  13,384  0  ‐ Clarence Strait  Oregon/  Washington  1,180  2  6,222  11  Coastal  Washington  Harbor seal  Northern Inland  578  0  3,227  0  Waters  Hood Canal  58,784  0  396,883  0  Southern Puget  5,748  3  39,511  24  Sound  Northern elephant  California  2,935  3  14,120  18  seal  * ESA‐listed species (all stocks) within the NWTT Study Area. ✝Only designated stocks are ESA‐listed.  5.2 VESSEL STRIKES The projected Navy vessel use has not significantly changed over time and is not projected to  significantly change under the Proposed Action5. Integration of the Navy’s Marine Species Awareness  Training began in 2007 and was fully integrated across the Navy by 2009, resulting in a decrease in strike  incidents Navy‐wide. These factors and adaptation of additional mitigation measures since 2009 makes  the period since 2009 the most appropriate for calculation of future expected strikes; while the Navy  does not anticipate vessel strikes to marine mammals within the NWTT Study Area during the proposed  activities, Navy vessel strikes in the Study Area for the period between 2009 and 2018 can be used to  determine a statistical probability of future Navy vessel strike as a rate parameter of a Poisson  distribution. To estimate the probability of 0, 1, 2, 3,… n vessel strikes involving Navy vessels over the  time period considered in this request for LOAs, a simple computation can be generated: P(X) = P(X‐ 1)µ/X, where P(X) is the probability of occurrence in a unit of time (or space) and µ is the number of  occurrences in a unit of time (or space). For the 10‐year period from 2009 through 2018 there were 849  Navy vessel steaming days, if µ is based on two strikes over 10 years (2/849=0.002355) then µ =  0.002355. Plugging 0.002355 into the P(0) = e‐µ yields a values of P(0)=0.002355 strikes per day; and  estimated probability of 1.36 Navy vessel strikes over a 7‐year period in NWTT. As shown in Table 5‐4  and during the period of time considered in this request for LOAs, there is approximately a 26 percent  probability that no Navy vessel strikes will occur, a 35 percent chance one strike would occur, a 24  percent chance of two strikes, and an 11 percent chance of three strikes occurring over a 7‐year period  in the NWTT Study Area.                                                                   5 Projected Navy vessel use in the NWTT Study Area will slightly decrease in comparison to the past, from an  average of approximately 85 steaming days per year as occurred over the 2009‐2018 timeframe, to an average of  approximately 83 steaming days per year projected for the time period between 2020‐2026 covered in this  request.      105  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 5 – Type of Incidental Taking Authorization Requested  Table 5‐4: Poisson Probability of Striking “X” Number of Whales When Expecting 1.36 Total  Strikes over a 7‐year Period in the NWTT Study Area  Predicted Number of Strikes Per  Year  NWTT Study Area  No strikes  26%  1 strike   35%  2 strikes  24%  3 strikes  11%    Based on the analysis presented above, the Navy is seeking authorization for a take to account for the  possibility of an accidental strike, the potential risk associated with any military vessel movement within  the Study Area, and with the assumption that the populations for large whales in the NWTT Study Area  are most likely to continue to increase as has generally been the trend in the recent past. The Navy will  request authorization for mortality or serious injury from vessel strike over the 7‐year period provided in  this analysis for three (3) ship strike takes to the following species: blue whale, fin whale, Eastern North  Pacific gray whale, Hawaii DPS humpback whale, minke whale, sei whale, or sperm whale.   106  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 6 – Take Estimates for Marine Mammals  6 Take Estimates for Marine Mammals  6.1 ESTIMATED TAKE OF MARINE MAMMALS BY ACOUSTIC AND EXPLOSIVE SOURCES Given the scope of the Navy activities at sea and the current state of the science regarding marine  mammals, there is no known method to determine or predict the age, sex, or reproductive condition of  the various species of marine mammals predicted to be taken as a result of the proposed Navy training  and testing. Twenty‐six cetacean marine mammal species are known to exist in the Study Area (see  Sections 3 and 4). The method for estimating the number and types of take is described in the sections  below, beginning with presentation of the criteria used for each type of take followed by the method for  quantifying exposures of marine mammals to sources of energy exceeding those threshold values.  Long recognized by the scientific community (Payne & Webb, 1971), and summarized by the National  Academies of Science, is the fact that human‐generated sound could possibly harm marine mammals or  significantly interfere with their normal activities (National Research Council, 2005). Assessing whether  sounds may disturb or injure a marine mammal involves understanding the characteristics of the  acoustic sources, the marine mammals that may be present in the vicinity of the sounds, and the effects  that sounds may have on the physiology and behavior of those marine mammals. Although it is known  that sound is important for marine mammal communication, navigation, and foraging (National  Research Council, 2003, 2005), there are many unknowns in assessing impacts such as the potential  interaction of different effects and the significance of responses by marine mammals to sound  exposures (Nowacek et al., 2007; Southall et al., 2007).  Furthermore, many other factors besides just the received level of sound may affect an animal’s  reaction, such as the animal’s physical condition, prior experience with the sound, and proximity to the  source of the sound. Although it is clear that sound can disturb marine mammals and alter their  behaviors temporarily, there is currently an absence of observations or measurements that demonstrate  that disturbance due to intermittent sound in the water will have long‐term consequences for the  animal or alter their behaviors to the point that they are abandoned or significantly altered over longer  periods (i.e., greater than a few hours to a few days, dependent upon the species and stressor).   6.2 CONCEPTUAL FRAMEWORK FOR ASSESSING EFFECTS FROM SOUND-PRODUCING ACTIVITIES A detailed discussion of the conceptual framework describing the potential effects from exposure to  acoustic and explosive activities and the accompanying short‐term costs to the animal (e.g., expended  energy or missed feeding opportunity) can be found in Section 3.0.3.7 (Conceptual Framework for  Assessing Effects from Acoustic and Explosive Activities) of the NWTT Draft Supplemental EIS/OEIS. It  then outlines the conditions that may lead to long‐term consequences for the individual if the animal  cannot fully recover from the short‐term costs and how these in turn may affect the population. This  section provides a generalized description of potential outcomes for any marine animal exposed to  acoustic and explosive stressors. Sections 6.4.1 (Background) and 6.5.1 (Background) provide  background data specific to marine mammals based on best available science and follow this conceptual  framework for acoustic and explosive stressors, respectively.  An animal is considered “exposed” to a sound if the received sound level at the animal’s location is  above the background ambient noise level within a similar frequency band. A variety of effects may  result from exposure to acoustic and explosive activities.     107  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 6 – Take Estimates for Marine Mammals  The categories of potential effects are detailed in the box below.       Injury ‐ Injury to organs or tissues of an animal.  Hearing loss ‐ A noise‐induced decrease in hearing sensitivity which can be either temporary or  permanent and may be limited to a narrow frequency range of hearing.  Masking ‐ When the perception of a biologically important sound (i.e., signal) is interfered with  by a second sound (i.e., noise).  Physiological stress ‐ An adaptive process that helps an animal cope with changing conditions;  however, too much stress can result in physiological problems.  Behavioral response ‐ A reaction ranging from very minor and brief changes in attentional focus,  changes in biologically important behaviors, and avoidance of a sound source or area, to  aggression or prolonged flight.  Figure 6‐1 is a flowchart that diagrams the process used to evaluate the potential effects to marine  animals exposed to sound‐producing activities. The shape and color of each box on the flowchart  represent either a decision point in the analysis (green diamonds); specific processes such as responses,  costs, or recovery (blue rectangles); external factors to consider (purple parallelograms); and final  outcomes for the individual or population (orange ovals and rectangles). Each box is labeled for  reference throughout the following sections. For simplicity, sound is used here to include not only sound  waves but also blast waves generated from explosive sources. Box A1, the Sound‐Producing Activity, is  the source of this stimuli and therefore the starting point in the analysis.    108  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study  Area  Chapter 6 – Take Estimates for Marine Mammals    1  Figure 6‐1. Flow Chart of the Evaluation Process of Sound‐Producing Activities   2    109  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 6 – Take Estimates for Marine Mammals  6.3 HEARING AND VOCALIZATION The typical terrestrial mammalian ear (which is ancestral to that of marine mammals) consists of an  outer ear that collects and transfers sound to the tympanic membrane and then to the middle ear (Fay  & Popper, 1994; Rosowski, 1994). The middle ear contains ossicles that amplify and transfer acoustic  energy to the sensory cells (called hair cells) in the cochlea, which transforms acoustic energy into  electrical neural impulses that are transferred by the auditory nerve to high levels in the brain (Møller,  2013). All marine mammals display some degree of modification to the terrestrial ear; however, there  are differences in the hearing mechanisms of marine mammals with an amphibious ear versus those  with a fully aquatic ear (Wartzok & Ketten, 1999). Marine mammals with an amphibious ear include the  marine carnivores: pinnipeds, sea otters, and polar bears (Ghoul & Reichmuth, 2014; Owen & Bowles,  2011; Reichmuth et al., 2013). Outer ear adaptations in this group include external pinnae (ears) that are  reduced or absent; in the pinnipeds, cavernous tissue, muscle, and cartilaginous valves seal off water  from entering the auditory canal when submerged (Wartzok & Ketten, 1999). Marine mammals with the  fully aquatic ear (cetaceans and sirenians) use bone and fat channels in the head to conduct sound to  the ear; while the auditory canal still exists, it is narrow and sealed with wax and debris, and external  pinnae are absent (Houser & Mulsow, 2016; Ketten, 1998).  The most accurate means of determining the hearing capabilities of marine mammal species are direct  measures that assess the sensitivity of the auditory system (Nachtigall et al., 2000; Supin et al., 2001).  Studies using these methods produce audiograms—plots describing hearing threshold (the quietest  sound a listener can hear) as a function of frequency. Marine mammal audiograms, like those of  terrestrial mammals, typically have a “U‐shape,” with a frequency region of best hearing sensitivity and  a progressive decrease in sensitivity outside of the range of best hearing (Fay, 1988; Mooney et al.,  2012; Nedwell et al., 2004; Reichmuth et al., 2013). The “gold standard” for producing audiograms is the  use of behavioral (psychophysical) methods, where marine mammals are trained to respond to acoustic  stimuli (Nachtigall et al., 2000). For species that are untrained for behavioral psychophysical procedures,  those that are difficult to house under human care, or in stranding rehabilitation and temporary capture  contexts, auditory evoked potential methods are increasingly used to measure hearing sensitivity (e.g.,  Castellote et al., 2014; Finneran et al., 2009; Montie et al., 2011; Mulsow et al., 2011; Nachtigall et al.,  2007; Nachtigall et al., 2008; Supin et al., 2001).  These auditory evoked potential methods, which measure electrical potentials generated by the  auditory system in response to sound and do not require the extensive training of psychophysical  methods, can provide an efficient estimate of behaviorally measured sensitivity (Finneran & Houser,  2006; Schlundt et al., 2007; Yuen et al., 2005). The thresholds provided by auditory‐evoked potential  methods are, however, typically elevated above behaviorally measured thresholds, and auditory‐evoked  potential methods are not appropriate for estimating hearing sensitivity at frequencies much lower than  the region of best hearing sensitivity (Finneran, 2015; Finneran et al., 2016). For marine mammal species  for which access is limited and therefore psychophysical or Auditory Evoked Potential (AEP) testing is  impractical (e.g., mysticete whales and rare species), some aspects of hearing can be estimated from  anatomical structures, frequency content of vocalizations, and extrapolations from related species.   Direct measurements of hearing sensitivity exist for approximately 25 of the nearly 130 species of  marine mammals. Table 6‐1 summarizes hearing capabilities for marine mammal species in the study  area. For this analysis, marine mammals  are arranged into the following functional hearing groups based    110  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 6 – Take Estimates for Marine Mammals  on their generalized hearing sensitivities: high‐frequency cetaceans (HF group: porpoises, Kogia spp.),  mid‐frequency cetaceans (MF group: delphinids, beaked whales, sperm whales), low‐frequency  cetaceans (LF group: mysticetes), otariids and other non‐phocid marine carnivores in water and air (OW  and OA groups: sea lions, walruses, otters, polar bears), and phocids in water and air (PW and PA  groups: true seals). Note that the designations of high‐, mid‐, and low‐frequency cetaceans are based on  relative differences of sensitivity between groups, as opposed to conventions used to describe active  sonar systems.   Table 6‐1: Species Within Marine Mammal Hearing Groups Likely Found in the Study Area  Hearing Group  High‐frequency cetaceans  Mid‐frequency cetaceans  Low‐frequency cetaceans  Otariids and other   non‐phocid marine  carnivores   Phocids  Species within the Study Area  Dall’s porpoise   Dwarf sperm whale   Harbor porpoise  Pygmy sperm whale  Baird’s beaked whale  Common bottlenose dolphin   Cuvier’s beaked whale   Killer whale   Mesoplodont beaked whales  Northern right whale dolphin  Pacific white‐sided dolphin   Risso’s dolphin   Short‐beaked common dolphin   Short‐finned pilot whale   Sperm whale   Striped dolphin  Blue whale   Fin whale   Gray whale   Humpback whale   Minke whale   North Pacific Right Whale  Sei whale   California sea lion  Guadalupe fur seal   Northern fur seal  Northern sea otter  Steller Sea Lion  Harbor seal  Northern elephant seal   For Phase III analyses, a single representative composite audiogram (Figure 6‐2) was created for each  functional hearing group using audiograms from published literature. For discussion of all marine  mammal functional hearing groups and their derivation see technical report Criteria and Thresholds for  U.S. Navy Acoustic and Explosive Effects Analysis (Phase III) (U.S. Department of the Navy, 2017e). The  mid‐frequency cetacean composite audiogram is consistent with published behavioral audiograms of    111  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 6 – Take Estimates for Marine Mammals  killer whales (Branstetter et al., 2017a). The otariid and phocid composite audiograms are consistent  with published behavioral audiograms of pinnipeds; these behavioral audiograms also show that  pinniped hearing sensitivity at frequencies and thresholds far above the range of best hearing may drop  off at a slower rate than previously predicted (Cunningham & Reichmuth, 2015). Lastly, Kastelein et al.  (2017) published additional audiograms of harbor porpoises that were similar to previously published  audiograms used to develop the high frequency cetacean composite audiogram.     Notes: (1) For hearing in water (top) and in air (bottom, phocids and otariids only). (2) LF = low frequency, MF  = mid‐frequency, HF =high frequency, OW = otariids and other non‐phocid marine carnivores in water, PW  = phocids in water, OA = otariids and other non‐phocid marine carnivores in air, and PA = phocids in air.   Source: Criteria and Thresholds for U.S. Navy Acoustic and Explosive Effects Analysis (Phase III) (U.S. Department of  the Navy, 2017).  Figure 6‐2: Composite Audiograms for Hearing Groups Likely Found in the Study Area     112  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 6 – Take Estimates for Marine Mammals  Similar to the diversity of hearing capabilities among species, the wide variety of acoustic signals used in  marine mammal communication (including biosonar or echolocation) is reflective of the diverse  ecological characteristics of cetacean, sirenian, and carnivore species (see Avens, 2003; Richardson et  al., 1995). This makes a succinct summary difficult (see Richardson et al., 1995; Wartzok & Ketten, 1999  for thorough reviews); however, a division can be drawn between lower‐frequency communication  signals that are used by marine mammals in general, and the specific, high‐frequency biosonar signals  that are used by odontocetes to sense their environment.  Non‐biosonar communication signals span a wide frequency range, primarily having energy up into the  tens of kilohertz range. Of particular note are the very low‐frequency calls of mysticete whales that  range from tens of hertz to several kilohertz and have source levels of 150–200 dB re 1 µPa (Cummings  & Thompson, 1971; Edds‐Walton, 1997; Širović et al., 2007; Stimpert et al., 2007; Wartzok & Ketten,  1999). These calls most likely serve social functions such as mate attraction, but may serve an  orientation function as well (Green, 1994; Green et al., 1994; Richardson et al., 1995). Humpback whales  are a notable exception within the mysticetes, with some calls exceeding 10 kHz (Zoidis et al., 2008).  Odontocete cetaceans and marine carnivores use underwater communicative signals that, while not as  low in frequency as those of many mysticetes, likely serve similar functions. These include tonal whistles  in some odontocetes and the wide variety of barks, grunts, clicks, sweeps, and pulses of pinnipeds. Of  additional note are the aerial vocalizations that are produced by pinnipeds, otters, and polar bears.  Again, the acoustic characteristics of these signals are quite diverse among species, but can be generally  classified as having dominant energy at frequencies below 20 kHz (Richardson et al., 1995; Wartzok &  Ketten, 1999).  Odontocete cetaceans generate short‐duration (50–200 µs), specialized clicks used in biosonar with  peak frequencies between 10 and 200 kHz to detect, localize, and characterize underwater objects such  as prey (Au, 1993; Wartzok & Ketten, 1999). These clicks are often more intense than other  communicative signals, with reported source levels as high as 229 dB re 1 µPa peak‐to‐peak (Au et al.,  1974). The echolocation clicks of high‐frequency cetaceans (e.g., porpoises) are narrower in bandwidth  (i.e., the difference between the upper and lower frequencies in a sound) and higher in frequency than  those of mid‐frequency cetaceans (Madsen et al., 2005; Villadsgaard et al., 2007).  In general, frequency ranges of vocalization lie within the audible frequency range for an animal (i.e.,  animals vocalize within their audible frequency range); however, auditory frequency range and  vocalization frequencies do not perfectly align. The frequency range of vocalization in a species can  therefore be used to infer some characteristics of their auditory system; however, caution must be  taken when considering vocalization frequencies alone in predicting the hearing capabilities of species  for which no data exist (i.e., mysticetes). It is important to note that aspects of vocalization and hearing  sensitivity are subject to evolutionary pressures that are not solely related to detecting communication  signals. For example, hearing plays an important role in detecting threats (e.g., (Deecke et al., 2002)),  and high‐frequency hearing is advantageous to animals with small heads in that it facilitates sound  localization based on differences in sound levels at each ear (Heffner & Heffner, 1992). This may be  partially responsible for the difference in best hearing thresholds and dominant vocalization frequencies  in some species of marine mammals (e.g., Steller sea lions, (Mulsow & Reichmuth, 2010)).     113  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 6 – Take Estimates for Marine Mammals  6.4 ACOUSTIC STRESSORS Assessing whether a sound may disturb or injure a marine mammal involves understanding the  characteristics of the acoustic sources, the marine mammals that may be present in the vicinity of the  sources, and the effects that sound may have on the physiology and behavior of those marine mammals.  Although it is known that sound is important for marine mammal communication, navigation, and  foraging (National Research Council, 2003, 2005), there are many unknowns in assessing impacts, such  as the potential interaction of different effects and the significance of responses by marine mammals to  sound exposures (Nowacek et al., 2007; Southall et al., 2007). Many other factors besides just the  received level of sound may affect an animal’s reaction, such as the duration of the sound‐producing  activity, the animal's physical condition, prior experience with the sound, activity at the time of  exposure (e.g., feeding, traveling, resting), the context of the exposure (e.g., in a semi‐enclosed bay vs  open ocean), and proximity to the source of the sound.  The ways in which an acoustic exposure could result in immediate effects or long‐term consequences for  an animal are explained in Section 6.2 (Conceptual Framework for Assessing Effects from Sound‐ Producing Activities). The following Background section discusses what is currently known about  acoustic effects to marine mammals. These effects could hypothetically extend from physical injury or  trauma to a behavioral or stress response that may or may not be detectable. Injury (physical trauma)  can occur to organs or tissues of an animal (Section 6.4.1.1, Injury). Hearing loss (Section 6.4.1.2,  Hearing Loss) is a noise‐induced decrease in hearing sensitivity, which can be either temporary or  permanent. Masking (Section 6.4.1.4, Masking) can occur when the perception of a biologically  important sound (i.e., signal) is interfered with by a second sound (i.e., noise). Physiological stress  (Section 6.4.1.3, Physiological Stress) is an adaptive process that helps an animal cope with changing  conditions; however, too much stress can potentially result in additional physiological effects.  Behavioral response (Section 6.4.1.5, Behavioral Reactions) ranges from brief distractions to avoidance  of a sound source to prolonged flight. Extreme behavioral or physiological responses can lead to  stranding (Section 6.4.1.5, Behavioral Reactions). Long‐term consequences (Section 6.4.1.7, Long‐Term  Consequences) are those impacts, or accumulation of impacts, that can result in decreases in individual  fitness or population changes. To avoid or reduce potential impacts to the maximum extent practicable,  the Navy will implement marine mammal mitigation measures during applicable training and testing  activities that generate acoustic stressors (see Chapter 11, Mitigation Measures).  BACKGROUND 6.4.1.1 Injury Injury (i.e., physical trauma) refers to the effects on the tissues or organs of an animal due to exposure  to pressure waves. Injury due to exposure to non‐explosive acoustic stressors such as sonar is discussed  below. Section 6.2 (Conceptual Framework for Assessing Effects from Sound‐Producing Activities)  provides additional information on injury (e.g., physical trauma) and the framework used to analyze this  potential impact.  Several mechanisms of acoustically induced tissue damage (non‐auditory) have been proposed and are  discussed below.  6.4.1.1.1 Injury due to Sonar-Induced Acoustic Resonance An object exposed to its resonant frequency will tend to amplify its vibration at that frequency, a  phenomenon called acoustic resonance. Acoustic resonance has been proposed as a mechanism by    114  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 6 – Take Estimates for Marine Mammals  which a sonar or sources with similar operating characteristics could damage tissues of marine  mammals. In 2002, NMFS convened a panel of government and private scientists to investigate the  potential for acoustic resonance to occur in marine mammals (National Oceanic and Atmospheric  Administration, 2002). They modeled and evaluated the likelihood that Navy mid‐frequency sonar  caused resonance effects in beaked whales that eventually led to their stranding. The conclusions of the  group were that resonance in air‐filled structures was not likely to have caused the Bahamas stranding  in 2000. The frequency at which resonance was predicted to occur in the animals’ lungs was 50 hertz  (Hz), well below the frequencies used by the mid‐frequency sonar systems associated with the Bahamas  event. Furthermore, air cavity vibrations, even at resonant frequencies, were not considered to be of  sufficient amplitude to cause tissue damage, even under the unrealistic scenario in which air volumes  would be undamped (unrestrained) by surrounding tissues and the amplitude of the resonant response  would be greatest. These same conclusions would apply to other training and testing activities involving  acoustic sources. Therefore, the Navy concludes that acoustic resonance would not occur under realistic  conditions during training and testing activities, and this type of impact is not considered further in this  analysis.  6.4.1.1.2 Nitrogen Decompression Marine mammals are thought to deal with nitrogen loads in their blood and other tissues, caused by gas  exchange from the lungs under conditions of high ambient pressure during diving, through anatomical,  behavioral, and physiological adaptations (Hooker et al., 2012).  Although not a direct injury, variations in marine mammal diving behavior or avoidance responses have  been hypothesized to result in nitrogen off‐gassing in super‐saturated tissues, possibly to the point of  deleterious vascular and tissue bubble formation (Hooker et al., 2012; Jepson et al., 2003; Saunders et  al., 2008) with resulting symptoms similar to decompression sickness (also known as “the bends”).  Bernaldo de Quiros et al. (2019) provide a recent review of theories of decompression sickness in  beaked whales. The process has been under debate in the scientific community (Hooker et al., 2012;  Saunders et al., 2008), although analyses of bycaught and drowned animals have demonstrated that  nitrogen bubble formation can occur in animals that no longer exchange gas with the lungs (drowned)  and which are brought to the surface, where tissues become supersaturated with nitrogen due to the  reduction in hydrostatic pressure (Bernaldo de Quiros et al., 2013b; Moore et al., 2009). Deep‐diving  whales, such as beaked whales, have been predicted to have higher nitrogen loads in body tissues for  certain modeled changes in dive behavior, which might make them more susceptible to decompression  sickness (Fahlman et al., 2014b; Fernandez et al., 2005; Hooker et al., 2012; Jepson et al., 2003).  Researchers have examined how dive behavior affects tissue supersaturation conditions that could put  an animal at risk of gas bubble embolism. An early hypothesis was that if exposure to a startling sound  elicits a rapid ascent to the surface, tissue gas saturation sufficient for the evolution of nitrogen bubbles  might result (Fernandez et al., 2005; Jepson et al., 2003). However, modeling suggested that even  unrealistically rapid rates of ascent from normal dive behaviors are unlikely to result in supersaturation  to the extent that bubble formation would be expected in beaked whales (Zimmer & Tyack, 2007).  Instead, emboli observed in animals exposed to mid‐frequency active sonar (Fernandez et al., 2005;  Jepson et al., 2003) could stem from a behavioral response that involves repeated dives, shallower than  the depth of lung collapse (Aguilar de Soto et al., 2006; Hooker et al., 2012; Tyack et al., 2006; Zimmer &  Tyack, 2007). Longer times spent diving at mid‐depths above lung collapse would allow gas exchange  from the lungs to continue under high hydrostatic pressure conditions, increasing potential for  supersaturation; below the depth of lung collapse, gas exchange from the lungs to the blood would    115  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 6 – Take Estimates for Marine Mammals  likely not occur (Costidis & Rommel, 2016; Fahlman et al., 2014b). To examine the potential for gas  bubble formation, a bottlenose dolphin was trained to dive repetitively to depths shallower than lung  collapse to elevate nitrogen saturation to the point that asymptomatic nitrogen bubble formation was  predicted to occur. However, inspection of the vascular system of the dolphin via ultrasound did not  demonstrate the formation of any nitrogen gas bubbles (Houser et al., 2009). To estimate risk of  decompression sickness, Kvadsheim et al. (2012) modeled gas exchange in the tissues of sperm, pilot,  killer, and beaked whales based on actual dive behavior during exposure to sonar in the wild. Results  indicated that venous supersaturation was within the normal range for these species, which have  naturally high levels of nitrogen loading.   Still, little is known about respiratory physiology of deep‐diving breath‐hold animals. Costidis and  Rommel (2016) suggest that gas exchange may continue to occur across the tissues of air‐filled sinuses  in deep‐diving odontocetes below the depth of lung collapse, if hydrostatic pressures are high enough to  drive gas exchange across into non‐capillary veins, contributing to tissue gas loads. Researchers have  also considered the role of carbon dioxide accumulation produced during periods of high activity by an  animal, theorizing that accumulating carbon dioxide, which cannot be removed by gas exchange below  the depth of lung collapse, may facilitate the formation of bubbles in nitrogen‐saturated tissues  (Bernaldo de Quiros et al., 2012; Fahlman et al., 2014b). Garcia Parraga et al. (2018) suggest that diving  marine mammals have physiological and anatomical adaptations to control gas uptake above the depth  of lung collapse, favoring oxygen uptake while minimizing nitrogen uptake. Under the hypothesis of  Garcia Parraga et al. (2018), elevated activity due to a strong evasive response could lead to increased  uptake of nitrogen, resulting in an increased risk of nitrogen decompression.  Modeling has suggested that the long, deep dives performed regularly by beaked whales over a lifetime  could result in the saturation of long‐halftime tissues (i.e., tissues that take longer to give off nitrogen  [e.g., fat and bone lipid]) to the point that they are supersaturated when the animals are at the surface  (Fahlman et al., 2014b; Hooker et al., 2009; Saunders et al., 2008). The presence of osteonecrosis (bone  death due to reduced blood flow) in deep‐diving sperm whales has been offered as evidence of chronic  supersaturation (Moore & Early, 2004). Proposed adaptations for prevention of bubble formation under  conditions of persistent tissue saturation have been suggested (Fahlman et al., 2006; Hooker et al.,  2009). The condition of supersaturation required for bubble formation in these tissues has been  demonstrated in marine mammals drowned at depth as fisheries bycatch and brought to the surface  (Moore et al., 2009). For beaked whale strandings associated with sonar use, one theory is that  observed bubble formation might be caused by long periods of compromised blood flow caused by the  stranding itself (which reduces ability to remove nitrogen from tissues) following rapid ascent dive  behavior that does not allow for typical management of nitrogen in supersaturated, long‐halftime  tissues (Houser et al., 2009).  A fat embolic syndrome (out‐of‐place fat particles, typically in the bloodstream) was identified by  Fernández et al. (2005) coincident with the identification of bubble emboli in stranded beaked whales.  The fat embolic syndrome was the first pathology of this type identified in marine mammals and was  thought to possibly arise from the formation of bubbles in fat bodies, which subsequently resulted in the  release of fat emboli into the blood stream. Although rare, similar findings have been found in the  Risso’s dolphin, another deep‐diving species, but with presumably non‐anthropogenic causes  (Fernandez et al., 2017).    116  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 6 – Take Estimates for Marine Mammals  Dennison et al. (2012) reported on investigations of dolphins stranded in 2009–2010 and, using  ultrasound, identified gas bubbles in kidneys of 21 of the 22 live‐stranded dolphins and in the livers of  two of the 22. The authors postulated that stranded animals are unable to recompress by diving, and  thus may retain bubbles that are otherwise re‐absorbed in animals that can continue to dive. The  researchers concluded that the minor bubble formation observed could be tolerated since the majority  of stranded dolphins released did not re‐strand.  The appearance of extensive bubble and fat emboli in beaked whales was unique to a small number of  strandings associated with certain high intensity sonar events; the phenomenon has not been observed  to the same degree in other stranded marine mammals, including other beaked whale strandings not  associated with sonar use. Thus, it is uncertain as to whether there is some more easily triggered  mechanism for this phenomenon specific to beaked whales or whether the phenomenon occurs only  following rapidly occurring stranding events (i.e., when whales are not capable of sufficiently  decompressing). Nevertheless, based on the rarity of observations of bubble pathology, the potential for  nitrogen decompression sickness, or “the bends,” is considered discountable.   6.4.1.1.3 Acoustically Induced Bubble Formation due to Sonars A suggested cause of injury to marine mammals is rectified diffusion (Crum & Mao, 1996), the process of  increasing the size of a microscopic gas bubble by exposing it to a sound field. The process is dependent  upon a number of factors, including the sound pressure level (SPL) and duration. Under this hypothesis,  microscopic bubbles assumed to exist in the tissues of marine mammals may experience one of three  things: (1) bubbles grow to the extent they become emboli or cause localized tissue trauma, (2) bubbles  develop to the extent that a complement immune response is triggered or the nervous tissue is  subjected to enough localized pressure that pain or dysfunction occurs (a stress response without  injury), or (3) the bubbles are cleared by the lung without negative consequence to the animal.  Rectified diffusion is facilitated if the environment in which the ensonified bubbles exist is  supersaturated with gas. As discussed above, repetitive diving by marine mammals can cause the blood  and some tissues to become supersaturated (Ridgway & Howard, 1979). The dive patterns of some  marine mammals (e.g., beaked whales) are predicted to induce greater supersaturation (Houser et al.,  2001). If rectified diffusion were possible in marine mammals exposed to high‐level sound, conditions of  tissue supersaturation could theoretically speed the rate and increase the size of bubble growth.  Subsequent effects due to tissue trauma and emboli would presumably mirror those observed in  humans suffering from decompression sickness.  It is unlikely that the short duration of sonar pulses would be long enough to drive bubble growth to any  substantial size, if such a phenomenon occurs. However, an alternative but related hypothesis has also  been suggested: stable microbubbles could be destabilized by high‐level sound exposures such that  bubble growth then occurs through static diffusion of gas out of supersaturated tissues. In such a  scenario, the marine mammal would need to be in a gas‐supersaturated state for a long enough time for  bubbles to become a problematic size. The phenomena of bubble growth due to a destabilizing  exposure was shown by Crum et al. (2005) by exposing highly supersaturated ex vivo bovine tissues to a  37 kHz source at 214 dB re 1 μPa. Although bubble growth occurred under the extreme conditions  created for the study, these conditions would not exist in the wild because the levels of tissue  supersaturation in the study (as high as 400–700 percent) are substantially higher than model  predictions for marine mammals (Fahlman et al., 2009; Fahlman et al., 2014b; Houser et al., 2001;  Saunders et al., 2008), and such high exposure level would only occur in very close proximity to the most    117  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 6 – Take Estimates for Marine Mammals  powerful sonars. It is improbable that this mechanism is responsible for stranding events or traumas  associated with beaked whale strandings.  There has been considerable disagreement among scientists as to the likelihood of this phenomenon  (Evans & Miller, 2003; Piantadosi & Thalmann, 2004). Although it has been argued that traumas from  beaked whale strandings are consistent with gas emboli and bubble‐induced tissue separations  (Fernandez et al., 2005; Jepson et al., 2003), nitrogen bubble formation as the cause of the traumas has  not been verified. The presence of bubbles postmortem, particularly after decompression, is not  necessarily indicative of bubble pathology (Bernaldo de Quiros et al., 2012; Bernaldo de Quiros et al.,  2013a; Bernaldo de Quiros et al., 2013b; Dennison et al., 2012; Moore et al., 2009).  6.4.1.2 Hearing Loss Exposure to intense sound may result in noise‐induced hearing loss that persists after cessation of the  noise exposure. Hearing loss may be temporary or permanent, depending on factors such as the  exposure frequency, received sound pressure level, temporal pattern, and duration. The frequencies  affected by hearing loss will vary depending on the frequency of the fatiguing noise, with frequencies at  and above the noise frequency most strongly affected. The amount of hearing loss may range from  slight to profound, depending on the ability of the individual to hear at the affected frequencies. Hearing  loss has only been studied in a few species of marine mammals, although hearing studies with terrestrial  mammals are also informative.  Hearing loss is typically quantified in terms of threshold shift (TS)—the amount (in dB) that hearing  thresholds at one or more specified frequencies are elevated, compared to their pre‐exposure values, at  some specific time after the noise exposure. The amount of TS measured usually decreases with  increasing recovery time—the amount of time that has elapsed since a noise exposure. If the TS  eventually returns to zero (i.e., the hearing threshold returns to the pre‐exposure value), the threshold  shift is called a temporary threshold shift (TTS). If the TS does not completely recover (the threshold  remains elevated compared to the pre‐exposure value), the remaining TS is called a permanent  threshold shift (PTS). Figure 6‐3 shows two hypothetical TSs: one that completely recovers, a TTS; and  one that does not completely recover, leaving some PTS. By definition, TTS is a function of the recovery  time, therefore comparing the severity of noise exposures based on the amount of induced TTS can only  be done if the recovery times are also taken into account. For example, a 20 dB TTS measured 24 hours  post‐exposure indicates a more hazardous exposure than one producing 20 dB of TTS measured only  two minutes after exposure; if the TTS is 20 dB after 24 hours, the TTS measured after two minutes  would likely be much higher. Conversely, if 20 dB of TTS was measured after two minutes, the TTS  measured after 24 hours would likely be much smaller.  Studies have revealed that intense noise exposures may also cause auditory system injury that does not  result in PTS (i.e., hearing thresholds return to normal after the exposure, but there is injury  nonetheless). Kujawa and Liberman (2009) found that noise exposures sufficient to produce a TTS of  40 dB, measured 24 hours post‐exposure using electro‐physiological methods, resulted in acute loss of  nerve terminals and delayed degeneration of the cochlear nerve in mice. Lin et al. (2011) found a similar  result in guinea pigs, that a TTS in auditory evoked potential of up to approximately 50 dB, measured 24  hours post‐exposure, resulted in neural degeneration. These studies demonstrate that PTS should not  be used as the sole indicator of auditory injury, since exposures producing high levels of TTS (40–50 dB  measured 24 hours after exposure)—but no PTS—may result in auditory injury.    118  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 6 – Take Estimates for Marine Mammals    Notes: TTS = temporary threshold shift, TS = threshold shift, PTS = permanent threshold shift  Figure 6‐3: Two Hypothetical Threshold Shifts  There are no simple functional relationships between TTS and the occurrence of PTS or other auditory  injury (e.g., neural degeneration). However, TTS and PTS are, by definition, mutually exclusive: an  exposure that produces TTS cannot also produce PTS in the same individual; conversely, if an initial  threshold shift only partially recovers, resulting in some amount of PTS, the difference between the  initial TS and the PTS is not called TTS. As TTS increases, the likelihood that additional exposure SPL or  duration would result in PTS or other injury also increases. Exposure thresholds for the occurrence of  PTS or other auditory injury can therefore be defined based on a specific amount of TTS (i.e., although  an exposure has been shown to produce only TTS, we assume that any additional exposure may result in  some PTS or other injury). The specific upper limit of TTS is based on experimental data showing  amounts of TTS that have not resulted in PTS or injury. In other words, we do not need to know the  exact functional relationship between TTS and PTS or other injury, we only need to know the upper limit  for TTS before some PTS or injury is possible.  A variety of human and terrestrial mammal data indicate that threshold shifts up to 40–50 dB may be  induced without PTS, and that 40 dB is a reasonable upper limit for allowable threshold shift to prevent  PTS (e.g., Kryter et al., 1965; Miller et al., 1963; Ward et al., 1958; Ward et al., 1959; Ward, 1960). It is  reasonable to assume the same relationship would hold for marine mammals, since there are many  similarities between the inner ears of marine and terrestrial mammals, and experiments with marine  mammals have revealed similarities to terrestrial mammals for features such as TTS, age‐related hearing  loss, drug‐induced hearing loss, masking, and frequency selectivity (Finneran et al., 2005a; Finneran,  2015; Ketten, 2000). Therefore, we assume that sound exposures sufficient to produce 40 dB of TTS  measured approximately four minutes after exposure represent the limit of a non‐injurious exposure  (i.e., higher level exposures have the potential to cause auditory injury). Exposures sufficient to produce  a TTS of 40 dB, measured approximately four minutes after exposure, therefore represent the threshold  for auditory injury. The predicted injury could consist of either hair cell damage/loss resulting in PTS or  other auditory injury, such as the delayed neural degeneration identified by Kujawa and Liberman  (2009) and Lin et al. (2011) that may not result in PTS.  Numerous studies have directly examined noise‐induced hearing loss in marine mammals (see Finneran,  2015). In these studies, hearing thresholds were measured in marine mammals before and after  exposure to intense sounds. The difference between the pre‐exposure and post‐exposure thresholds    119  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 6 – Take Estimates for Marine Mammals  was then used to determine the amount of TTS at various post‐exposure times. The major findings from  these studies include the following:     The method used to test hearing may affect the resulting amount of measured TTS, with  neurophysiological measures producing larger amounts of TTS compared to psychophysical  measures (Finneran et al., 2007; Finneran, 2015).   The amount of TTS varies with the hearing test frequency. As the exposure SPL increases, the  frequency at which the maximum TTS occurs also increases (Kastelein et al., 2014b). For high‐ level exposures, the maximum TTS typically occurs one‐half to one octave above the exposure  frequency (Finneran et al., 2007; Mooney et al., 2009a; Nachtigall et al., 2004; Popov et al.,  2011; Popov et al., 2013; Schlundt et al., 2000). The overall spread of TTS from tonal exposures  can therefore extend over a large frequency range (i.e., narrowband exposures can produce  broadband [greater than one octave] TTS).   The amount of TTS increases with exposure SPL and duration and is correlated with sound  exposure level (SEL), especially if the range of exposure durations is relatively small (Kastak et  al., 2007; Kastelein et al., 2014b; Popov et al., 2014). As the exposure duration increases,  however, the relationship between TTS and SEL begins to break down. Specifically, duration has  a more significant effect on TTS than would be predicted on the basis of SEL alone (Finneran et  al., 2010a, 2010b; Kastak et al., 2005; Mooney et al., 2009a). This means if two exposures have  the same SEL but different durations, the exposure with the longer duration (thus lower SPL) will  tend to produce more TTS than the exposure with the higher SPL and shorter duration. In most  acoustic impact assessments, the scenarios of interest involve shorter duration exposures than  the marine mammal experimental data from which impact thresholds are derived; therefore,  use of SEL tends to over‐estimate the amount of TTS. Despite this, SEL continues to be used in  many situations because it is relatively simple, more accurate than SPL alone, and lends itself  easily to scenarios involving multiple exposures with different SPL.   The amount of TTS depends on the exposure frequency. Sounds at low frequencies, well below  the region of best sensitivity, are less hazardous than those at higher frequencies, near the  region of best sensitivity (Finneran & Schlundt, 2013). The onset of TTS—defined as the  exposure level necessary to produce 6 dB of TTS (i.e., clearly above the typical variation in  threshold measurements)—also varies with exposure frequency. At low frequencies onset‐TTS  exposure levels are higher compared to those in the region of best sensitivity.   TTS can accumulate across multiple exposures, but the resulting TTS will be less than the TTS  from a single, continuous exposure with the same SEL (Finneran et al., 2010a; Kastelein et al.,  2014d; Kastelein et al., 2015b; Mooney et al., 2009b). This means that TTS predictions based on  the total, cumulative SEL will overestimate the amount of TTS from intermittent exposures such  as sonars and impulsive sources.   The amount of observed TTS tends to decrease with increasing time following the exposure;  however, the relationship is not monotonic (i.e., increasing exposure does not always increase  TTS). The time required for complete recovery of hearing depends on the magnitude of the  initial shift; for relatively small shifts recovery may be complete in a few minutes, while large  shifts (e.g., ~40 dB) may require several days for recovery. Under many circumstances TTS  recovers linearly with the logarithm of time (Finneran et al., 2010a, 2010b; Finneran & Schlundt,  120  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 6 – Take Estimates for Marine Mammals  2013; Kastelein et al., 2012a; Kastelein et al., 2012b; Kastelein et al., 2013a; Kastelein et al.,  2014b; Kastelein et al., 2014c; Popov et al., 2011; Popov et al., 2013; Popov et al., 2014). This  means that for each doubling of recovery time, the amount of TTS will decrease by the same  amount (e.g., 6 dB recovery per doubling of time).  Nachtigall et al. (2018) and Finneran (2018) describe the measurements of hearing sensitivity of multiple  odontocete species (bottlenose dolphin, harbor porpoise, beluga, and false killer whale) when a  relatively loud sound was preceded by a warning sound. These captive animals were shown to reduce  hearing sensitivity when warned of an impending intense sound. Based on these experimental  observations of captive animals, the authors suggest that wild animals may dampen their hearing during  prolonged exposures or if conditioned to anticipate intense sounds. Finneran recommends further  investigation of the mechanisms of hearing sensitivity reduction in order to understand the implications  for interpretation of some existing temporary threshold shift data obtained from captive animals,  notably for considering TTS due to short duration, unpredictable exposures. No modification of analysis  of auditory impacts is currently suggested, as the Phase III auditory impact thresholds are based on best  available data for both impulsive and non‐impulsive exposures to marine mammals.  Due to the higher exposure levels or longer exposure durations required to induce hearing loss, only a  few types of human‐made sound sources have the potential to cause a threshold shift to a marine  mammal in the wild. These include some sonars and other transducers and impulsive sound sources  such as air guns and impact pile driving. Neither air guns nor impact pile driving will be used as part of  training and testing activities being covered in this request for LOAs.  Southall et al. (2019c) evaluated Southall et al. (2007) and used updated scientific information to  propose revised noise exposure criteria to predict onset of auditory effects in marine mammals (i.e., PTS  and TTS onset). Southall et al. (2019c) note that the quantitative processes described and the resulting  exposure criteria (i.e., thresholds and auditory weighting functions) are largely identical to those in  Finneran (2015) and NMFS (2016c, 2018a). However, they differ in that the Southall et al. (2019c)  exposure criteria are more broadly applicable as they include all marine mammal species (rather than  those only under NMFS jurisdiction) for all noise exposures (both in air and underwater for amphibious  species), and that while the hearing group compositions are identical they renamed the hearing groups.  The thresholds discussed in the paper (TTS/PTS only) are the same as Navy's criteria and NMFS criteria.  6.4.1.2.1 Threshold Shift due to Sonar and Other Transducers TTS in mid‐frequency cetaceans exposed to non‐impulsive sound has been investigated in multiple  studies (Finneran et al., 2005b; Finneran et al., 2010b; Finneran & Schlundt, 2013; Mooney et al., 2009a;  Mooney et al., 2009b; Nachtigall et al., 2003; Nachtigall et al., 2004; Popov et al., 2013; Popov et al.,  2014; Schlundt et al., 2000) of two species, bottlenose dolphins and beluga whales. Two high‐frequency  cetacean species have been studied for TTS due to non‐impulsive sources: the harbor porpoise  (Kastelein et al., 2012b) and the finless porpoise (Neophocaena phocaenoides) (Popov et al., 2011). TTS  from non‐impulsive sounds has also been investigated in three pinniped species: harbor seal (Phoca  vitulina), California sea lion (Zalophus californianus), and northern elephant seal (Mirounga  angustirostris) (e.g., Kastak et al., 2005; Kastelein et al., 2012a). These data are reviewed in detail in  Finneran (2015), as well as the Criteria and Thresholds for U.S. Navy Acoustic and Explosive Effects  Analysis (Phase III) technical report (U.S. Department of the Navy, 2017e), and the major findings are  summarized above.     121  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 6 – Take Estimates for Marine Mammals  Several studies of threshold shift in marine mammals exposed to non‐impulsive sounds have been  published since development of the technical report. For example, Kastelein et al. (2017a) examined  threshold shift in harbor porpoises exposed to 3.5 – 4.1 kHz sonar playbacks. Additionally, Kastelein et  al. (2019c) exposed two captive harbor seals to 6.5 kHz continuous, sinusoidal sound for 1 hour,  resulting in a cumulative SEL between 159 – 195 dB re 1 µPa2s, then measured TTS using behavioral  hearing thresholds. The highest TTSs were produced in the one‐half octave band above the exposure  frequency, but individual seals showed variation in the magnitude of TTS produced. Both seals  recovered within 1‐2 hours for up to 6 dB of TTS. One seal showed 19 dB of TTS after a 195 dB re 1 µPa2s  exposure and recovered within 24 hours. Overall, this study combined with previous work showed that  for harbor seals, recovery times are consistent for similar‐magnitude TTS, regardless of the type of  sound exposure (impulsive, continuous noise band, or sinusoidal). Kastelein et al. (2019b) measured  behavioral hearing thresholds for simulated sonar signals (helicopter long range active sonar, or HELRAS,  at 1.3 ‐ 1.4 kHz) in two captive harbor seals. The presence of harmonics in the HELRAS signal did not  impact hearing threshold. Thresholds reported in this study (mean of 51 dB re 1 μPa) are slightly lower  than those observed in a prior study of harbor seal behavioral hearing thresholds for tones (Kastelein et  al., 2009). The authors suggest this small difference may be due to characteristics of the HELRAS signal  or changes in the test animals’ performance over time. The data in this study would not affect the  conclusions for acoustic impacts to marine mammals. The results are consistent with the Navy’s  threshold shift criteria.  6.4.1.3 Physiological Stress The growing field of conservation physiology relies in part on the ability to monitor stress hormones in  populations of animals, particularly those that are threatened or endangered. The ability to make  predictions from stress hormones about impacts on individuals and populations exposed to various  forms of stressors, natural and human‐caused, relies on understanding the linkages between changes in  stress hormones and resulting physiological impacts. At this time, the sound characteristics that  correlate with specific stress responses in marine mammals are poorly understood, as are the ultimate  consequences due to these changes. Navy‐funded efforts are underway to try to improve the  understanding of and the ability to predict how stressors ultimately affect marine mammal populations  (e.g., King et al., 2015; New et al., 2013a; New et al., 2013b; Pirotta et al., 2015a). With respect to  acoustically induced stress, this includes not only determining how and to what degree various types of  anthropogenic sound cause stress in marine mammals, but what factors can mitigate those responses.  Factors potentially affecting an animal’s response to a stressor include the mammal’s life history stage,  sex, age, reproductive status, overall physiological and behavioral plasticity, and whether they are naïve  or experienced with the sound (e.g., prior experience with a stressor may result in a reduced response  due to habituation (Finneran & Branstetter, 2013; St. Aubin & Dierauf, 2001). Because there are many  unknowns regarding the occurrence of acoustically induced stress responses in marine mammals, the  Navy assumes in its effect analysis that any physiological response (e.g., hearing loss or injury) or  significant behavioral response is also associated with a stress response.  Marine mammals naturally experience stressors within their environment and as part of their life  histories. Changing weather and ocean conditions, exposure to disease and naturally occurring toxins,  lack of prey availability, and interactions with predators all contribute to the stress a marine mammal  experiences (Atkinson et al., 2015). Breeding cycles, periods of fasting, social interactions with members  of the same species, and molting (for pinnipeds) are also stressors, although they are natural  components of an animal’s life history. Anthropogenic activities have the potential to provide additional  stressors beyond those that occur naturally (Fair et al., 2014; Meissner et al., 2015; Rolland et al., 2012).    122  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 6 – Take Estimates for Marine Mammals  Anthropogenic stressors potentially include such things as fishery interactions, pollution, tourism, and  ocean noise.  The stress response is a suite of physiological changes that are meant to help an organism mitigate the  impact of a stressor (Moberg & Mench, 2000). However, if the magnitude and duration of the stress  response is too great or too long, then it can have negative consequences to the organism (e.g.,  decreased immune function, decreased reproduction). The generalized stress response is classically  characterized by the release of cortisol, a hormone that has many functions, including elevation of blood  sugar, suppression of the immune system, and alteration of the biochemical pathways that affect fat,  protein, and carbohydrate metabolism. However, it is now known that the endocrine response  (glandular secretions of hormones into the blood) to a stressor can extend to other hormones. For  instance, thyroid hormones can also vary under the influence of certain stressors, particularly food  deprivation. These types of responses typically occur on the order of minutes to days. The “fight or  flight” response, an acute stress response, is characterized by the very rapid release of hormones that  stimulate glucose release, increase heart rate, and increase oxygen consumption.  What is known about the function of the various stress hormones is based largely upon observations of  the stress response in terrestrial mammals. The endocrine response of marine mammals to stress may  not be the same as that of terrestrial mammals because of the selective pressures marine mammals  faced during their evolution in an ocean environment (Atkinson et al., 2015). For example, due to the  necessity of breath‐holding while diving and foraging at depth, the physiological role of the epinephrine  and norepinephrine (the catecholamines) in marine mammals might be different than in other  mammals. Catecholamines increase during breath‐hold diving in seals, co‐occurring with a reduction in  heart rate, peripheral vasoconstriction (constriction of blood vessels), and an increased reliance on  anaerobic metabolism during extended dives (Hance et al., 1982; Hochachka et al., 1995; Hurford et al.,  1996); the catecholamine increase is not associated with an increased heart rate, glycemic release, and  increased oxygen consumption typical of terrestrial mammals. Other hormone functions may also be  different, such as aldosterone, which has been speculated to not only contribute to electrolyte balance,  but possibly also the maintenance of blood pressure during periods of vasoconstriction (Houser et al.,  2011). In marine mammals, aldosterone is thought to play a particular role in stress mediation because  of its pronounced increase in response to handling stress (St. Aubin & Dierauf, 2001; St. Aubin & Geraci,  1989).  Relatively little information exists on the linkage between anthropogenic sound exposure and stress in  marine mammals, and even less information exists on the ultimate consequences of sound‐induced  stress responses (either acute or chronic). Most studies to date have focused on acute responses to  sound either by measuring catecholamines or by measuring heart rate as an assumed proxy for an acute  stress response. Belugas demonstrated no catecholamine response to the playback of oil drilling sounds  (Thomas et al., 1990b) but showed a small but statistically significant increase in catecholamines  following exposure to impulsive sounds produced from a seismic water gun (Romano et al., 2004). A  bottlenose dolphin exposed to the same seismic water gun signals did not demonstrate a catecholamine  response, but did demonstrate a statistically significant elevation in aldosterone (Romano et al., 2004),  albeit the increase was within the normal daily variation observed in this species (St. Aubin et al., 1996)  and was likely of little biological significance with respect to mitigating stress. Increases in heart rate  were observed in bottlenose dolphins to which known calls of other dolphins were played, although no  increase in heart rate was observed when background tank noise was played back (Miksis et al., 2001).  Unfortunately, in this study, it cannot be determined whether the increase in heart rate was due to    123  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 6 – Take Estimates for Marine Mammals  stress or an anticipation of being reunited with the dolphin to which the vocalization belonged. Similarly,  a young beluga's heart rate was observed to increase during exposure to noise, with increases  dependent upon the frequency band of noise and duration of exposure, and with a sharp decrease to  normal or below normal levels upon cessation of the exposure (Lyamin et al., 2011). Spectral analysis of  heart rate variability corroborated direct measures of heart rate (Bakhchina et al., 2017). This response  might have been due in part to the conditions during testing, the young age of the animal, and the  novelty of the exposure; a year later the exposure was repeated at a slightly higher received level and  there was no heart rate response, indicating the beluga whale had potentially habituated to the noise  exposure. Kvadsheim et al. (2010) measured the heart rate of captive hooded seals during exposure to  sonar signals, and found an increase in the heart rate of the seals during exposure periods vs. control  periods when the animals were at the surface. When the animals dove, the normal dive‐related  bradycardia (decrease in heart rate) was not impacted by the sonar exposure. Similarly, Thompson et al.  (1998) observed a rapid but short‐lived decrease in heart rates in harbor and grey seals exposed to  seismic air guns (cited in Gordon et al., 2003). Williams et al. (2017) monitored the heart rates of  narwhals released from capture and found that a profound dive bradycardia persisted, even though  exercise effort increased dramatically as part of their escape response following release. Thus, although  some limited evidence suggests that tachycardia might occur as part of the acute stress response of  animals that are at the surface, the bradycardia typical of diving in marine mammals appears to be  dominant to any stress‐related tachycardia and might even be enhanced in response to an acute  stressor.  Whereas a limited amount of work has addressed the potential for acute sound exposures to produce a  stress response, almost nothing is known about how chronic exposure to acoustic stressors affects  stress hormones in marine mammals, particularly as it relates to survival or reproduction. In what is  probably the only study of chronic noise exposure associating changes in a stress hormone with changes  in anthropogenic noise, Rolland et al. (2012) compared the levels of cortisol metabolites in North  Atlantic right whale feces collected before and after September 11, 2001. Following the events of  September 11, shipping was significantly reduced in the region where fecal collections were made and  regional ocean background noise declined. Fecal cortisol metabolites significantly decreased during the  period of reduced ship traffic and ocean noise (Rolland et al., 2012). Considerably more work has been  conducted in an attempt to determine the potential effect of boating on smaller cetaceans, particularly  killer whales (Bain, 2002; Erbe, 2002; Lusseau, 2006; Noren et al., 2009; Pirotta et al., 2015b; Read et al.,  2014; Rolland et al., 2012; Williams et al., 2006; Williams et al., 2009; Williams et al., 2014a; Williams et  al., 2014b). Most of these efforts focused primarily on estimates of metabolic costs associated with  altered behavior or inferred consequences of boat presence and noise, but did not directly measure  stress hormones. However, Ayres et al. (2012) investigated Southern Resident killer whale fecal thyroid  hormone and cortisol metabolites to assess two potential threats to the species recovery: lack of prey  (salmon) and impacts from exposure to the physical presence of vessel traffic (but without measuring  vessel traffic noise). Ayres et al. (2012) concluded from these stress hormone measures that the lack of  prey overshadowed any population‐level physiological impacts on Southern Resident killer whales due  to vessel traffic. Collectively, these studies indicate the difficulty in teasing out factors that are dominant  in exerting influence on the secretion of stress hormones, including the separate and additive effects of  vessel presence and vessel noise. Nevertheless, although the reduced presence of the ships themselves  cannot be ruled out as potentially contributing to the reduction in fecal cortisol metabolites in North  Atlantic right whales, and there are potential issues in pseudoreplication and study design, the work of  Rolland et al. (2012) represents the most provocative link between ocean noise and cortisol in cetaceans  to date.    124  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 6 – Take Estimates for Marine Mammals  Navy‐funded efforts are underway to try and improve our understanding and ability to predict how  stressors ultimately affect marine mammal populations (King et al., 2015; e.g., New et al., 2013a; New et  al., 2013b; Pirotta et al., 2015a), and whether they are naïve or experienced with the sound (e.g., prior  experience with a stressor) may result in a reduced response due to habituation (St. Aubin & Dierauf,  2001).  6.4.1.4 Masking Masking occurs when one sound (i.e., noise) interferes with the detection, discrimination, or recognition  of another sound (i.e., signal). The quantitative definition of masking is the amount in decibels an  auditory detection, discrimination, or recognition threshold is raised in the presence of a masker (Erbe  et al., 2016). As discussed in Section 6.2 (Conceptual Framework for Assessing Effects from Sound‐ Producing Activities), masking can effectively limit the distance over which a marine mammal can  communicate, detect biologically relevant sounds, and echolocate (odontocetes). Masking only occurs in  the presence of the masking noise and does not persist after the cessation of the noise. Masking can  lead to vocal (e.g., Lombard effect, or increasing amplitude or changing frequency) and behavior  changes (e.g., cessation of foraging, leaving an area) to both signalers and receivers, in an attempt to  compensate for noise levels (Erbe et al., 2016).  Critical ratios are the lowest signal‐to‐noise ratio in which detection occurs (Finneran & Branstetter,  2013; Johnson et al., 1989; Southall et al., 2000). When expressed in dB, critical ratios can easily be  calculated by subtracting the noise level (in dB re 1 μPa2/Hz) from the signal level (in dB re 1 μPa) at  threshold. Critical ratios have been measured for pinnipeds (Southall et al., 2000, 2003), odontocetes  (Figure 6‐4) (Au & Moore, 1990; Johnson et al., 1989; Kastelein & Wensveen, 2008; Lemonds et al.,  2011; Thomas et al., 1990a), and sea otters (Ghoul & Reichmuth, 2014). Critical ratios are directly  related to the bandwidth of auditory filters and as a result, critical ratios increase as a function of signal  frequency (Au & Moore, 1990; Lemonds et al., 2011). Higher‐frequency noise is more effective at  masking higher frequency signals. Composite critical ratio functions have been estimated for  odontocetes (Figure 6‐4), which allow predictions of masking if the spectral density of noise is known  (Branstetter et al., 2017b). Although critical ratios are typically estimated in controlled laboratory  conditions using Gaussian (white) noise, critical ratios can vary considerably (see Figure 6‐5) depending  on the noise type (Branstetter et al., 2013; Trickey et al., 2010). When broadband noise is coherently  amplitude modulated, a considerable release from masking will occur known as comodulation masking  release (Branstetter & Finneran, 2008; Branstetter et al., 2013). Signal type (e.g., whistles, burst‐pulse,  sonar clicks) and spectral characteristics (e.g., frequency modulation and / or harmonics) may further  influence masked detection thresholds (Branstetter et al., 2016; Cunningham et al., 2014).  Clark et al. (2009) developed a model for estimating masking effects on communication signals for low‐ frequency cetaceans, including calculating the cumulative impact of multiple noise sources. For  example, the model estimates that a right whale’s optimal communication space (around 20 km) is  decreased by 84 percent when two commercial ships pass through it. Similarly, Aguilar de Soto et al.  (2006) found that a 15 dB increase in background noise due to vessels led to a communication range of  only 18 percent of its normal value for foraging beaked whales. This method relies on empirical data on  source levels of calls (which is unknown for many species) and requires many assumptions such as pre‐ industrial ambient noise conditions and simplifications of animal hearing and behavior, but it is an  important step in determining the impact of anthropogenic noise on animal communication. Erbe (2016)  developed a model with a noise source‐centered view of masking to examine how a call may be masked    125  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 6 – Take Estimates for Marine Mammals  from a receiver by a noise as a function of caller, receiver, noise‐source location, distance relative to  each other, and received level of the call.    Source: Branstetter et al. (2017b)  Notes: (A) Odontocete critical ratios and composite model: CR = a[log10(f)]b +c, where a, b, and c are model  coefficients and f is the signal frequency in Hz. Equation 1 was fit to aggregate data for all odontocetes. (B) T.    126  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 6 – Take Estimates for Marine Mammals  truncatus. critical ratios and composite model. (C) P. phocoena. critical ratios and composite model. Parameter  values for composite models are displayed in the lower right of each panel.  Figure 6‐4: Odontocete Critical Ratios    Source: Branstetter et al. (2013)  Notes: CM =Comodulated, SS = snapping shrimp, RN = rain noise, G = Gaussian, PS = pile saw, BT = boat engine  noise, IS = ice squeaks  Figure 6‐5: Critical Ratios for Different Noise Types  Vocal changes in response to anthropogenic noise can occur across the repertoire of sound production  modes used by marine mammals, such as whistling, echolocation click production, calling, and singing.  Vocalization changes include increasing the source level, modifying the frequency, increasing the call  repetition rate of vocalizations, or ceasing to vocalize in the presence of increased noise (Hotchkin &  Parks, 2013). In cetaceans, vocalization changes were reported from exposure to anthropogenic noise  sources such as sonar, vessel noise, and seismic surveying (Gordon et al., 2003; Holt et al., 2008; Holt et  al., 2011; Lesage et al., 1999; McDonald et al., 2009; Rolland et al., 2012) as well as changes in the  natural acoustic environment (Dunlop et al., 2014). Vocal changes can be temporary, or can be  persistent, as seen in the increase in starting frequency for the North Atlantic right whale upcall over the  last 50 years (Tennessen & Parks, 2016). Model simulation suggests that the frequency shift resulted in  increased detection ranges between right whales; the frequency shift, coupled with an increase in call  intensity by 20 dB, led to a call detectability range of less than 3 km to over 9 km (Tennessen & Parks,  2016). In some cases, these vocal changes may have fitness consequences, such as an increase in  metabolic rates and oxygen consumption, as was found for bottlenose dolphins when increasing their  call amplitude (Holt et al., 2015). A switch from vocal communication to physical, surface‐generated  sounds such as pectoral fin slapping or breaching was observed for humpback whales in the presence of  increasing natural background noise levels, indicating that adaptations to masking may also move  beyond vocal modifications (Dunlop et al., 2010). These changes all represent possible tactics by the  sound‐producing animal to reduce the impact of masking. The receiving animal can also reduce masking    127  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 6 – Take Estimates for Marine Mammals  by using active listening strategies such as orienting to the sound source, moving to a quieter location,  or reducing self‐noise from hydrodynamic flow by remaining still.   6.4.1.4.1 Informational Masking Much emphasis has been placed on signal detection in noise, and as a result, most masking studies and  communication space models have focused on masked detection thresholds. However, from a fitness  perspective, signal detection is almost meaningless without the ability to determine the sound source  location and recognize “what” is producing the sound. Marine mammals use sound to recognize  conspecifics, prey, predators, or other biologically significant sources (Branstetter et al., 2016). Masked  recognition thresholds (often called informational masking) for whistle‐like sounds have been measured  for bottlenose dolphins (Branstetter et al., 2016) and are approximately 4 dB above detection thresholds  (energetic masking) for the same signals. It should be noted that the term “threshold” typically refers to  the listener’s ability to detect or recognize a signal 50 percent of the time. For example, human speech  communication where only 50 percent of the words are recognized would result in poor communication  (Branstetter et al., 2016). Likewise, recognition of a conspecific call or the acoustic signature of a  predator at only the 50 percent level could have severe negative impacts. If “quality communication” is  arbitrarily set at 90 percent recognition (which may be more appropriately related to animal fitness), the  output of communication space models (which are based on 50 percent detection) would likely result in  a significant decrease in communication range (Branstetter et al., 2016).  Marine mammals use sound to recognize predators (Allen et al., 2014; Cummings & Thompson, 1971;  Curé et al., 2015; Fish & Vania, 1971). Auditory recognition may be reduced in the presence of a masking  noise, particularly if it occurs in the same frequency band. Therefore, the occurrence of masking may  prevent marine mammals from responding to the acoustic cues produced by their predators. Whether  this is a possibility depends on the duration of the masking and the likelihood of encountering a  predator during the time that detection and recognition of predator cues are impeded. For example,  harbor seals that reside in the coastal waters off British Columbia are frequently targeted by mammal‐ eating killer whales. The seals acoustically discriminate between the calls of mammal‐eating and fish‐ eating killer whales (Deecke et al., 2002), a capability that should increase survivorship while reducing  the energy required to attend to all killer whale calls. Similarly, sperm whales (Isojunno et al., 2016),  long‐finned pilot whales (Visser et al., 2016), and humpback whales (Curé et al., 2015) changed their  behavior in response to killer whale vocalization playbacks; these findings indicate that some  recognition of predator cues could be missed if the killer whale vocalizations were masked.  6.4.1.4.2 Masking by Sonar and Other Transducers Masking by low‐frequency or mid‐frequency active sonar with relatively low‐duty cycles is unlikely for  most cetaceans and pinnipeds as sonar signals occur over a relatively short duration, and narrow  bandwidth that does not overlap with vocalizations for most marine mammal species. While dolphin  whistles and mid‐frequency active sonar are similar in frequency, masking is unlikely due to the low‐duty  cycle of most sonars. Low‐frequency active sonar could also overlap with mysticete vocalizations (e.g.,  minke and humpback whales). For example, in the presence of low‐frequency active sonar, humpback  whales were observed to increase the length of their songs (Fristrup et al., 2003; Miller et al., 2000),  possibly due to the overlap in frequencies between the whale song and the low‐frequency active sonar.   Newer high‐duty cycle or continuously active sonars have more potential to mask vocalizations,  particularly for delphinids and other mid‐frequency cetaceans. These sonars transmit more frequently  (greater than 80 percent duty cycle) than traditional sonars, but at a substantially lower source level.    128  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 6 – Take Estimates for Marine Mammals  Similarly, high‐frequency acoustic sources such as pingers that operate at higher repetition rates (e.g.,  2–10 kHz with harmonics up to 19 kHz, 76 to 77 pings per minute (Culik et al., 2001)), also operate at  lower source levels. While the lower source levels of these systems limits the range of impact compared  to more traditional systems, animals close to the sonar source are likely to experience masking on a  much longer time scale than those exposed to traditional sonars. The frequency range at which high  duty cycle systems operate overlaps the vocalization frequency of a number of mid‐frequency  cetaceans. Continuous noise at the same frequency of communicative vocalizations may cause  disruptions to communication, social interactions, and acoustically mediated cooperative behaviors such  as foraging or reproductive activities. Similarly, because the systems are mid‐frequency, there is the  potential for the sonar signals to mask important environmental cues like predator vocalizations (e.g.,  killer whales), possibly affecting survivorship for targeted animals. While there are currently no available  studies of the impacts of high duty cycle sonars on marine mammals, masking due to these systems is  likely analogous to masking produced by other continuous sources (e.g., vessel noise and low‐frequency  cetaceans), and will likely have similar short‐term consequences, though longer in duration due to the  duration of the masking noise. These may include changes to vocalization amplitude and frequency  (Brumm & Slabbekoorn, 2005; Hotchkin & Parks, 2013) and behavioral impacts such as avoidance of the  area and interruptions to foraging or other essential behaviors (Gordon et al., 2003). Long‐term  consequences could include changes to vocal behavior and vocalization structure (Foote et al., 2004;  Parks et al., 2007), abandonment of habitat if masking occurs frequently enough to significantly impair  communication (Brumm & Slabbekoorn, 2005), a potential decrease in survivorship if predator  vocalizations are masked (Brumm & Slabbekoorn, 2005), and a potential decrease in recruitment if  masking interferes with reproductive activities or mother‐calf communication (Gordon et al., 2003).  6.4.1.5 Behavioral Reactions As discussed in the Section 6.2 (Conceptual Framework for Assessing Effects from Sound‐Producing  Activities), any stimulus in the environment can cause a behavioral response in marine mammals. These  stimuli include noise from anthropogenic sources such as vessels, sonar, or aircraft but could also  include the physical presence of a vessel or aircraft. However, stimuli such as the presence of predators,  prey, or conspecifics could also influence how or if a marine mammal responds to a sound. Furthermore,  the response of a marine mammal to an anthropogenic sound may depend on the frequency, duration,  temporal pattern, and amplitude of the sound as well as the animal’s prior experience with the sound  and their behavioral state (i.e., what the animal is doing and their energetic needs at the time of the  exposure) (Ellison et al., 2011). The distance from the sound source and whether it is approaching or  moving away can also affect the way an animal responds to a sound (Wartzok et al., 2003).  For marine mammals, a review of responses to anthropogenic sound was first conducted by Richardson  et al. (1995). Other reviews (Gomez et al., 2016; Nowacek et al., 2007; Southall et al., 2007) addressed  studies conducted since 1995 and focused on observations where the received sound level of the  exposed marine mammal(s) was known or could be estimated, and also examined the role of context.  Southall et al. (2007) synthesized data from many past behavioral studies and observations to determine  the likelihood of behavioral reactions at specific sound levels. While in general, the louder the sound  source the more intense the behavioral response, it was clear that the proximity of a sound source and  the animal’s experience, motivation, and conditioning were also critical factors influencing the response  (Southall et al., 2007; Southall et al., 2016). Ellison et al. (2011) outlined an approach to assessing the  effects of sound on marine mammals that incorporates these contextual‐based factors. They  recommend considering not just the received level of sound, but also in what activity the animal is    129  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 6 – Take Estimates for Marine Mammals  engaged, the nature and novelty of the sound (i.e., is this a new sound from the animal’s perspective),  and the distance between the sound source and the animal. They submit that this “exposure context,”  as described, greatly influences the type of behavioral response exhibited by the animal (see technical  report Criteria and Thresholds for U.S. Navy Acoustic and Explosive Effects Analysis (Phase III) (U.S.  Department of the Navy, 2017e). Forney et al. (2017) also point out that an apparent lack of response  (e.g., no displacement or avoidance of a sound source) may not necessarily mean there is no cost to the  individual or population, as some resources or habitats may be of such high value that animals may  choose to stay, even when experiencing stress or hearing loss. Forney et al. (2017) recommend  considering both the costs of remaining in an area of noise exposure such as TTS, PTS, or masking, which  could lead to an increased risk of predation or other threats or a decreased capability to forage, and the  costs of displacement, including potential increased risk of vessel strike or bycatch, increased risks of  predation or competition for resources, or decreased habitat suitable for foraging, resting, or socializing.  Behavioral reactions could result from a variety of sound sources such as sonar and other active acoustic  sources (e.g., pingers), vessel noise, and aircraft noise. There are data on the reactions of some species  in different behavioral states, providing evidence on the importance of context in gauging a behavioral  response. However, for most species, little or no data exist on behavioral responses to any sound  source, and so all species have been grouped into broad taxonomic groups from which general response  information can be inferred (see technical report Criteria and Thresholds for U.S. Navy Acoustic and  Explosive Effects Analysis (Phase III) (U.S. Department of the Navy, 2017e).   6.4.1.5.1 Behavioral Reactions to Sonar and other Transducers Sonar and other transducers can range in frequency from less than 1 kHz (e.g., low‐frequency active  sonar) to over 200 kHz (e.g., fish finders), with duty cycles that range from one ping per minute to an  almost continuous sound. Although very high‐frequency sonars are out of the hearing range of most  marine mammals, some of these sources may contain artifacts at lower frequencies that could be  detected (Deng et al., 2014; Hastie et al., 2014). High duty‐cycle sonar systems operate at lower source  levels, but with a more continuous sound output. These sources can be stationary or on a moving  platform, and there can be more than one source present at a time. Guan et al. (2017) also found that  sound levels in the mid‐frequency sonar bandwidth remained elevated at least 5 dB above background  levels for the first 7–15 seconds (within 2 km) after the emission of a sonar ping; depending on the  length of the sonar ping and the inter‐ping interval, this reverberation could increase cumulative SEL  estimates during periods of active sonar. This variability in parameters associated with sonar and other  transducers makes the estimation of behavioral responses to these sources difficult, with observed  responses ranging from no apparent change in behavior to more severe responses that could lead to  some costs to the animal. As discussed in this request for authorization in Section 6.2 (Conceptual  Framework for Assessing Effects from Sound‐Producing Activities) and Section 6.4.1.5 (Behavioral  Reactions), responses may also occur in the presence of different contextual factors regardless of  received level, including the proximity and number of vessels, the behavioral state and prior experience  of an individual, and even characteristics of the signal itself or the propagation of the signal through the  environment.  In order to explore this complex question, behavioral response studies have been conducted through  the collaboration of various research and government organizations in Bahamian, United States (off  Southern California), Mediterranean, Australian, and Norwegian waters. These studies have attempted  to define and measure responses of beaked whales and other cetaceans to controlled exposures of  sonar and other sounds to understand better their potential impacts. While controlling for as many    130  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 6 – Take Estimates for Marine Mammals  variables as possible (e.g., the distance and movement of the source), these studies also introduce  additional variables that do not normally occur in a real Navy training or testing activity, including the  tagging of whales, following the tagged animals with multiple vessels, and continually approaching the  animal to create a dose escalation. In addition, distances of the sound source from the whales during  behavioral response studies were always within 1–8 km. Some of these studies have suggested that  ramping up a source from a lower source level would act as a mitigation measure to protect against  higher order (e.g., TTS or PTS) impacts of some active sonar sources; however, this practice may only be  effective for more responsive animals, and for short durations (e.g., 5 minutes) of ramp up (von Benda‐ Beckmann et al., 2014; von Benda‐Beckmann et al., 2016). Therefore, while these studies have provided  the most information to date on behavioral responses of marine mammals to sonar, there are still many  contextual factors to be teased apart, and determining what might produce a significant behavioral  response is not a trivial task. Additional information about active sonar ramp‐up procedures, including  why the Navy will not implement them as mitigation under the Proposed Action, is provided in Section  11.1.2.1 (Active Sonar).  Passive acoustic monitoring and visual observational behavioral response studies have also been  conducted on Navy ranges, taking advantage of the existing seafloor hydrophones and real testing and  training activity and associated sources to assess behavioral responses (Deakos & Richlen, 2015;  Henderson et al., 2016; Manzano‐Roth et al., 2016; Martin et al., 2015; McCarthy et al., 2011; Mobley &  Deakos, 2015; Moretti et al., 2014; Tyack et al., 2011). In addition, extensive aerial, visual, and passive  acoustic monitoring have been conducted before, during, and after training events to watch for  behavioral responses during training and look for injured or stranded animals after training (Farak et al.,  2011; HDR, 2011; Norris et al., 2012; Smultea & Mobley, 2009; Smultea et al., 2009; Trickey et al., 2015;  U.S. Department of the Navy, 2011a, 2013c, 2014b, 2015b). During all of these monitoring efforts, very  few behavioral responses were observed, and no injured or dead animal was observed that was directly  related to a training event (some dead animals were observed but typically before the event or  appeared to have been deceased prior to the event; e.g., Smultea et al., 2011). While passive acoustic  studies are limited to detections of vocally active marine mammals, and visual studies are limited to  what can be observed at the surface, these study types have the benefit of occurring in the absence of  some of the added contextual variables in the controlled exposure studies. Furthermore, when visual  and passive acoustic data collected during a training event are combined with ship movements and  sonar use, and with tagged animal data when possible, they provide a unique and realistic scenario for  analysis, as in (Falcone et al., 2017), (Manzano‐Roth et al., 2016), or (Baird et al., 2017b). In addition to  these types of observational behavioral response studies, Harris & Thomas (2015) highlighted additional  research approaches that may provide further information on behavioral responses to sonars and other  transducers beyond behavioral response‐type studies or passive acoustic monitoring, including  conducting controlled exposures on captive animals with scaled (smaller sized and deployed at closer  proximity) sources, on wild animals with both scaled and real but directed sources, and predator  playback studies, all of which will be discussed below.  The above behavioral response studies and observations have been conducted on a number of  mysticete and odontocete species, which can be extrapolated to other similar species in these  taxonomic groups. No field studies of pinniped behavioral responses to sonar have been conducted;  however, there are several captive studies on some pinniped and odontocete species that can provide  insight into how these animals may respond in the wild. The captive studies typically represent a more  controlled approach, which allow researchers to better estimate the direct impact of the received level  of sound leading to behavioral responses, and to potentially link behavioral to physiological responses.    131  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 6 – Take Estimates for Marine Mammals  However, there are still contextual factors that must be acknowledged, including previous training to  complete tasks and the presence of food rewards upon completion. There are no corresponding captive  studies on mysticete whales; therefore, some of the responses to higher level exposures must be  extrapolated from odontocetes.  6.4.1.5.1.1 Mysticetes The responses of mysticetes to sonar and other duty‐cycled tonal sounds are highly dependent upon the  characteristics of the signal, the behavioral state of the animal, the particular sensitivity and previous  experience of an individual, and other contextual factors including distance of the source, movement of  the source, and the physical presence of vessels in addition to the sonar (Goldbogen et al., 2013; Harris  et al., 2015; Martin et al., 2015; Sivle et al., 2015). Behavioral response studies have been conducted  over a variety of contextual and behavioral states, helping to identify which contextual factors may lead  to a response beyond just the received level of the sound. Observed reactions during behavioral  response studies have not been consistent across individuals based on received sound levels alone, and  likely were the result of complex interactions between these contextual factors.  Surface feeding blue whales did not show a change in behavior in response to mid‐frequency simulated  and real sonar sources with received levels between 90 and 179 dB re 1 µPa, but deep feeding and non‐ feeding whales showed temporary reactions, including cessation of feeding, reduced initiation of deep  foraging dives, generalized avoidance responses, and changes to dive behavior. The behavioral  responses they observed were generally brief, of low to moderate severity, and highly dependent on  exposure context (behavioral state, source‐to‐whale horizontal range, and prey availability) (DeRuiter et  al., 2017; Goldbogen et al., 2013; Sivle et al., 2015; Southall et al., 2019b). Similarly, while the rates of  foraging lunges decreased in humpback whales due to sonar exposure, there was variability in the  response across individuals, with one animal ceasing to forage completely and another animal starting  to forage during the exposure (Sivle et al., 2016). In addition, lunges decreased (although not  significantly) during a no‐sonar control vessel approach prior to the sonar exposure, and lunges  decreased less during a second sonar approach than during the initial approach, possibly indicating  some response to the vessel and some habituation to the sonar and vessel after repeated approaches.  In the same experiment, most of the non‐foraging humpback whales did not respond to any of the  approaches (Sivle et al., 2016). These humpback whales also showed variable avoidance responses, as  some animals avoided the sonar vessel during the first exposure but not the second, while others  avoided the sonar during the second exposure, and only one avoided both. In addition, almost half of  the animals that avoided the sonar vessel were foraging before the exposure; the animals that avoided  the sonar vessel while not feeding responded at a slightly lower received level and greater distance than  those that were feeding (Wensveen et al., 2017). These findings indicate that the behavioral state of the  animal plays a role in the type and severity of a behavioral response. In fact, when the prey field was  mapped and used as a covariate in similar models looking for a response in blue whales, the response in  deep‐feeding behavior by blue whales was even more apparent, reinforcing the need for contextual  variables to be included when assessing behavioral responses (Friedlaender et al., 2016). Further, it was  found that the probability of a moderate behavioral response increased when the range to source was  closer for these foraging blue whales, although there was a high degree of uncertainty in that  relationship (Southall et al., 2019c). However, even when responses did occur the animals quickly  returned to their previous behavior after the sound exposure ended (Goldbogen et al., 2013; Sivle et al.,  2015). In another study, humpback whales exposed to a 3 kHz pinger meant to act as a net alarm to  prevent entanglement did not respond or change course, even when within 500 m (Harcourt et al.,  2014). However, five out of six North Atlantic right whales exposed to an acoustic alarm interrupted    132  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 6 – Take Estimates for Marine Mammals  their foraging dives; in this case, the alarm was comprised of a mixture of signals with frequencies from  500 to 4500 Hz, was long in duration (lasting several minutes), and was purposely designed to elicit a  reaction from the animals as a prospective means to protect them from ship strikes (Nowacek et al.,  2004). Although the animals’ received SPL was similar in the latter two studies (133–150 dB re 1 µPa2s),  the frequency, duration, and temporal pattern of signal presentation were different. Harris et al. (2019)  suggest that differences in responses between species may be due to contextual factors such as  location, time of year, sound source characteristics, or exposure context through the comparison of  differences in changes in lunge feeding between blue, fin, and humpback whales observed during sonar  controlled exposure experiments.   Humpback whales in another behavioral response experiment in Australia also responded to a 2 kHz  tone stimulus by changing their course during migration to move more offshore and surfaced more  frequently, but otherwise did not respond (Dunlop et al., 2013). Humpback whales in the Norwegian  behavioral response study may have habituated slightly between the first and second sonar exposure  (Sivle et al., 2015), and actually responded more severely to killer whale vocalization playbacks than they  did to the sonar playbacks. Several humpback whales have been observed during aerial or visual surveys  during Navy training events involving sonar; no avoidance or other behavioral responses were ever  noted, even when the whales were observed within 5 km of a vessel with active (or possibly active)  sonar and maximum received levels were estimated to be between 135 and 161 dB re 1 µPa (Mobley &  Milette, 2010; Mobley, 2011; Mobley & Pacini, 2012; Mobley et al., 2012; Smultea et al., 2009). In fact,  one group of humpback whales approached a vessel with active sonar so closely that the sonar was shut  down and the vessel slowed; the animals continued approaching and swam under the bow of the vessel  (U.S. Department of the Navy, 2011c). Another group of humpback whales continued heading towards a  vessel with active sonar as the vessel was moving away for almost 30 minutes, with an estimated  median received level of 143 dB re 1 µPa. This group was observed producing surface active behaviors  such as pec slaps, tail slaps and breaches; however, these are very common behaviors in competitive  pods during the breeding season and were not considered to have occurred in response to the sonar  (Mobley et al., 2012). In addition, Henderson et al. (2019) examined the dive and movement behavior of  humpback whales tagged at the U.S. Navy’s Pacific Missile Range Facility, including whales incidentally  exposed to sonar during Navy training activities. Tracking data showed that individual humpbacks spent  limited time, no more than a few days, in the vicinity of Kaua’i. Potential behavioral responses to sonar  exposure were limited and may have been influenced by engagement in breeding and social behaviors.  The strongest baleen whale response in any behavioral response study was observed in a minke whale  in the 3S2 study, which responded at 146 dB re 1 µPa by strongly avoiding the sound source (Kvadsheim  et al., 2017; Sivle et al., 2015). Although the minke whale increased its swim speed, directional  movement, and respiration rate, none of these were greater than rates observed in baseline behavior,  and its dive behavior remained similar to baseline dives. A minke whale tagged in the Southern  California BRS study also responded by increasing its directional movement, but maintained its speed  and dive patterns, and so did not demonstrate as strong of a response (Kvadsheim et al., 2017). In  addition, the 3S2 minke whale demonstrated some of the same avoidance behavior during the  controlled ship approach with no sonar, indicating at least some of the response was to the vessel  (Kvadsheim et al., 2017). Martin et al. (2015) found that the density of calling minke whales was reduced  during periods of Navy training involving sonar relative to the periods before training, and increased  again in the days after training was completed. The responses of individual whales could not be  assessed, so in this case it is unknown whether the decrease in calling animals indicated that the animals  left the range, or simply ceased calling. Similarly, minke whale detections made using Marine Acoustic    133  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 6 – Take Estimates for Marine Mammals  Recording Instruments off Jacksonville, FL, were reduced or ceased altogether during periods of sonar  use (Norris et al., 2012; U.S. Department of the Navy, 2013c), especially with an increased ping rate  (Charif et al., 2015). Two minke whales also stranded in shallow water after the U.S. Navy training event  in the Bahamas in 2000, although these animals were successfully returned to deep water with no  physical examinations, therefore, no final conclusions were drawn on whether the sonar led to their  stranding (Filadelfo et al., 2009a; Filadelfo et al., 2009b; U.S. Department of Commerce & U.S.  Department of the Navy, 2001).  Baleen whales have also been exposed to lower‐frequency sonars, with the hypothesis that these  whales may react more strongly to lower frequency sounds that overlap with their vocalization range.  One series of studies was undertaken in 1997–1998 pursuant to the Navy’s Low‐Frequency Sound  Scientific Research Program. The frequency bands of the low‐frequency sonars used were between 100  and 500 Hz, with received levels between 115 and 150 dB re 1 µPa, and the source was always  stationary. Fin and blue whales were targeted on foraging grounds, singing humpback whales were  exposed on breeding grounds, and gray whales were exposed during migratory behavior. These studies  found only short‐term responses to low‐frequency sound by some fin and humpback whales, including  changes in vocal activity and avoidance of the source vessel, while other fin, humpback, and blue whales  did not respond at all. When the source was in the path of migrating gray whales they changed course  up to 2 km to avoid the sound, but when the source was outside their path, little response was observed  although received levels were similar (Clark & Fristrup, 2001; Croll et al., 2001; Fristrup et al., 2003;  Miller et al., 2000; Nowacek et al., 2007). Low‐frequency signals of the Acoustic Thermometry of Ocean  Climate sound source were also not found to affect dive times of humpback whales in Hawaiian waters  (Frankel & Clark, 2000).  Opportunistic passive acoustic‐based studies have also detected behavioral responses to sonar,  although definitive conclusions are harder to draw. Blue whales exposed to mid‐frequency sonar in the  Southern California Bight were less likely to produce low‐frequency calls usually associated with feeding  behavior, beginning at received levels of 110–120 dB re 1 µPa (Melcón et al., 2012); however, without  visual observations it is unknown whether there was another factor that contributed to the reduction in  foraging calls, such as the presence of conspecifics. In another example, Risch et al. (2012) determined  that humpback whale song produced in the Stellwagen Bank National Marine Sanctuary was reduced,  and since the timing was concurrent with an Ocean Acoustic Waveguide Remote Sensing experiment  occurring 200 km away, they concluded that the reduced song was a result of the Ocean Acoustic  Waveguide Remote Sensing. However, Gong et al. (2014) analyzed the same data set while also looking  at the presence of herring in the region, and found that the singing humpbacks were actually located on  nearby Georges Bank and not on Stellwagen, and that the song rate in their data did not change in  response to Ocean Acoustic Waveguide Remote Sensing but could be explained by natural causes.  Although some strong responses have been observed in mysticetes to sonar and other active acoustic  transducers (e.g., the single minke whale), for the most part mysticete responses appear to be fairly  moderate across all received levels. While some responses such as cessation of foraging or changes in  dive behavior could carry short‐term impacts, in all cases behavior returned to normal after the signal  stopped. Mysticete responses also seem to be highly mediated by behavioral state, with no responses  occurring in some behavioral states, and contextual factors and signal characteristics having more  impact than received level alone. Many of the contextual factors resulting from the behavioral response  studies (e.g., close approaches by multiple vessels or tagging) would never be introduced in real Navy  testing and training scenarios. While data are lacking on behavioral responses of mysticetes to    134  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 6 – Take Estimates for Marine Mammals  continuously active sonars, these species are known to be able to habituate to novel and continuous  sounds (Nowacek et al., 2004), suggesting that they are likely to have similar responses to high duty  cycle sonars. Therefore, mysticete behavioral responses to Navy sonar will likely be a result of the  animal’s behavioral state and prior experience rather than external variables such as ship proximity;  thus, if significant behavioral responses occur they will likely be short term. In fact, no significant  behavioral responses such as panic, stranding, or other severe reactions have been observed during  monitoring of actual training exercises (Smultea et al., 2009; U.S. Department of the Navy, 2011a,  2014a; Watwood et al., 2012).  6.4.1.5.1.2 Odontocetes Behavioral response studies have been conducted on odontocete species since 2007, with a focus on  beaked whale responses to active sonar transmissions or controlled exposure playback of simulated  sonar on various military ranges (Claridge et al., 2009; Defence Science and Technology Laboratory,  2007; Manzano‐Roth et al., 2013; McCarthy et al., 2011; Moretti et al., 2009; Southall et al., 2011;  Southall et al., 2012; Southall et al., 2013; Southall et al., 2014; Southall et al., 2015; Tyack et al., 2011).  Through analyses of these behavioral response studies, a preliminary overarching effect of greater  sensitivity to most anthropogenic exposures was seen in beaked whales compared to the other  odontocetes studied (Southall et al., 2009).  Observed reactions by Blainville’s, Cuvier’s, and Baird’s beaked whales to mid‐frequency sonar sounds  have included cessation of clicking, decline in group vocal periods, termination of foraging dives,  changes in direction to avoid the sound source, slower ascent rates to the surface, longer deep and  shallow dive durations, and other unusual dive behavior (Boyd et al., 2008; Defence Science and  Technology Laboratory, 2007; DeRuiter et al., 2013b; DiMarzio et al., 2019; Joyce et al., 2019; Miller et  al., 2015; Southall et al., 2011; Stimpert et al., 2014; Tyack et al., 2011). A similar response was observed  in a northern bottlenose whale, which conducted the longest and deepest dive on record for that  species after the sonar exposure and continued swimming away from the source for over seven hours  (Miller et al., 2015). Responses occurred at received levels between 95 and 150 dB re 1 µPa; although all  of these exposures occurred within 1–8 km of the focal animal, within a few hours of tagging the animal,  and with one or more boats within a few kilometers to observe responses and record acoustic data. One  Cuvier’s beaked whale was also incidentally exposed to Navy sonar located over 100 km away, and the  authors did not detect similar responses at comparable received levels. Received levels from the mid‐ frequency active sonar signals from the controlled and incidental exposures were calculated as 84–144  and 78–106 dB re 1 µPa, respectively, indicating that context of the exposures (e.g., source proximity,  controlled source ramp‐up) may have been a significant factor in the responses to the simulated sonars  (DeRuiter et al., 2013b). Falcone et al. (2017) modeled deep and shallow dive durations, surface interval  durations, and inter‐deep dive intervals of Cuvier’s beaked whales against predictor values that included  helicopter dipping; mid‐power mid‐frequency active sonar; and hull‐mounted, high‐power mid‐ frequency active sonar, along with other, non‐mid‐frequency active sonar predictors. They found both  shallow and deep dive durations to increase as the proximity to both mid‐ and high‐powered sources  decreased, and found surface intervals and inter‐deep dive intervals to also increase in the presence of  both types of sonars, although surface intervals shortened during periods of no mid‐frequency active  sonar. The responses to the mid‐power mid‐frequency active sonar at closer ranges were comparable to  the responses to the higher source level ship sonar, again highlighting the importance of proximity. This  study also supports context as a response factor, as helicopter dipping sonars are shorter duration and  randomly located; consequently, they are more difficult for beaked whales to predict or track and  therefore potentially more likely to cause a response, especially when they occur at closer distances (6–   135  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 6 – Take Estimates for Marine Mammals  25 km in this study). Watwood et al. (2017) found that helicopter‐dipping events occurred more  frequently but with shorter durations than periods of hull‐mounted sonar, and also found that the  longer the duration of a sonar event, the greater reduction in detected Cuvier’s beaked whale group  dives. Therefore, when looking at the number of detected group dives, there was a greater reduction  during periods of hull‐mounted sonar than during helicopter‐dipping sonar. Similar results were found  by DiMarzio et al. (2019). Long‐term tagging work has demonstrated that the longer duration dives  considered a behavioral response by DeRuiter et al. (2013b) fell within the normal range of dive  durations found for eight tagged Cuvier’s beaked whales on the Southern California Offshore Range  (Falcone et al., 2017; Schorr et al., 2014). However, the longer inter‐deep dive intervals found by  DeRuiter et al. (2013b), which were among the longest found by Schorr et al. (2014) and Falcone et al.  (2017), could indicate a response to sonar. In addition, Williams et al. (2017) note that in normal deep  dives or during fast swim speeds, beaked whales and other marine mammals use strategies to reduce  their stroke rates, including leaping or wave surfing when swimming, and interspersing glides between  bouts of stroking when diving. They determined that in the post‐exposure dives by the tagged Cuvier's  beaked whales described in DeRuiter et al. (2013b), the whales ceased gliding and swam with almost  continuous strokes. This change in swim behavior was calculated to increase metabolic costs about 30.5  percent and increase the amount of energy expending on fast swim speeds from 27 to 59 percent of  their overall energy budget. This repartitioning of energy was detected in the model up to 1.7 hours  after the single sonar exposure. Therefore, while the overall post‐exposure dive durations were similar,  the metabolic energy calculated by Williams (2017) was higher. However, Southall et al. (2019a) found  that prey availability was higher in the western area of the Southern California Offshore Range where  Cuvier’s beaked whales preferentially occurred, while prey resources were lower in the eastern area and  moderate in the area just north of the Range. This high prey availability may indicate that fewer foraging  dives are needed to meet metabolic energy requirements than would be needed in another area with  fewer resources. Wensveen et al. (2019) examined the roles of sound source distance and received level  in northern bottlenose whales in an environment without frequent sonar activity using controlled  exposure experiments. They observed behavioral avoidance of the sound source over a wide range of  distances (0.8–28 km) and estimated avoidance thresholds ranging from received SPLs of 117–126 dB re:  1 mPa. The behavioral response characteristics and avoidance thresholds were comparable to those  previously observed in beaked whale studies; however, they did not observe an effect of distance on  behavioral response and found that onset and intensity of behavioral response were better predicted by  received SPL.On Navy ranges, Blainville’s beaked whales located on the range appear to move off‐range  during sonar use and return only after the sonar transmissions have stopped, sometimes taking several  days to do so (Claridge et al., 2009; Manzano‐Roth et al., 2016; Manzano‐Roth et al., 2013; McCarthy et  al., 2011; Moretti et al., 2009; Tyack et al., 2011). However, Blainville’s beaked whales remain on the  range to forage throughout the rest of the year (Henderson et al., 2016), possibly indicating that this a  preferred foraging habitat regardless of the effects of the noise, or it could be that there are no long‐ term consequences of the sonar activity. Similarly, photo‐identification studies in the Southern  California Range Complex have identified approximately 100 individual Cuvier’s beaked whale  individuals, with 40 percent having been seen in one or more prior years, with re‐sightings up to seven  years apart, indicating a possibly resident population on the range (Falcone et al., 2009; Falcone &  Schorr, 2014).  Beaked whales may respond similarly to shipboard echosounders, commonly used for navigation,  fisheries, and scientific purposes, with frequencies ranging from 12 to 400 kHz and source levels up to  230 dB re 1 µPa but typically a very narrow beam (Cholewiak et al., 2017). During a scientific cetacean  survey, an array of echosounders was used in a one‐day‐on, one‐day‐off paradigm. Beaked whale    136  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 6 – Take Estimates for Marine Mammals  acoustic detections occurred predominantly (96 percent) when the echosounder was off, with only four  detections occurring when it was on. Beaked whales were sighted fairly equally when the echosounder  was on or off, but sightings were further from the ship when the echosounder was on (Cholewiak et al.,  2017). These findings indicate that the beaked whales may be avoiding the area and may cease foraging  near the echosounder.  Tyack et al. (2011) hypothesized that beaked whale responses to sonar may represent an anti‐predator  response. To test this idea, vocalizations of a potential predator—a killer whale—were also played back  to a Blainville’s beaked whale. This exposure resulted in a similar but more pronounced reaction than  that elicited by sonar playback, which included longer inter‐dive intervals and a sustained straight‐line  departure of more than 20 km from the area (Allen et al., 2014; Tyack et al., 2011). This anti‐predator  hypothesis was also tested by playing back killer whale vocalizations to pilot whales, sperm whales, and  even other killer whales, to determine responses by both potential prey and conspecifics (Miller et al.,  2011; Miller, 2012). Results varied, from no response by killer whales to an increase in group size and  attraction to the source in pilot whales (Curé et al., 2012).  While there has been a focus on beaked whale responses to sonar, other species have been studied  during behavioral response studies as well, including pilot whales, killer whales, and sperm whales.  Responses by these species have also included horizontal avoidance, reduced breathing rates, changes  in behavioral state, and changes in dive behavior (Antunes et al., 2014; Miller et al., 2011; Miller, 2012;  Miller et al., 2014). Additionally, separation of a killer whale calf from its group during exposure to mid‐ frequency sonar playback was observed (Miller et al., 2011). Received level thresholds at the onset of  avoidance behavior were generally higher for pilot whales (mean 150 dB re 1µPa) and sperm whales  (mean 140 dB re 1µPa) than killer whales (mean 129 dB re 1µPa) (Antunes et al., 2014; Miller, 2012;  Miller et al., 2014). A close examination of the tag data from the Norwegian groups showed that  responses seemed to be behaviorally or signal frequency mediated. For example, killer whales only  changed their dive behavior when doing deep dives at the onset of 1–2 kHz sonar (sweeping across  frequencies), but they did not change their dive behavior if they were deep‐diving during 6–7 kHz sonar  (sweeping across frequencies). Nor did they change their dive behavior if they were conducting shallow  dives at the onset of either type of sonar. Similarly, pilot whales and sperm whales performed normal  deep dives during 6–7 kHz sonar (and more deep foraging dives than during baseline for the pilot  whales), while during 1–2 kHz sonar the pilot whales conducted fewer deep dives and the sperm whales  performed shorter and shallower dives (Sivle et al., 2012b). In addition, pilot whales were also more  likely to respond to lower received levels when non‐feeding than feeding during 6–7 kHz sonar  exposures, but were more likely to respond at higher received levels when non‐feeding during 1–2 kHz  sonar exposures. Foraging time in pilot whales was reduced during the initial sonar exposure (both  MFAS and LFAS), with a concurrent increase in travel behavior; however, foraging increased again during  subsequent exposures, potentially indicating some habituation (Isojunno et al., 2017). No reduction in  foraging was observed during killer whale playbacks. Cessation of foraging appeared to occur at a lower  received level of 145 ‐150 dB re 1 µPa than had been observed previously for avoidance behavior  (around 170 dB re  1 µPa; Antunes et al., 2014). Pilot whales also exhibited reduced breathing rates  relative to their diving behavior when the LFAS levels were high (reaching 180 dB re 1 µPa), but only on  the first sonar exposure; on subsequent exposures their breathing rates increased (Isojunno et al., 2018)  indicating a change in response tactic with additional exposures.  Furthermore, pilot whales exposed to  a 38 kHz downward‐facing echosounder did not change their dive and foraging behavior during  exposure periods, although the animals’ heading variance increased and fewer deep dives were  conducted (Quick et al., 2017). In contrast, killer whales were more likely to respond to either sonar type    137  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 6 – Take Estimates for Marine Mammals  when non‐feeding than when feeding (Harris et al., 2015). These results again demonstrate that the  behavioral state of the animal mediates the likelihood of a behavioral response, as do the characteristics  (e.g., frequency) of the sound source itself. Further, the highly flexible activity time budgets observed for  pilot whales, with a large amount of time spent resting at the surface, may indicate context‐dependency  on some behaviors, such as the presence of prey driving periods of foraging. Therefore, that time may  be more easily re‐allocated to missed foraging opportunities, leading to less severe population  consequences of periods of reduced foraging (Isojunno et al., 2017).  Other responses during behavioral response studies included the synchronization of pilot whale  surfacings with sonar pulses during one exposure, possibly as a means of mitigating the sound  (Wensveen et al., 2015), and mimicry of the sonar with whistles by pilot whales (Alves et al., 2014), false  killer whales (DeRuiter et al., 2013b) and Risso’s dolphins (Smultea et al., 2012). In contrast, in another  study melon‐headed whales had “minor transient silencing” (a brief, non‐lasting period of silence) after  each 6–7 kHz signal, and (in a different oceanographic region) pilot whales had no apparent response  (DeRuiter et al., 2013a). The probability of detecting delphinid vocalizations (whistles, clicks, and buzzes)  increased during periods of sonar relative to the period prior to sonar in a passive acoustic study using  Marine Autonomous Recording Units in the Jacksonville Range Complex, while there was no impact of  sonar on the probability of detecting sperm whale clicks (Charif et al., 2015; U.S. Department of the  Navy, 2013b).  In addition, killer whale sighting data from the same region in Norway as the behavioral response study  were used to compare the presence or absence of whales from other years against the period with  sonar. The authors found a strong relationship between the presence of whales and the abundance of  herring, and only a weak relationship between the whales and sonar activity (Kuningas et al., 2013).  Baird et al. (2013; 2014; Baird et al., 2017a) also tagged four shallow‐diving odontocete species (rough‐ toothed dolphins, pilot whales, bottlenose dolphins, and false killer whales) in Hawaii off the Pacific  Missile Range Facility before Navy training events. None of the tagged animals demonstrated a large‐ scale avoidance response to the sonar as they moved on or near the range, in some cases even traveling  towards areas of higher noise levels, while estimated received SPLs varied from 130 to 168 dB re 1 µPa  and distances from sonar sources ranged between 3.2 and 94.4 km. However, one pilot whale did have  reduced dive rates (from 2.6 dives per hour before to 1.6 dives per hour during) and deeper dives (from  a mean of 124 m to a mean of 268 m) during a period of sonar exposure. Baird et al. (2016) also tagged  four short‐finned pilot whales from both the resident island‐associated population and from the pelagic  population. The core range for the pelagic population was over 20 times larger than for the pelagic  population, leading (Baird et al., 2013) to hypothesize that that likelihood of exposure to mid‐frequency  active sonar, and therefore the potential for response, would be very different between the two  populations. These diverse examples demonstrate that responses can be varied, are often context and  behaviorally driven, and can be species and even exposure specific.  Other opportunistic observations of behavioral responses to sonar have occurred as well, although in  those cases it is difficult to attribute observed responses directly to the sonar exposure, or to know  exactly what form the response took. For example, both sperm and pilot whales potentially ceased  sound production during the Heard Island feasibility test, with transmissions centered at 57 Hz and up to  220 dB re1 µPa (Bowles et al., 1994), although it could not be determined whether the animals ceased  sound production or left the area. In May 2003, killer whales in Haro Strait, Washington exhibited what  were believed by some observers to be aberrant behaviors, during which time the USS Shoup was in the  vicinity and engaged in mid‐frequency active sonar operations. Sound fields modeled for the USS Shoup    138  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 6 – Take Estimates for Marine Mammals  transmissions (Fromm, 2009; National Marine Fisheries Service, 2005; U.S. Department of the Navy,  2003) estimated a mean received SPL of approximately 169 dB re 1 µPa at the location of the killer  whales at the closest point of approach between the animals and the vessel (estimated SPLs ranged  from 150 to 180 dB re 1 µPa). However, attributing the observed behaviors to any one cause is  problematic given there were six nearby whale watch vessels surrounding the pod, and subsequent  research has demonstrated that “Southern Residents modify their behavior by increasing surface activity  (breaches, tail slaps, and pectoral fin slaps) and swimming in more erratic paths when vessels are close”  (National Oceanic and Atmospheric Administration Fisheries, 2014). Several odontocete species,  including bottlenose dolphins, Risso’s dolphins, Pacific white‐sided dolphins, and common dolphins have  been observed near the Southern California Offshore Range during periods of mid‐frequency active  sonar; responses included changes in or cessation of vocalizations, changes in behavior, and leaving the  area, and at the highest received levels animals were not present in the area at all (Henderson et al.,  2014b). However, these observations were conducted from a vessel off‐range, and so any observed  responses could not be attributed to the sonar with any certainty. Research on sperm whales in the  Caribbean in 1983 coincided with the U.S. intervention in Grenada, where animals were observed  scattering and leaving the area in the presence of military sonar, presumably from nearby submarines  (Watkins & Schevill, 1975; Watkins et al., 1985). The authors did not report received levels from these  exposures and reported similar reactions from noise generated by banging on their boat hull; therefore,  it was unclear if the sperm whales were reacting to the sonar signal itself or to a potentially new  unknown sound in general.  During aerial and visual monitoring of Navy training events involving sonar, rough‐toothed dolphins and  unidentified dolphins were observed approaching the vessel with active sonar as if to bow ride, while  spotted dolphins were observed nearby but did not avoid or approach the vessel (HDR, 2011; U.S.  Department of the Navy, 2011c; Watwood et al., 2012). During small boat surveys near the Southern  California Offshore Range in Southern California, more dolphins were encountered in June compared to  a similar survey conducted the previous November after seven days of mid‐frequency sonar activity; it  was not investigated if this change was due to the poor weather conditions in November that may have  prevented animals from being seen (Campbell et al., 2010). There were also fewer passive acoustic  dolphin detections during and after longer sonar activities in the Mariana Islands Range Complex, with  the post‐activity absence lasting longer than the mean dolphin absence of two days when sonar was not  present (Munger et al., 2014; Munger et al., 2015).  Acoustic harassment devices and acoustic deterrent devices, which transmit sound into the acoustic  environment similar to Navy sources, have been used to deter marine mammals from fishing gear both  to prevent entanglement and to reduce depredation (taking fish). These devices have been used  successfully to deter harbor porpoises and beaked whales from getting entangled in fishing nets. For  example, Kyhn et al. (2015) tested two types of pingers, one with a 10 kHz tone and one with a  broadband 30–160 kHz sweep. Porpoise detection rates were reduced by 65 percent for the sweep and  40 percent for the tone, and while there was some gradual habituation after the first 2–4 exposures,  longer‐term exposures (over 28 days) showed no evidence of additional habituation. Similarly, Kindt‐ Larsen (Kindt‐Larsen et al., 2019) tested two pinger types in four configurations, and found that while  both pingers effectively deterred harbor porpoises, their effect decreased with increasing distance  (although their effective distance was limited to a few hundred m), and that habituation might occur to  a pinger with a single tone, but is less likely to a pinger with a mixture of signals. Additionally, sperm  whales in the Caribbean stopped vocalizing when presented with sounds from nearby acoustic pingers  (Watkins & Schevill, 1975). However, acoustic harassment devices used to deter marine mammals from    139  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 6 – Take Estimates for Marine Mammals  depredating long lines or aquaculture enclosures have proven less successful. For example, Tixier et al.  (2014) used a 6.5 kHz pinger with a source level of 195 dB re 1 μPa on a longline to prevent depredation  by killer whales. Although two groups of killer whales fled over 700 m away during the first exposure,  they began depredating again after the third and seventh exposures, indicating rapid habituation. In a  review of marine mammal deterrents, Schakner & Blumstein (2013) point out that both the  characteristics of deterrents and the motivation of the animal play a role in the effectiveness of acoustic  harassment devices. Deterrents that are strongly aversive, simulate a predator, or are otherwise  predictive of a threat are more likely to be effective, unless the animal habituates to the signal or learns  that there is no true threat associated with the signal. In some cases net pingers may create a “dinner  bell effect,” where marine mammals have learned to associate the signal with the availability of prey  (Jefferson & Curry, 1996; Schakner & Blumstein, 2013). This may be why net pingers have been more  successful at reducing entanglements for harbor porpoise and beaked whales since these species are  not depredating from the nets but are getting entangled when foraging in the area and are unable to  detect the net (Carretta et al., 2008; Schakner & Blumstein, 2013). Similarly, a 12 kHz acoustic  harassment device intended to scare seals was ineffective at deterring seals but effectively caused  avoidance in harbor porpoises out to over 500 m from the source, highlighting different species‐ and  device‐specific responses (Mikkelsen et al., 2017). Additional behavioral studies have been conducted  with captive harbor porpoises using acoustic alarms, such as those used on fishing nets to help deter  marine mammals from becoming caught or entangled (Kastelein et al., 2006; Kastelein et al., 2001).  These studies have found that high‐frequency sources with varied duration, interval, and sweep  characteristics can prove to be effective deterrents for harbor porpoises (Kastelein et al., 2017b). Van  Beest et al. (2017) modeled the long‐term, population‐level impacts of fisheries bycatch, pinger  deterrents, and time‐area closures on a population of harbor porpoises. They found that when pingers  were used alone (in the absence of gillnets or time‐area closures), the animals were deterred from the  area often enough to cause a population level reduction of 21 percent, greater even than the modeled  level of current bycatch impacts. However, when the pingers were coupled with gillnets in the model,  and time‐area closures were also used (allowing a net‐ and pinger‐free area for the porpoises to move  into while foraging), the population only experienced a 0.8 percent decline even with current gillnet use  levels. This demonstrates that, when used correctly, pingers can successfully deter porpoises from  gillnets without leading to any negative impacts.  Controlled experiments have also been conducted on captive animals to estimate received levels at  which behavioral responses occur. In one study, bottlenose dolphin behavioral responses were recorded  when exposed to 3 kHz sonar‐like tones between 115 and 185 dB re 1 Pa (Houser et al., 2013), and in  another study bottlenose dolphins and beluga whales were presented with one‐second tones up to 203  dB re 1 Pa to measure TTS (Finneran et al., 2001; Finneran et al., 2003a; Finneran & Schlundt, 2004;  Finneran et al., 2005b; Schlundt et al., 2000). During these studies, responses included changes in  respiration rate, fluke slaps, and a refusal to participate or return to the location of the sound stimulus.  This refusal included what appeared to be deliberate attempts to avoid a sound exposure or to avoid the  location of the exposure site during subsequent tests (Finneran et al., 2002; Schlundt et al., 2000). In the  behavioral response experiment, bottlenose dolphins demonstrated a 50 percent probability of  response at 172 dB re 1 Pa over 10 trials. In the TTS study bottlenose dolphins exposed to one‐second  intense tones exhibited short‐term changes in behavior above received sound levels of 178 to 193 dB re  1 Pa, and beluga whales did so at received levels of 180 to 196 dB re 1 Pa and above. In some  instances, animals exhibited aggressive behavior toward the test apparatus (Ridgway et al., 1997;  Schlundt et al., 2000). While animals were commonly reinforced with food during these studies, the    140  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 6 – Take Estimates for Marine Mammals  controlled environment and ability to measure received levels provide insight on received levels at  which animals will behaviorally responds to noise sources.  Behavioral responses to a variety of sound sources have been studied in captive harbor porpoises,  including acoustic alarms (Kastelein et al., 2006; Kastelein et al., 2001); emissions for underwater data  transmission (Kastelein et al., 2005); and tones, including 1–2 kHz and 6–7 kHz sweeps with and without  harmonics (Kastelein et al., 2014d), and 25 kHz with and without sidebands (Kastelein et al., 2015c;  Kastelein et al., 2015d), and mid‐frequency sonar tones at 3.5–4.1 kHz at 2.7 percent and 96 percent  duty cycles (e.g., one tone per minute versus a continuous tone for almost a minute) (Kastelein et al.,  2018). Responses include increased respiration rates, more jumping, or swimming further from the  source, but responses were different depending on the source. For example, harbor porpoises  responded to the 1–2 kHz upsweep at 123 dB re 1 Pa, but not to the downsweep or the 6–7 kHz tonal  at the same level (Kastelein et al., 2014d). When measuring the same sweeps for a startle response, the  50 percent response threshold was 133 and 101 dB re 1 Pa for 1–2 kHz and 6–7 kHz sweeps,  respectively, when no harmonics were present, and decreased to 90 dB re 1 Pa for 1–2 kHz sweeps  with harmonics present (Kastelein et al., 2014d). Harbor porpoises did not respond to the low‐duty cycle  mid‐frequency tones at any received level, but one did respond to the high‐duty cycle signal with more  jumping and increased respiration rates (Kastelein et al., 2018). Harbor porpoises responded to seal  scarers with broadband signals up to 44 kHz with a slight respiration response at 117 dB re 1 Pa and an  avoidance response at 139 dB re 1 Pa, but another scarer with a fundamental (strongest) frequency of  18 kHz did not have an avoidance response until 151 dB re 1 Pa (Kastelein et al., 2014a). Exposure of  the same acoustic pinger to a striped dolphin under the same conditions did not elicit a response  (Kastelein et al., 2006), again highlighting the importance in understanding species differences in the  tolerance of underwater noise, although sample sizes in these studies was small, so these could reflect  individual differences as well. Lastly, Kastelein et al. (2019a) examined the potential masking effect of  high sea state ambient noise on captive harbor porpoise perception of and response to high duty cycle  playbacks of AN/SQS‐53C sonar signals. Response was assessed by observing respiration rates. The sonar  signal was not masked by the high sea state noise, and received levels at which responses were  observed were similar to those observed in prior studies of harbor porpoise behavior.  Behavioral responses by odontocetes to sonar and other transducers appear to range from no response  at all to responses that could potentially lead to long‐term consequences for individual animals  (e.g., mother‐calf separation). This is likely in part due to the fact that this taxonomic group is so broad  and includes some of the most sensitive species (e.g., beaked whales and harbor porpoise) as well as  some of the least sensitive species (e.g., bottlenose dolphins). This is also the only group for which both  field behavioral response studies and captive controlled exposure experiments have been conducted,  leading to the assessment of both contextually driven responses as well as dose‐based responses. This  wide range in both exposure situations and individual‐ and species‐sensitivities makes reaching general  conclusions difficult. However, it does appear as though exposures in close proximity, with multiple  vessels that approach the animal, lead to higher‐level responses in most odontocete species regardless  of received level or behavioral state. In contrast, in more “real‐world” exposure situations, with distant  sources moving in variable directions, behavioral responses appear to be driven by behavioral state,  individual experience, or species‐level sensitivities. These responses may also occur more in‐line with  received level such that the likelihood of a response would increase with increased received levels.  However, these “real‐world” responses are more likely to be short‐term, lasting the duration of the  exposure or even shorter as the animal assesses the sound and (based on prior experience or contextual  cues) determines a threat is unlikely. Therefore, while odontocete behavioral responses to Navy sonar    141  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 6 – Take Estimates for Marine Mammals  will vary across species, populations, and individuals, they are not likely to lead to long‐term  consequences or population‐level effects.  6.4.1.5.1.3 Pinnipeds Richardson et al. (1995) noted that responsiveness to aircraft overflights generally was dependent on  the altitude of the aircraft, the abruptness of the associated aircraft sound, and life cycle stage  (breeding, molting, etc.). In general pinnipeds are unresponsive to overflights, and may startle, orient  towards the sound source or increase vigilance, or may briefly re‐enter the water, but typically remain  hauled out or immediately return to their haul out location (Blackwell et al., 2004; Gjertz & Børset,  1992). Adult females, calves and juveniles are more likely to enter the water than males, and stampedes  resulting in mortality to pups (by separation or crushing) can occur when disturbance is severe, although  they are rare (Holst et al., 2011a). Responses may also be dependent on the distance of the aircraft. For  example, reactions of walruses on land varied in severity and included minor head raising at a distance  of 2.5 km, orienting toward or entering the water at less than 150 m and 1.3 km in altitude, to full flight  reactions at horizontal ranges of less than 1 km at altitudes as high as 1,000–1,500 m (Richardson et al.,  1995).   Helicopters are used in studies of several species of seals hauled out and are considered an effective  means of observation (Bester et al., 2002; Gjertz & Børset, 1992), although they have been known to  elicit behavioral reactions such as fleeing (Hoover, 1988). For California sea lions and Steller sea lions at  a rocky haulout off Crescent City in northern California, helicopter approaches to landing sites typically  caused the most severe response of diving into the water (National Oceanic and Atmospheric  Administration, 2010). Responses were also dependent on the species, with Steller sea lions being more  sensitive and California sea lions more tolerant. Depending on the time between subsequent  approaches, animals hauled out in between and fewer animals reacted upon subsequent exposures  (National Oceanic and Atmospheric Administration, 2010).  Pinniped reactions to rocket launches and overflight at San Nicolas Island were studied from August  2001 to October 2008 (Holst et al., 2011a). California sea lions startled and increased vigilance for up to  two minutes after a rocket overflight, with some individuals moving down the beach or returning to the  water. Northern elephant seals showed little reaction to any overflight. Harbor seals had the most  pronounced reactions of the three species observed with most animals within approximately 4 km of  the rocket trajectory leaving their haul‐out sites for the water and not returning for several hours. The  authors concluded that the effects of the rocket launches were minor with no effects on local  populations evidenced by the growing populations of pinnipeds on San Nicolas Island (Holst et al.,  2011b).   Pinnipeds may be more sensitive to unmanned aerial systems, especially those flying at low altitudes,  due to their possible resemblance to predatorial birds (Smith et al., 2016), which could lead to flushing  behavior (Olson, 2013). Responses may also vary by species, age class, behavior, and habituation to  other anthropogenic noise, as well as by the type, size, and configuration of unmanned aerial vehicle  used (Pomeroy et al., 2015). However, in general pinnipeds have demonstrated little to no response to  unmanned aerial systems, with some orienting towards the vehicle, other alerting behavior, or short‐ term flushing possible (Moreland et al., 2015; Sweeney et al., 2015).    142  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 6 – Take Estimates for Marine Mammals  6.4.1.6 Stranding Marine mammals are subjected to a variety of natural and anthropogenic factors, acting alone or in  combination, which may cause a marine mammal to strand (Geraci et al., 1999; Geraci & Lounsbury,  2005). When a marine mammal (alive or dead) swims or floats onto shore and becomes beached or  incapable of returning to sea, the event is termed a “stranding” (Geraci et al., 1999; Geraci & Lounsbury,  2005; Perrin & Geraci, 2002). A stranding can also occur away from the shore if the animal is unable to  cope in its present situation (e.g., disabled by a vessel strike, out of habitat) (Geraci & Lounsbury, 2005).  Specifically, under U.S. law, a stranding is an event in the wild in which: “(A) a marine mammal is dead  and is (i) on a beach or shore of the United States; or (ii) in waters under the jurisdiction of the United  States (including any navigable waters); or (B) a marine mammal is alive and is (i) on a beach or shore of  the United States and is unable to return to the water; (ii) on a beach or shore of the United States and,  although able to return to the water, is in need of medical attention; or (iii) in the waters under the  jurisdiction of the United States (including any navigable waters), but is unable to return to its natural  habitat under its own power or without assistance” (16 U.S.C. section 1421h).  Natural factors related to strandings include limited food availability or following prey inshore,  predation, disease, parasitism, natural toxins, echolocation disturbance, climatic influences, and aging  (Bradshaw et al., 2006; Culik, 2004; Geraci et al., 1999; Geraci & Lounsbury, 2005; Huggins et al., 2015;  National Research Council, 2006; Perrin & Geraci, 2002; Walker et al., 2005). Anthropogenic factors  include pollution (Hall et al., 2006; Jepson et al., 2005), vessel strike (Geraci & Lounsbury, 2005; Laist et  al., 2001), fisheries interactions (Read et al., 2006), entanglement (Baird & Gorgone, 2005; Saez et al.,  2013), human activities (e.g., feeding, gunshot) (Geraci & Lounsbury, 2005; Dierauf & Gulland, 2001),  and noise (Cox et al., 2006; National Research Council, 2003; Richardson et al., 1995). For some  stranding events, environmental factors (e.g., ocean temperature and wind speed and geographic  conditions) can be utilized in predictive models to aid in understanding why marine mammals strand in  certain areas more than others (Berini et al., 2015). In most instances, even for the more thoroughly  investigated strandings involving post‐stranding data collection and necropsies, the cause (or causes) for  strandings remains undetermined.  Along the coasts of the continental United States and Alaska between 2001 and 2009, there were on  average approximately 12,545 cetacean strandings and 39,104 pinniped strandings (51,649 total) per  year (National Marine Fisheries Service, 2016f). Several mass strandings (strandings that involve two or  more individuals of the same species, excluding a single mother‐calf pair) that have occurred over the  past two decades have been associated with anthropogenic activities that introduced sound into the  marine environment, such as naval operations and seismic surveys. An in‐depth discussion of strandings  is in the Navy’s technical report titled Marine Mammal Strandings Associated with U.S. Navy Sonar  Activities (U.S. Department of the Navy, 2017b).  Sonar use during exercises involving the U.S. Navy has been identified as a contributing cause or factor  in five specific mass stranding events: Greece in 1996; the Bahamas in March 2000; Madeira Island,  Portugal in 2000; the Canary Islands in 2002; and Spain in 2006 (Cox et al., 2006; Fernandez, 2006; U.S.  Department of the Navy, 2017b). These five mass strandings resulted in about 40 known cetacean  deaths, consisting mostly of beaked whales and with close linkages to mid‐frequency active sonar  activity. In these circumstances, exposure to non‐impulsive acoustic energy was considered a potential  indirect cause of death of the marine mammals (Cox et al., 2006). Strandings of other marine mammal  species have not been as closely linked to sonar exposure, but rather have typically been attributed to    143  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 6 – Take Estimates for Marine Mammals  natural or anthropogenic factors. The Navy has reviewed training requirements, standard operating  procedures, and possible mitigation measures and has implemented changes to reduce the potential for  acoustic related strandings to occur in the future. Discussions of procedures associated with these and  other training and testing events are presented in Chapter 11 (Mitigation Measures), which details all  mitigation measures.  Multiple hypotheses regarding the relationship between non‐impulsive sound exposure and stranding  have been proposed (see Bernaldo de Quirós et al., 2019). These range from direct impact of the sound  on the physiology of the marine mammal, to behavioral reactions contributing to altered physiology  (e.g., “gas and fat embolic syndrome” (Fernandez et al., 2005; Jepson et al., 2003; Jepson et al., 2005), to  behaviors directly contributing to the stranding (e.g., beaching of fleeing animals). Unfortunately,  without direct observation of not only the event but also the underlying process, and given the potential  for artefactual evidence (e.g., chronic condition, previous injury) to complicate conclusions from the  post‐mortem analyses of stranded animals (Cox et al., 2006), it has not been possible to determine with  certainty the exact mechanism underlying these strandings. Based on examination of the above sonar‐ associated strandings, Bernaldo de Quiros et al. (Bernaldo de Quirós et al., 2019) list diagnostic features,  the presence of all of which suggest gas and fat embolic syndrome for beaked whales stranded in  association with sonar exposure.  Historically, stranding reporting and response efforts have been inconsistent, although they have  improved considerably over the last 25 years. Although reporting forms have been standardized  nationally, data collection methods, assessment methods, detail of reporting, and procedures vary by  region and are not yet standardized across the United States. Conditions such as weather, time,  location, and decomposition state may also affect the ability to thoroughly examine a specimen  (Carretta et al., 2016b; Moore et al., 2013). Because of this, the current ability to interpret long‐term  trends in marine mammal stranding is limited. While the investigation of stranded animals provides  insight into the types of threats marine mammal populations face, investigations are only conducted on  a small fraction of the total number of strandings that occur, limiting our understanding of the causes of  strandings (Carretta et al., 2016a).   Between May 2 and June 2, 2003, approximately 16 strandings involving 15 harbor porpoises (Phocoena  phocoena) and one Dall’s porpoise (Phocoenoides dalli) had been reported to the Northwest Marine  Mammal Stranding Network. Given that the USS SHOUP was known to have operated sonar in the strait  on May 5, and that behavioral reactions of killer whales (Orcinus orca) had been supposedly linked to  these sonar operations (National Marine Fisheries Service, 2005), NMFS undertook an analysis of  whether sonar caused the strandings of the harbor porpoises. It was subsequently determined that  those 2003 strandings and similar harbor porpoise strandings over the following years were normal  given a number of factors as described in Huggins et al. (2015). In the 2015 NWTT Final EIS/OEIS, a  comprehensive review of all strandings and the events involving USS SHOUP on May 5, 2003, were  discussed. Additional information on this event is available in the Navy’s Technical Report on Marine  Mammal Strandings Associated with U.S. Navy Sonar Activities (U.S. Department of the Navy, 2017b). It  is important to note that in the years since the SHOUP incident, annual numbers of stranded porpoises  not only increased but also showed similar causes of death (when determinable) to the causes of death  noted in the SHOUP investigation (Huggins et al., 2015).   Stranded marine mammals are reported along the entire western coast of the United States each year.  Marine mammals strand due to natural or anthropogenic causes; the majority of reported type of    144  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 6 – Take Estimates for Marine Mammals  occurrences in marine mammal strandings in this region include fishery interactions, illness, predation,  and vessel strikes (Carretta et al., 2017b; Helker et al., 2017; National Marine Fisheries Service, 2016g). It  is important to note that the mass stranding of pinnipeds along the U.S. West Coast considered part of a  NMFS declared Unusual Mortality Event are still being evaluated. The likely cause of this event is the  lack of available prey near rookeries due to warming ocean temperatures (National Marine Fisheries  Service, 2016d). Carretta et al. (2013b; 2016b) provide additional information and data on the threats  from human‐related activities and the potential causes of strandings for the U.S. Pacific coast marine  mammal stocks.   6.4.1.7 Long-Term Consequences Long‐term consequences to a population are determined by examining changes in the population  growth rate (see discussion in Section 6.2, Conceptual Framework for Assessing Effects from  Sound‐Producing Activities). Physical effects that could lead to a reduction in the population growth rate  include mortality or injury, which could remove animals from the reproductive pool, and permanent  hearing impairment or chronic masking, which could impact navigation, foraging, predator avoidance, or  communication. The long‐term consequences due to individual behavioral reactions and short‐term or  chronic instances of physiological stress are especially difficult to predict because individual experience  over time can create complex contingencies, especially for long‐lived animals like marine mammals. For  example, a lost reproductive opportunity could be a measurable cost to the individual, or for very small  populations to the population as a whole (e.g., Southern resident killer whale; however, short‐term  costs may be recouped during the life of an otherwise healthy individual). These factors are taken into  consideration when assessing risk of long‐term consequences. It is more likely that any long‐term  consequences to an individual would be a result of costs accumulated over a season, year, or life stage  due to multiple behavioral or stress responses resulting from exposure to many sound‐producing  activities over significant periods.  Marine mammals exposed to high levels of human activities may leave the area, habituate to the  activity, or tolerate the disturbance and remain in the area (Wartzok et al., 2003). Highly resident or  localized populations may also stay in an area of disturbance because the cost of displacement may be  higher than the cost of remaining (Forney et al., 2017). Longer term displacement can lead to changes in  abundance or distribution patterns of the species in the affected region (Bejder et al., 2006b; Blackwell  et al., 2004; Teilmann et al., 2006). Gray whales in Baja California abandoned a historical breeding  lagoon in the mid‐1960s due to an increase in dredging and commercial shipping operations. However,  whales did repopulate the lagoon after shipping activities had ceased for several years (Bryant et al.,  1984). Mysticetes in the northeast tended to adjust to vessel traffic over a number a of years, trending  towards more neutral responses to passing vessels (Watkins, 1986), indicating that some animals may  habituate or otherwise learn to cope with high levels of human activity. Bejder et al. (2006a) studied  responses of bottlenose dolphins to vessel approaches and found that lesser reactions in populations of  dolphins regularly subjected to high levels of vessel traffic could be a sign of habituation, or it could be  that the more sensitive animals in this population previously abandoned the area of higher human  activity.  Moore and Barlow (2013) noted a decline in the overall beaked whale population in a broad area of the  Pacific Ocean along the U.S. West Coast. Moore and Barlow (2013) provide several hypotheses for the  decline of beaked whales in those waters, one of which is anthropogenic sound including the use of  sonar by the U.S. Navy; however, new data have been published, raising uncertainties over whether a  decline in the beaked whale population occurred off the U.S. West Coast between 1996 and 2014    145  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 6 – Take Estimates for Marine Mammals  (Barlow, 2016). Moore and Barlow (2017) have since incorporated information from the entire 1991 to  2014 time series, which suggests an increasing abundance trend and a reversal of the declining trend  along the U.S. West Coast that had been noted in their previous (2013) analysis.   In addition, studies on the Atlantic Undersea Test and Evaluation Center instrumented range in the  Bahamas have shown that some Blainville's beaked whales may be resident during all or part of the year  in the area. Individuals may move off the range for several days during and following a sonar event, but  return within a few days (McCarthy et al., 2011; Tyack et al., 2011). Photo‐identification studies in the  Southern California Range Complex have identified approximately 100 individual Cuvier’s beaked whale  individuals, with 40 percent having been seen in one or more prior years and re‐sightings up to seven  years apart (Falcone et al., 2009; Falcone & Schorr, 2014). These results indicate long‐term residency by  individuals in an intensively used Navy training and testing area, which may suggest a lack of long‐term  consequences as a result of exposure to Navy training and testing activities, but could also be indicative  of high‐value resources that exceed the cost of remaining in the area. Long‐term residency does not  mean there has been no impact on population growth rates, and there are no data existing on the  reproductive rates of populations inhabiting the Navy range area around San Clemente Island as  opposed to beaked whales from other areas. In that regard, however, recent results from photo‐ identifications are beginning to provide critically needed calving and weaning rate data for resident  animals on the Navy’s Southern California range. Three adult females that had been sighted with calves  in previous years were again sighted in 2016, one of which was associated with her second calf; and a  fourth female that was first identified in 2015 without a calf, was sighted in 2016 with a calf (Schorr et  al., 2017). Resident females documented with and without calves from year to year will provide the data  for this population that can be applied to future research questions.  Research involving three tagged Cuvier’s beaked whales in the Southern California Range Complex  reported on by Falcone and Schorr (2012, 2014) has documented movements in excess of hundreds of  kilometers by some of those animals. Schorr et al. (2014) reported the results for an additional eight  tagged Cuvier’s beaked whales in the same area. Five of these eight whales made journeys of  approximately 250 km from their tag deployment location, and one of these five made an extra‐regional  excursion over 450 km south to Mexico and back again. Given that some beaked whales may routinely  move hundreds of kilometers as part of their normal pattern (Schorr et al., 2014), temporarily leaving an  area to avoid sonar or other anthropogenic activity may have little cost.  Another approach to investigating long‐term consequences of anthropogenic noise exposure has been  an attempt to link short‐term effects to individuals from anthropogenic stressors with long‐term  consequences to populations using population models. Population models are well known from many  fields in biology, including fisheries and wildlife management. These models accept inputs for the  population size and changes in vital rates of the population, such as the mean values for survival age,  lifetime reproductive success, and recruitment of new individuals into the population. Unfortunately, for  acoustic and explosive impacts on marine mammal populations, many of the inputs required by  population models are not known. Nowacek et al. (2016) reviewed new technologies, including passive  acoustic monitoring, tagging, and the use of unmanned aerial vehicles, that can improve scientists’  abilities to study these model inputs and link behavioral changes to individual life functions and  ultimately population‐level effects. The linkage between immediate behavioral or physiological effects  to an individual due to a stressor such as sound, the subsequent effects on that individual’s vital rates  (growth, survival, and reproduction), and in turn the consequences for the population, have been  reviewed in National Research Council (2005).    146  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 6 – Take Estimates for Marine Mammals  The Population Consequences of Acoustic Disturbance (PCAD) model (National Research Council 2005)  proposes a conceptual model for determining how changes in the vital rates of individuals (i.e., a  biologically significant consequence to the individual) translates into biologically significant  consequences to the population. In 2009, the U.S. Office of Naval Research set up a working group to  transform the PCAD framework into a mathematical model and include other stressors potentially  causing disturbance in addition to noise. The model, now called Population Consequences of  Disturbance, has been used for case studies involving bottlenose dolphins, North Atlantic right whales,  beaked whales, southern elephant seals, California sea lions, blue whales, humpback whales, and harbor  porpoise (Costa et al., 2016a; Costa et al., 2016b; Harwood & King, 2014; Hatch et al., 2012; King et al.,  2015; New et al., 2013a; New et al., 2013b; New et al., 2014). Currently, the Population Consequences of  Disturbance model provides a theoretical framework and identifies types of data that would be needed  to assess population‐level impacts using this process. The process is complicated and provides a  foundation for the type of data that is needed, which is currently lacking for many marine mammal  species. Relevant data needed for improving these analytical approaches for population‐level  consequences resulting from disturbances will continue to be collected during projects funded by the  Navy’s marine species monitoring program.   Costa et al. (2016a) emphasized taking into account the size of an animal’s home range, whether  populations are resident and non‐migratory, or if they migrate over long areas and share their feeding  or breeding areas with other populations. These factors, coupled with the extent, location, and duration  of a disturbance can lead to markedly different impact results. For example, Costa (2016a) modeled  seismic surveys with different radii of impacts on the foraging grounds of Bering Sea humpback whales,  West Antarctic Peninsula humpback whales, and California Current blue whales, and used data from  tagged whales to determine foraging locations and effort on those grounds. They found that for the blue  whales and the West Antarctic humpback whales, less than 19 percent and 16 percent (respectively) of  each population would be exposed, and less than 19 percent and 6 percent (respectively) of foraging  behavior would be disturbed. This was likely due to the fact that these populations forage for krill over  large areas. In contrast, the Bering Sea population of humpback whales had over 90 percent of the  population exposed when the disturbance zones extended beyond 50 km, but 100 percent of their  foraging time would occur during an exposure when the zone was over 25 km or more. These animals  forage for fish over a much smaller area, thereby having a limited range for foraging that can be  disturbed. Similarly, Costa et al. (2016b) placed disturbance zones in the foraging and transit areas of  northern elephant seals and California sea lions. Again, the location and radius of disturbance impacted  how many animals were exposed and for how long, with California sea lions disturbed for a longer  period than elephant seals, which extend over a broader foraging and transit area. However, even the  animals exposed for the longest periods had negligible modeled impacts on their reproduction and pup  survival rates. Energetic costs were estimated for western gray whales that migrated to possible  wintering grounds near China or to the Baja California wintering grounds of eastern gray whales versus  the energetic costs of the shorter migration of eastern gray whales (Villegas‐Amtmann et al., 2017).  Researchers found that when the time spent on the breeding grounds was held constant for both  populations, the energetic requirements for the western gray whales were estimated to be 11 and 15  percent greater during the migration to Baja California and China, respectively, than for the migration of  eastern gray whales, and therefore this population would be more sensitive to energy lost through  disturbance (Costa et al., 2016b).   Pirotta et al. (2018) modeled one reproductive cycle of a female North Pacific blue whale, starting with  leaving the breeding grounds off Baja California to begin migrating north to feeding grounds off    147  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 6 – Take Estimates for Marine Mammals  California, and ending with her returning to the breeding grounds, giving birth, and lactating. They  modeled this scenario with no disturbance and found 95 percent calf recruitment. Under a “normal”  environmental perturbation (El Niño‐Southern Oscillation), there was a very small reduction in  recruitment, and under an “unprecedented” environmental change, recruitment was reduced to  69 percent. An intense, localized anthropogenic disturbance was modeled (although the duration of the  event was not provided); if the animals were not allowed to leave the area, they did not forage and  recruitment dropped to 63 percent. However, if animals could leave the area of the disturbance then  there was almost no change to the recruitment rate. Finally, a weak but broader spatial disturbance,  where foraging was reduced by 50 percent, caused only a small decrease in calf recruitment to  94 percent. Similarly, Hin et al. (Hin et al., 2019) looked at the impacts of disturbance on long‐finned  pilot whales and found that the timing of the disturbance with seasonally‐available resources is  important. If a disturbance occurred during periods of low resource availability, the population‐level  consequences were greater than if the disturbance occurred during periods when resource levels were  high.  Using the Population Consequences of Disturbance framework, modeling of the long‐term  consequences of exposure has been conducted for a variety of marine mammal species and stressors.  Even when high and frequent exposure levels are included, few long‐term consequences have been  predicted. For example, De Silva et al. (2014) conducted a population viability analysis on the long‐term  impacts of pile driving and construction noise on harbor porpoises and bottlenose dolphins. Despite  including the extreme and unlikely assumptions that 25 percent of animals that received PTS would die,  and that behavioral displacement from an area would lead to breeding failure, the model only found  short‐term impacts on the population size and no long‐term effects on population viability. Similarly,  King et al. (2015) developed a Population Consequences of Disturbance framework using expert  elicitation data on impacts from wind farms on harbor porpoises, and even under the worst‐case  scenarios predicted less than a 0.5 percent decline in harbor porpoise populations. Nabe‐Nelson et al.  (2014) also modeled the impact of noise from wind farms on harbor porpoises and predicted that even  when assuming a 10 percent reduction in population size if prey is impacted up to 2 days, the presence  of ships and wind turbines did not deplete the population. In contrast, Heinis and De Jong (2015) used  the Population Consequences of Disturbance framework to estimate impacts from both pile driving and  seismic exploration on harbor porpoises and found a 23 percent decrease in population size over 6  years, with an increased risk for further reduction with additional disturbance days. These seemingly  contradictory results demonstrate that refinements to models need to be investigated to improve  consistency and interpretation of model results.  The Population Consequences of Disturbance model developed by New et al. (2013b) predicted that  beaked whales require energy‐dense prey and high‐quality habitat, and that non‐lethal disturbances  that displace whales from that habitat could lead to long‐term impacts on fecundity and survival;  however, the authors were forced to use many conservative assumptions within their model since many  parameters are unknown for beaked whales. As discussed above in Schorr et al. (2014), beaked whales  have been tracked roaming over distances of 250 km or more, indicating that temporary displacement  from a small area may not preclude finding energy dense prey or high quality habitat. Farmer et al.  (2018) developed a bioenergetics framework to examine the impact of foraging disruption on body  reserves of individual sperm whales. The authors examined rates of daily foraging disruption to predict  the number of days to terminal starvation for various life stages, assuming exposure to seismic surveys.  Mothers with calves were found to be most vulnerable to disruptions. (Booth, 2019) modeled the  foraging behavior and known prey species and sizes, and found that due to their generalist feeding    148  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 6 – Take Estimates for Marine Mammals  behavior in most scenarios the porpoises obtained more than 100% of their energetic needs through  typical foraging behavior, and therefore would largely be robust to short term disturbances to foraging.  Another Population Consequences of Disturbance model developed in New et al. (2014) predicted  elephant seal populations to be relatively robust even with a greater than 50 percent reduction in  foraging trips (only a 0.4 percent population decline in the following year). McHuron et al. (2018)  modeled the introduction of a generalized disturbance at different times throughout the breeding cycle  of California sea lions, with the behavioral response being an increase in the duration of a foraging trip  by the female. Very short duration disturbances or responses led to little change, particularly if the  disturbance was a single event, and changes in the timing of the event in the year had little effect.  However, with even relatively short disturbances or mild responses, when a disturbance was modeled as  recurring there were resulting reductions in population size and pup recruitment. Often, the effects  weren’t noticeable for several years, as the impacts on pup recruitment did not affect the population  until those pups were mature.   Population Consequences of Disturbance models can also be used to assess the impacts of multiple  stressors. For example, (Farmer et al., 2018) modeled the combined impacts of an oil spill and acoustic  disturbance due to seismic airgun surveys. They found that the oil spill led to declines in the population  over 10 years, and some models that included behavioral response to airguns found further declines.  However, the amount of additional population decline due to acoustic disturbance depended on the  way the dose‐response of the noise levels were modeled, with a single step‐function leading to higher  impacts than a function with multiple steps and frequency weighting. In addition, the amount of impact  from both disturbances was mediated if the animals were modeled with increased resilience to  disturbance (e.g. able to make up reserves through increased foraging).  It should be noted that, in all of these models, assumptions were made and many input variables were  unknown and so were estimated using available data. It is still not possible to utilize individual short‐ term behavioral responses to estimate long‐term or population‐level effects.   The best assessment of long‐term consequences from Navy training and testing activities will be to  monitor the populations over time within the Study Area. A U.S. workshop on Marine Mammals and  Sound (Fitch et al., 2011) indicated a critical need for baseline biological data on marine mammal  abundance, distribution, habitat, and behavior over sufficient time and space to evaluate impacts from  human‐generated activities on long‐term population survival. The Navy has developed and implemented  comprehensive monitoring plans since 2009 for protected marine mammals occurring on Navy ranges  with the goal of assessing the impacts of training and testing activities on marine species and the  effectiveness of the Navy’s mitigation measures. The results of this long‐term monitoring are now being  compiled and analyzed for trends in occurrence or abundance over time (Martin et al., 2017);  preliminary results of this analysis at the Pacific Missile Range Facility off Kauai, Hawaii, indicate no  changes in detection rates for several species over the past decade, demonstrating that Navy activities  may not be having long‐term population‐level impacts. This type of analysis can be expanded to the  other Navy ranges, such as in the Pacific Northwest. Continued analysis of this 15‐year dataset and  additional monitoring efforts over time are necessary to fully understand the long‐term consequences of  exposure to military readiness activities.     149  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 6 – Take Estimates for Marine Mammals  IMPACTS FROM SONAR AND OTHER TRANSDUCERS Sonar and other transducers proposed for use could be used throughout the Study Area. Sonar and  other transducers emit sound waves into the water to detect objects, safely navigate, and communicate.  General categories of these systems are described in Section 1.4.1 (Acoustic Stressors).   Sonar‐induced acoustic resonance and bubble formation phenomena are very unlikely to occur under  realistic conditions, as discussed in Section 6.4.1.1 (Injury). Non‐auditory injury (i.e., other than PTS) and  mortality from sonar and other transducers is so unlikely as to be discountable under normal conditions  and is therefore not considered further in this analysis.   The most probable impacts from exposure to sonar and other transducers are PTS, TTS, behavioral  reactions, masking, and physiological stress (Sections 6.4.1.2, Hearing Loss; 6.4.1.3, Physiological Stress;  and 6.4.1.5, Behavioral Reactions).   6.4.2.1 Methods for Analyzing Impacts from Sonars and Other Transducers The Navy performed a quantitative analysis to estimate the number of times that marine mammals  could be affected by sonars and other transducers used during Navy training and testing activities. The  Navy’s quantitative analysis to determine impacts on marine mammals uses the Navy Acoustic Effects  Model to produce initial estimates of the number of times that animals may experience these effects;  these estimates are further refined by considering animal avoidance of sound‐producing activities and  implementation of procedural mitigation measures.   The steps of this quantitative analysis are described in the NWTT Draft Supplemental EIS/OEIS, Section  3.0.1.2 (Navy’s Quantitative Analysis to Determine Impacts to Sea Turtles and Marine Mammals), which  takes into account the following:      Criteria and thresholds used to predict impacts from sonar and other transducers (see below);   The density (U.S. Department of the Navy, 2019) and spatial distribution (Watwood et al., 2018)  of marine mammals;   The influence of environmental parameters (e.g., temperature, depth, salinity) on sound  propagation when estimating the received sound level on the animals.  A detailed explanation of this analysis is provided in the technical report titled Quantifying Acoustic  Impacts on Marine Mammals and Sea Turtles: Methods and Analytical Approach for Phase III Training  and Testing (U.S. Department of the Navy, 2018a).  6.4.2.1.1 Criteria and Thresholds Used to Estimate Impacts from Sonar and Other Transducers Auditory Weighting Functions Animals are not equally sensitive to noise at all frequencies. To capture the frequency‐dependent nature  of the effects of noise, auditory weighting functions are used (Figure 6‐6). Auditory weighting functions  are mathematical functions that adjust received sound levels to emphasize ranges of best hearing and  de‐emphasize ranges with less or no auditory sensitivity. They are based on a generic band pass filter  and incorporate species‐specific hearing abilities to calculate a weighted received sound level in units  SPL or SEL. Due to the band pass nature of auditory weighting functions, they resemble an inverted “U”  shape with amplitude plotted as a function of frequency. The flatter portion of the plotted function,    150  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 6 – Take Estimates for Marine Mammals  where the amplitude is closest to zero, is the emphasized frequency range (i.e., the pass‐band), while  the frequencies below and above this range (where amplitude declines) are de‐emphasized.  Hearing Loss from Sonar and Other Transducers Defining the TTS and PTS exposure functions (see Figure 6‐7) requires identifying the weighted  exposures necessary for TTS and PTS onset from sounds produced by sonar and other transducers. The  criteria used to define threshold shifts from non‐impulsive sources (e.g., sonar) determines TTS onset as  the SEL necessary to induce 6 dB of threshold shift. A sound exposure level 20 dB above the onset of TTS  is used in all hearing groups of marine mammals underwater to define the PTS threshold (Southall et al.,  2007).     Source: For parameters used to generate the functions and more information on weighting function derivation,  see the Criteria and Thresholds for U.S. Navy Acoustic and Explosive Effects Analysis (Phase III) technical report U.S.  Department of the Navy (2017e)   Notes: HF = high‐frequency cetacean, LF = low‐frequency cetacean, MF = mid‐frequency cetacean, PW = phocid (in‐ water), and OW = otariid (in‐water).   Figure 6‐6: Navy Auditory Weighting Functions for All Species Groups     151  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 6 – Take Estimates for Marine Mammals    The solid curve is the exposure function for TTS onset and the large dashed curve is the exposure function for PTS  onset. Small dashed lines and asterisks indicate the SEL threshold for TTS and PTS onset in the frequency range of  best hearing.  Figure 6‐7: TTS and PTS Exposure Functions for Sonar and Other Transducers  Behavioral Responses from Sonar and Other Transducers Behavioral response criteria are used to estimate the number of animals that may exhibit a behavioral  response to sonar and other transducers. See the technical report Criteria and Thresholds for U.S. Navy  Acoustic and Explosive Impacts to Marine Mammals and Sea Turtles (U.S. Department of the Navy,  2017e) for detailed information on how the Behavioral Response Functions were derived. Developing  the new behavioral criteria involved multiple steps. All peer‐reviewed published behavioral response  studies conducted both in the field and on captive animals were examined in order to understand the  breadth of behavioral responses of marine mammals to sonar and other transducers.     152  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 6 – Take Estimates for Marine Mammals  The data from the behavioral studies were analyzed by looking for significant responses, or lack thereof,  for each experimental session. The terms “significant response” or “significant behavioral response” are  used in describing behavioral observations from field or captive animal research that may rise to the  level of “harassment” for military readiness activities. Under the MMPA, for military readiness activities,  such as Navy training and testing, behavioral “harassment” is: “any act that disturbs or is likely to disturb  a marine mammal or marine mammal stock in the wild by causing disruption of natural behavioral  patterns, including, but not limited to, migration, surfacing, nursing, breeding, feeding, or sheltering, to  a point where such behavioral patterns are abandoned or significantly altered” (16 U.S.C. section  1362(3)(18)(B)).   The likelihood of injury due to disruption of normal behaviors would depend on many factors, such as  the duration of the response, what the animal is being diverted from, and life history of the animal. Due  to the nature of behavioral response research to date, it is not currently possible to ascertain the types  of observed reactions that would lead to an abandonment or significant alteration of a natural behavior  pattern. Therefore, the Navy has developed a methodology to estimate the possible significance of  behavioral reactions and impacts on natural behavior patterns.  Behavioral response severity is described herein as “low,” “moderate,” or “high.” These are derived  from the Southall et al. (2007) severity scale. Low‐severity responses are those behavioral responses  that fall within an animal’s range of typical (baseline) behaviors and are unlikely to disrupt an individual  to a point where natural behavior patterns are significantly altered or abandoned. Low‐severity  responses include an orientation or startle response, change in respiration, change in heart rate, and  change in group spacing or synchrony.  Moderate‐severity responses could become significant if sustained over a longer duration. What  constitutes a long‐duration response is different for each situation and species, although it is likely  dependent upon the magnitude of the response and species characteristics such as age, body size,  feeding strategy, and behavioral state at the time of the exposure. In general, a response could be  considered “long‐duration” if it lasted for tens of minutes to a few hours, or enough time to significantly  disrupt an animal’s daily routine.   Moderate severity responses included           alter migration path,  alter locomotion (speed, heading),  alter dive profiles,  stop/alter nursing,  stop/alter breeding,  stop/alter feeding/foraging,  stop/alter sheltering/resting,  stop/alter vocal behavior if tied to foraging or social cohesion, and  avoid area near sound source.   For the derivation of behavioral criteria, a significant duration was defined as a response that lasted for  the duration of exposure or longer, regardless of how long the exposure session may have been. This  assumption was made because it was not possible to tell if the behavioral responses would have    153  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 6 – Take Estimates for Marine Mammals  continued if the exposure had continued. The costs associated with these observed behavioral reactions  were not measured, so it is not possible to judge whether reactions would have risen to the level of  significance as defined above, although it was conservatively assumed the case. High‐severity responses  include those responses with immediate consequences (e.g., stranding, mother‐calf separation), and  were always considered significant behavioral reactions regardless of duration.   Marine mammal species were placed into behavioral criteria groups based on their known or suspected  behavioral sensitivities to sound (Figure 6‐8 through Figure 6‐11). In most cases, these divisions are  driven by taxonomic classifications (e.g., mysticetes, odontocetes). The Odontocete group combines  most of the mid‐ and high‐frequency cetaceans, without the beaked whales. These groups are combined  as there are not enough data to separate them for behavioral responses.     Figure 6‐8: Behavioral Response Function for Odontocetes      154  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 6 – Take Estimates for Marine Mammals    Figure 6‐9: Behavioral Response Function for Pinnipeds    Figure 6‐10: Behavioral Response Function for Mysticetes     155  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 6 – Take Estimates for Marine Mammals    Figure 6‐11: Behavioral Response Function for Beaked Whales  The information currently available regarding harbor porpoises suggests a very low threshold level of  response for both captive and wild animals. Threshold levels at which both captive (Kastelein et al.,  2000; Kastelein et al., 2005) and wild harbor porpoises (Johnston, 2002) responded to sound  (e.g., acoustic harassment devices, acoustic deterrent devices, or other non‐impulsive sound sources)  are very low, approximately 120 dB re 1 µPa. Therefore, an SPL of 120 dB re 1 µPa is used in this analysis  as a threshold for predicting behavioral responses in harbor porpoises.  For all taxa, distances beyond which significant behavioral responses to sonar and other transducers are  unlikely to occur, denoted as “cutoff distances,” were defined based on existing data (Table 6‐2). The  distance between the animal and the sound source is a strong factor in determining that animal’s  potential reaction (e.g., DeRuiter et al., 2013b). These cutoff distances include even the most distant  detected responses to date (e.g. 28 km in northern bottlenose whales (Wensveen et al., 2019)).For  training and testing activities that contain multiple platforms or tactical sonar sources that exceed 215  dB re 1 µPa @ 1 m, this cutoff distance is substantially increased (i.e., doubled) from values derived from  the literature. The use of multiple platforms and intense sound sources are factors that probably  increase responsiveness in marine mammals overall. There are currently few behavioral observations  under these circumstances; therefore, the Navy will conservatively predict significant behavioral  responses at further ranges for these more intense activities.    156  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 6 – Take Estimates for Marine Mammals  Table 6‐2: Cutoff Distances for Moderate Source Level, Single Platform Training and Testing  Events and for All Other Events with Multiple Platforms or Sonar with Source Levels at or  Exceeding 215 dB re 1 µPa @ 1 m  Criteria Group  Moderate SL/Single  Platform Cutoff Distance  High SL/Multi‐Platform  Cutoff Distance  Odontocetes  10 km  20 km  Pinnipeds  5 km  10 km  Mysticetes  10 km  20 km  Beaked Whales  25 km  50 km  Harbor Porpoise  20 km  40 km  Notes: dB re 1 µPa @ 1 m = decibels referenced to 1 micropascal at 1 meter,  km = kilometer, SL = source level  6.4.2.1.2 Assessing the Severity of Behavioral Responses from Sonar As discussed above, the terms “significant response” or “significant behavioral response” are used in  describing behavioral reactions that may lead to an abandonment or significant alteration of a natural  behavior pattern. Due to the limited amount of behavioral response research to date and relatively  short durations of observation, it is not possible to ascertain the true significance of the majority of the  observed reactions. When deriving the behavioral criteria, it was assumed that most reactions that  lasted for the duration of the sound exposure or longer were significant, even though many of the  exposures lasted for 30 minutes or less. Furthermore, the experimental designs used during many of the  behavioral response studies were unlike Navy activities in many important ways. These differences  include tagging subject animals, following subjects for sometimes hours before the exposure, vectoring  towards the subjects after animals began to avoid the sound source, and making multiple close passes  on focal groups. This makes the estimated behavioral impacts from Navy activities using the criteria  derived from these experiments difficult to interpret. While the state of science does not currently  support definitively distinguishing between significant and insignificant behavioral reactions, as  described in the technical report titled Criteria and Thresholds for U.S. Navy Acoustic and Explosive  Effects Analysis (Phase III) (U.S. Department of the Navy, 2017e), Navy’s analysis incorporates  conservative assumptions to account for this uncertainty and therefore likely overestimates the  potential impacts.   The estimated behavioral reactions from the Navy’s quantitative analysis are grouped into several  categories based on the most powerful sonar source, the number of platforms, the duration, and  geographic extent of each Navy activity attributed to the predicted impact. Activities that occur on  Navy‐instrumented ranges or within Navy homeports require special consideration due to the repeated  nature of activities in these areas.   Low‐severity responses are within an animal’s range of typical (baseline) behaviors and are unlikely to  disrupt an individual to a point where natural behavior patterns are significantly altered or abandoned.  Although the derivation of the Navy’s behavioral criteria did not count low‐severity responses as  significant behavioral responses, in practice, some reactions estimated using the behavioral criteria are  likely to be low severity (Figure 6‐12).    157  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 6 – Take Estimates for Marine Mammals    Figure 6‐12: Relative Likelihood of a Response Being Significant Based on the Duration and  Severity of Behavioral Reactions  High‐severity responses are those with a higher potential for direct consequences to growth,  survivability, or reproduction. Examples include prolonged separation of females and dependent  offspring, panic, flight, stampede, or stranding. High‐severity reactions would always be considered  significant; however, these types of reactions are probably rare under most conditions and may still not  lead to direct consequences on survivability. For example, a separation of a killer whale mother‐calf pair  was observed once during a behavioral response study to an active sonar source (Miller et al., 2014), but  the animals were rejoined as soon as the ship had passed. Therefore, although this was a severe  response, it did not lead to a negative outcome. Five beaked whale strandings have also occurred  associated with U.S. Navy active sonar use as discussed above (Section 6.4.1.6, Stranding), but the  confluence of factors that contributed to those strandings is now better understood, and the avoidance  of those factors has resulted in no known marine mammal strandings associated with U.S. Navy sonar  activities for over a decade. The Navy is unable to predict these high‐severity responses for any activities  since the probability of occurrence is apparently very low, although the Navy acknowledges that severe  reactions could occasionally occur. In fact, no significant behavioral responses such as panic, stranding,  or other severe reactions have been observed during monitoring of actual training or testing activities.  Many of the responses estimated using the Navy’s quantitative analysis are most likely to be moderate  severity. Moderate‐severity responses would be considered significant if they were sustained for a  duration long enough that it caused an animal to be outside of normal daily variations in feeding,  reproduction, resting, migration/movement, or social cohesion. As mentioned previously, the behavioral  response functions used within the Navy’s quantitative analysis were primarily derived from    158  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 6 – Take Estimates for Marine Mammals  experiments using short‐duration sound exposures lasting, in many cases, for less than 30 minutes. If  animals exhibited moderate‐severity reactions for the duration of the exposure or longer, then it was  conservatively assumed that the animal experienced a significant behavioral reaction. However, the  experiments did not include measurements of costs to animals beyond the immediately observed  reactions, and no direct correlations exist between an observed behavioral response and a cost that may  result in long‐term consequences. Within the Navy’s quantitative analysis, many behavioral reactions  are estimated from exposure to sonar that may exceed an animal’s behavioral threshold for only a single  ping to several minutes. While the state of science does not currently support definitively distinguishing  between significant and insignificant behavioral reactions, as described in the technical report titled  Criteria and Thresholds for U.S. Navy Acoustic and Explosive Effects Analysis (Phase III) (U.S. Department  of the Navy, 2017e), the Navy’s analysis incorporates conservative assumptions to account for this  uncertainty and therefore likely overestimates the potential impacts.   6.4.2.1.2.1 Accounting for Mitigation The Navy will implement mitigation measures to avoid or reduce potential impacts from active sonar on  marine mammals (described in Chapter 11, Mitigation Measures). The benefits of mitigation are  conservatively factored into the analysis of the proposed training and testing.   Procedural mitigation measures include a power down or shut down (i.e., power off) of applicable active  sonar sources when a marine mammal is observed in a mitigation zone. The mitigation zones for active  sonar activities were designed to avoid the potential for marine mammals to be exposed to levels of  sound that could result in auditory injury (i.e., PTS) from active sonar to the maximum extent  practicable. The mitigation zones for active sonar extend beyond the respective average ranges to  auditory injury (including PTS). Therefore, the impact analysis quantifies the potential for procedural  mitigation to reduce the risk of PTS. Two factors are considered when quantifying the effectiveness of  procedural mitigation: (1) the extent to which the type of mitigation proposed for a sound‐producing  activity (e.g., active sonar) allows for observation of the mitigation zone prior to and during the activity;  and (2) the sightability of each species that may be present in the mitigation zone, which is determined  by species‐specific characteristics and the viewing platform. A detailed explanation of the analysis is  provided in the technical report Quantifying Acoustic Impacts on Marine Mammals and Sea Turtles:  Methods and Analytical Approach for Phase III Training and Testing (U.S. Department of the Navy,  2018a).  In the quantitative analysis, consideration of mitigation measures means that, for activities that  implement mitigation, some model‐estimated PTS is considered mitigated to the level of TTS. The  impact analysis does not analyze the potential for mitigation to reduce TTS or behavioral effects, even  though mitigation could also reduce the likelihood of these effects. In practice, mitigation also protects  all unobserved (below the surface) animals in the vicinity, including other species, in addition to the  observed animal. However, the analysis assumes that only animals sighted at the water surface would  be protected by the applied mitigation. The analysis, therefore, does not capture the protection  afforded to all marine species that may be near or within the mitigation zone.  The ability to observe the range to PTS was estimated for each training or testing event. The ability of  Navy Lookouts to detect marine mammals within a mitigation zone is dependent on the animal’s  presence at the surface and the characteristics of the animal that influence its sightability (such as group  size or surface active behavior). The behaviors and characteristics of some species may make them    159  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 6 – Take Estimates for Marine Mammals  easier to detect. Certain behaviors, such as leaping and breaching, are visible from a great distance and  likely increase sighting distances and detections of those species. Environmental conditions under which  the training or testing activity could take place are also considered, such as sea surface conditions,  weather (e.g., fog or rain), and day versus night.  The Navy will also implement mitigation measures for certain active sonar activities within mitigation  areas, as described in Appendix K (Geographic Mitigation Assessment) of the 2019 NWTT Draft  Supplemental EIS/OEIS. The benefits of mitigation areas are discussed qualitatively and have not been  factored into the quantitative analysis process or reductions in take for impact estimates. Mitigation  areas are designed to help avoid or reduce impacts during biologically important life processes within  particularly important habitat areas. Therefore, mitigation area benefits are discussed in terms of the  context of impact avoidance or reduction.   6.4.2.1.2.2 Marine Mammal Avoidance of Sonar and other Transducers Because a marine mammal is assumed to initiate avoidance behavior after an initial startle reaction  when exposed to relatively high‐received levels of sound, a marine mammal could reduce its cumulative  sound energy exposure over a sonar event with multiple pings (i.e., sound exposures). This would  reduce risk of both PTS and TTS, although the quantitative analysis conservatively only considers the  potential to reduce instances of PTS by accounting for marine mammals swimming away to avoid  repeated high‐level sound exposures. All reductions in PTS impacts from likely avoidance behaviors are  instead considered TTS impacts.  6.4.2.2 Impact Ranges for Sonar and Other Transducers The following section provides range to effects for sonar and other transducers to specific criteria  determined using the Navy Acoustic Effects Model. Marine mammals within these ranges would be  predicted to receive the associated effect. Range to effects is important information in not only  predicting acoustic impacts, but also in verifying the accuracy of model results against real‐world  situations and assessing the level of impact that will likely be mitigated within applicable mitigation  zones.   The ranges to the PTS threshold for an exposure of 30 seconds are shown in Table 6‐3 relative to the  marine mammal’s functional hearing group. This period (30 seconds) was chosen based on examining  the maximum amount of time a marine mammal would realistically be exposed to levels that could  cause the onset of PTS based on platform (e.g., ship) speed and a nominal animal swim speed of  approximately 1.5 meters per second. The ranges provided in the table include the average range to  PTS, as well as the range from the minimum to the maximum distance at which PTS is possible for each  hearing group. Since any hull‐mounted sonar, such as the SQS‐53, engaged in anti‐submarine warfare  training would be moving at between 10 and 15 knots and nominally pinging every 50 seconds, the  vessel will have traveled a minimum distance of approximately 257 m during the time between those  pings (note: 10 knots is the speed used in the Navy Acoustic Effects Model). As a result, there is little  overlap of PTS footprints from successive pings, indicating that in most cases, an animal predicted to  receive PTS would do so from a single exposure (i.e., ping). For all other bins (besides MF1), PTS ranges  are short enough that marine mammals (with a nominal swim speed of approximately 1.5 meters per  second) should be able to avoid higher sound levels capable of causing onset PTS within this 30‐second  period.    160  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 6 – Take Estimates for Marine Mammals  For all other functional hearing groups (low‐frequency cetaceans, mid‐frequency cetaceans, phocid,  seals, and otariids), 30‐second average PTS zones are substantially shorter. A scenario could occur where  an animal does not leave the vicinity of a ship or travels a course parallel to the ship, however, the close  distances required make PTS exposure unlikely. For a military vessel moving at a nominal 10 knots, it is  unlikely a marine mammal could maintain the speed to parallel the ship and receive adequate energy  over successive pings to suffer PTS.   The tables below illustrate the range to TTS for 1, 30, 60, and 120 seconds from five representative  sonar systems (see Table 6‐4 through Table 6‐8). Due to the lower acoustic thresholds for TTS versus  PTS, ranges to TTS are longer. Therefore, successive pings can be expected to add together, further  increasing the range to onset‐TTS.  Table 6‐3: Range to Permanent Threshold Shift for Five Representative Sonar Systems  Approximate PTS (30 seconds) Ranges (meters)1  Hearing Group  Sonar bin  HF4  Sonar bin LF4  Sonar bin  MF1  Sonar bin  MF4  Sonar bin  MF5  High‐frequency  cetaceans  38  0  195  30  9  (22–85)  (0–0)  (80–330)  (30–40)  (8–11)  0  2  67  15  0  Low‐frequency cetaceans  (0–0)  (1–3)  (60–110)  (15–17)  (0–0)  1  0  16  3  0  Mid‐frequency cetaceans  (0–3)  (0–0)  (16–19)  (3–3)  (0–0)  0  0  6  0  0  Otariids  (0–0)  (0–0)  (6–6)  (0–0)  (0–0)  0  0  46  11  0  Phocids  (0–0)  (0–0)  (45–75)  (11–12)  (0–0)  1  PTS ranges extend from the sonar or other transducer sound source to the indicated distance. The average  range to PTS is provided as well as the range from the estimated minimum to the maximum range to PTS in  parenthesis.   Notes: HF = high‐frequency, LF = low‐frequency, MF = mid‐frequency, PTS = permanent threshold shift    161  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 6 – Take Estimates for Marine Mammals  Table 6‐4: Ranges to Temporary Threshold Shift for Sonar Bin HF4 over a Representative  Range of Environments Within the Study Area  Approximate TTS Ranges (meters)1   Sonar Bin HF4  Hearing Group  1 second  30 seconds  60 seconds  120 seconds  High‐frequency  cetaceans  236  387  503  637  (60–675)  (60–875)  (60–1,025)  (60–1,275)  2  3  5  8  Low‐frequency cetaceans  (0–3)  (1–6)  (3–8)  (5–12)  12  21  29  43  Mid‐frequency cetaceans  (7–20)  (12–40)  (17–60)  (24–90)  0  0  0  1  Otariids  (0–0)  (0–0)  (0–0)  (0–1)  3  6  9  14  Phocids  (0–5)  (4–10)  (5–15)  (8–25)  1  Ranges to TTS represent the model predictions in different areas and seasons within the Study Area. The zone in which  animals are expected to suffer TTS extend from onset‐PTS to the distance indicated. The average range to TTS is  provided as well as the range from the estimated minimum to the maximum range to TTS in parenthesis.   Notes: HF = high‐frequency, TTS = temporary threshold shift  Table 6‐5: Ranges to Temporary Threshold Shift for Sonar Bin LF4 over a Representative  Range of Environments Within the Study Area  Approximate TTS Ranges (meters)1   Sonar Bin LF4  Hearing Group  1 second  30 seconds  60 seconds  120 seconds  High‐frequency  cetaceans  0  0  0  1  (0–0)  (0–0)  (0–0)  (0–1)  22  32  41  61  Low‐frequency cetaceans  (19–30)  (25–230)  (30–230)  (45–100)  0  0  0  0  Mid‐frequency cetaceans  (0–0)  (0–0)  (0–0)  (0–0)  0  0  0  0  Otariids  (0–0)  (0–0)  (0–0)  (0–0)  2  4  4  7  Phocids  (1–3)  (3–4)  (4–5)  (6–9)  1  Ranges to TTS represent the model predictions in different areas and seasons within the Study Area. The zone in which  animals are expected to suffer TTS extend from onset‐PTS to the distance indicated. The average range to TTS is  provided as well as the range from the estimated minimum to the maximum range to TTS in parenthesis.   Notes: HF = high‐frequency, TTS = temporary threshold shift      162  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 6 – Take Estimates for Marine Mammals  Table 6‐6: Ranges to Temporary Threshold Shift for Sonar Bin MF1 over a Representative  Range of Environments Within the Study Area  Approximate TTS Ranges (meters)1   Sonar Bin MF1  Hearing Group  1 second  30 seconds  60 seconds  120 seconds  High‐frequency  cetaceans  2,466  2,466  3,140  3,740  (80–6,275)  (80–6,275)  (80–10,275)  (80–13,525)  1,054  1,054  1,480  1,888  Low‐frequency cetaceans  (80–2,775)  (80–2,775)  (80–4,525)  (80–5,275)  225  225  331  411  Mid‐frequency cetaceans  (80–380)  (80–380)  (80–525)  (80–700)  67  67  111  143  Otariids  (60–110)  (60–110)  (80–170)  (80–250)  768  768  1,145  1,388  Phocids  (80–2,025)  (80–2,025)  (80–3,275)  (80–3,775)  1  Ranges to TTS represent the model predictions in different areas and seasons within the Study Area. The zone in which  animals are expected to suffer TTS extend from onset‐PTS to the distance indicated. The average range to TTS is  provided as well as the range from the estimated minimum to the maximum range to TTS in parenthesis. Ranges for 1  second and 30 second periods are identical for Bin MF1 because this system nominally pings every 50 seconds;  therefore, these periods encompass only a single ping.  Notes: MF = mid‐frequency, TTS = temporary threshold shift  Table 6‐7: Ranges to Temporary Threshold Shift for Sonar Bin MF4 over a Representative  Range of Environments Within the Study Area  Approximate TTS Ranges (meters)1   Sonar Bin MF4  Hearing Group  1 second  30 seconds  60 seconds  120 seconds  High‐frequency  cetaceans  279  647  878  1,205  (220–600)  (420–1,275)  (500–1,525)  (525–2,275)  87  176  265  477  Low‐frequency cetaceans  (85–110)  (130–320)  (190–575)  (290–975)  22  35  50  71  Mid‐frequency cetaceans  (22–25)  (35–45)  (45–55)  (70–85)  8  15  19  25  Otariids  (8–8)  (15–17)  (19–23)  (25–30)  66  116  173  303  Phocids  (65–80)  (110–200)  (150–300)  (240–675)  1  Ranges to TTS represent the model predictions in different areas and seasons within the Study Area. The zone in which  animals are expected to suffer TTS extend from onset‐PTS to the distance indicated. The average range to TTS is  provided as well as the range from the estimated minimum to the maximum range to TTS in parenthesis.   Notes: MF = mid‐frequency, TTS = temporary threshold shift    163  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 6 – Take Estimates for Marine Mammals  Table 6‐8: Ranges to Temporary Threshold Shift for Sonar Bin MF5 over a Representative  Range of Environments Within the Study Area  Approximate TTS Ranges (meters)1   Sonar Bin MF5  Hearing Group  1 second  30 seconds  60 seconds  120 seconds  High‐frequency  cetaceans  115  115  174  292  (110–180)  (110–180)  (150–390)  (210–825)  11  11  17  24  Low‐frequency cetaceans  (10–13)  (10–13)  (16–19)  (23–25)  6  6  12  18  Mid‐frequency cetaceans  (0–9)  (0–9)  (11–14)  (17–22)  0  0  0  0  Otariids  (0–0)  (0–0)  (0–0)  (0–0)  9  9  15  22  Phocids  (8–11)  (8–11)  (14–17)  (21–25)  1  Ranges to TTS represent the model predictions in different areas and seasons within the Study Area. The zone in which  animals are expected to suffer TTS extend from onset‐PTS to the distance indicated. The average range to TTS is  provided as well as the range from the estimated minimum to the maximum range to TTS in parenthesis.   Notes: MF = mid‐frequency, TTS = temporary threshold shift  The range to received sound levels in 6 dB steps from five representative sonar bins and the percentage  of animals that may exhibit a significant behavioral response under each behavioral response function  (or step function in the case of the harbor porpoise) are shown in Table 6‐9 through Table 6‐13. See  Section 6.4.2.1 (Methods for Analyzing Impacts from Sonars and Other Transducers) for details on the  derivation and use of the behavioral response functions, thresholds, and the cutoff distances.    164  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 6 – Take Estimates for Marine Mammals  Table 6‐9: Ranges to a Potentially Significant Behavioral Response for Sonar Bin HF4 over a  Representative Range of Environments within the Study Area  Mean Range  Probability of Behavioral Response for Sonar Bin HF4  (meters) with  Minimum and  Beaked  Harbor  Odontocete  Mysticete  Pinniped  Maximum Values in  Whale  Porpoise  Parentheses  196  4 (0–7)  100%  100%  100%  100%  100%  190  100%  10 (0–16)  100%  98%  99%  100%    184  100% 20 (0–40)  99%  88%  98%  100%  178  100%  42 (0–85)  97%  59%  92%  100%  172  100%  87 (0–270)  91%  30%  76%  99%    166  100% 177 (0–650)  78%  20%  48%  97%  160  100%  338 (25–825)  58%  18%  27%  93%  154  100%  577 (55–1,275)  40%  17%  18%  83%  148  100%  846 (60–1,775)  29%  16%  16%  66%  142  100%  1,177 (60–2,275)  25%  13%  15%  45%  136  100%  1,508 (60–3,025)  23%  9%  15%  28%  130  100%  1,860 (60–3,525)  20%  5%  15%  18%  124  100%  2,202 (60–4,275)  17%  2%  14%  14%  118  0%  2,536 (60–4,775)  12%  1%  13%  12%    112  0% 2,850 (60–5,275)  6%  0%  9%  11%  106  0%  3,166 (60–6,025)  3%  0%  5%  11%  100  0%  3,470 (60–6,775)  1%  0%  2%  8%    Notes: dB re 1 µPa = decibels referenced to 1 micropascal, HF = high‐frequency  Received  Level   (dB re 1  µPa)    165  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 6 – Take Estimates for Marine Mammals  Table 6‐10: Ranges to a Potentially Significant Behavioral Response for Sonar Bin LF4 over a  Representative Range of Environments Within the Study Area  Received  Level   (dB re 1  µPa)  Mean Range (meters)  with Minimum and  Maximum Values in  Parentheses  Probability of Behavioral Response for Sonar Bin LF4  Odontocete  Mysticete  Pinniped  Beaked  Whale  Harbor  Porpoise  196  1 (0–1)  100%  100%  100%  100%  100%  100%  190  3 (0–3)  100%  98%  99%  100%  100%  184  6 (0–8)  99%  88%  98%  100%    100% 178  13 (0–30)  97%  59%  92%  100%  100%  172  29 (0–230)  91%  30%  76%  99%  100%  166  64 (0–100)  78%  20%  48%  97%  100%  160  148 (0–310)  58%  18%  27%  93%  100%  154  366 (230–850)  40%  17%  18%  83%  100%  148  854 (300–2,025)  29%  16%  16%  66%  100%  142  1,774 (300–5,025)  25%  13%  15%  45%    100% 136  3,168 (300–8,525)  23%  9%  15%  28%  100%  130  5,167 (300–30,525)  20%  5%  15%  18%  100%  124  7,554 (300–93,775)  17%  2%  14%  14%  0%  118  10,033 (300–100,000*)  12%  1%  13%  12%  0%  112  12,700 (300–100,000*)  6%  0%  9%  11%  0%  106  15,697 (300–100,000*)  3%  0%  5%  11%  0%  100  17,846 (300–100,000*)  1%  0%  2%  8%  * Indicates maximum range to which acoustic model was run, a distance of approximately 100 km from the sound  source.  Notes: Cells are shaded if the mean range value for the specified received level exceeds the distance cutoff range  for a particular hearing group. Any impacts within the cutoff range for a criteria group are included in the  estimated impacts. Cut‐off ranges in this table are for activities with high source levels and/or multiple platforms  (see Table 6‐2 for behavioral cut‐off distances). dB re 1 µPa = decibels referenced to 1 micropascal, LF = low‐ frequency          166  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 6 – Take Estimates for Marine Mammals  Table 6‐11: Ranges to a Potentially Significant Behavioral Response for Sonar Bin MF1 over a  Representative Range of Environments within the Study Area   Mean Range (meters)  Probability of Behavioral Response for Sonar Bin MF1  with Minimum and  Beaked  Harbor  Maximum Values in  Odontocete  Mysticete  Pinniped  Whale  Porpoise  Parentheses   (80–170)  112 196  100%  100%  100%  100%  100%  100%  262 (80–410)  190  100%  98%  99%  100%  100%  547 (80–1,025)  184  99%  88%  98%  100%        100% 1,210 (80–3,775) 178  97%  59%  92%  100%  100%  2,508 (80–7,525)  172  91%  30%  76%  99%  100%  4,164 (80–16,025)  166  78%  20%  48%  97%  100%  6,583 (80–28,775)  160  58%  18%  27%  93%  100%  10,410 (80–47,025)  154  40%  17%  18%  83%  100%  16,507 (80–63,525)  148  29%  16%  16%  66%  100%  21,111 (80–94,025)  142  25%  13%  15%  45%        100% 26,182 (80–100,000*) 136  23%  9%  15%  28%  100%  31,842 (80–100,000*)  130  20%  5%  15%  18%  100%  34,195 (80–100,000*)  124  17%  2%  14%  14%      0%  36,557 (80–100,000*) 118  12%  1%  13%  12%  0%  38,166 (80–100,000*)  112  6%  0%  9%  11%  0%  39,571 (80–100,000*)  106  3%  0%  5%  11%      41,303 (80–100,000*) 100  1%  0%  2%  8%  0%  * Indicates maximum range to which acoustic model was run, a distance of approximately 100 km from the  sound source.  Notes: Cells are shaded if the mean range value for the specified received level exceeds the distance cutoff  range for a particular hearing group. Any impacts within the cutoff range for a criteria group are included in the  estimated impacts. Cut‐off ranges in this table are for activities with high source levels and/or multiple  platforms (see Table 6‐2 for behavioral cut‐off distances). dB re 1 µPa = decibels referenced to 1 micropascal,  MF = mid‐frequency    Received  Level   (dB re 1  µPa)    167  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 6 – Take Estimates for Marine Mammals  Table 6‐12: Ranges to a Potentially Significant Behavioral Response for Sonar Bin MF4 over a  Representative Range of Environments within the Study Area  Mean Range (meters)  Probability of Behavioral Response for Sonar Bin MF4  with Minimum and  Beaked  Harbor  Maximum Values in  Odontocete  Mysticete  Pinniped  Whale  Porpoise  Parentheses  8 (0–8)  196  100%  100%  100%  100%  100%  16 (0–20)  190  100%  98%  99%  100%  100%  34 (0–40)  184  99%  88%  98%  100%  100%      68 (0–85) 178  97%  59%  92%  100%  100%  155 (120–300)  172  91%  30%  76%  99%  100%  501 (290–975)  166  78%  20%  48%  97%  100%  1,061 (480–2,275)  160  58%  18%  27%  93%  100%  1,882 (525–4,025)  154  40%  17%  18%  83%  100%  2,885 (525–7,525)  148  29%  16%  16%  66%  100%  4,425 (525–14,275)  142  25%  13%  15%  45%  100%      9,902 (525–48,275) 136  23%  9%  15%  28%  100%  20,234 (525–56,025)  130  20%  5%  15%  18%  100%  23,684 (525–91,775)  124  17%  2%  14%  14%  100%  28,727 (525–100,000*)  118  12%  1%  13%  12%  0%  37,817 (525–100,000*)  112  6%  0%  9%  11%  0%  42,513 (525–100,000*)  106  3%  0%  5%  11%  0%  43,367 (525–100,000*)  100  1%  0%  2%  8%  0%  * Indicates maximum range to which acoustic model was run, a distance of approximately 100 km from the  sound source.  Notes: Cells are shaded if the mean range value for the specified received level exceeds the distance cutoff  range for a particular hearing group. Any impacts within the cutoff range for a criteria group are included in the  estimated impacts. Cut‐off ranges in this table are for activities with high source levels and/or multiple  platforms (see Table 6‐2 for behavioral cut‐off distances). dB re 1 µPa = decibels referenced to 1 micropascal,  MF = mid‐frequency  Received  Level   (dB re 1  µPa)    168  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 6 – Take Estimates for Marine Mammals  Table 6‐13: Ranges to a Potentially Significant Behavioral Response for Sonar Bin MF5 over a  Representative Range of Environments within the Study Area  Mean Range  Probability of Behavioral Response for Sonar Bin MF5  (meters) with  Minimum and  Beaked  Harbor  Odontocete  Mysticete  Pinniped  Maximum Values in  Whale  Porpoise  Parentheses  196  0 (0–0)  100%  100%  100%  100%  100%  190  1 (0–3)  100%  98%  99%  100%  100%  184  5 (0–7)  99%  88%  98%  100%  100%  178  14 (0–18)  97%  59%  92%  100%  100%  172  29 (0–35)  91%  30%  76%  99%  100%  166  58 (0–70)  78%  20%  48%  97%  100%  160  127 (0–280)  58%  18%  27%  93%  100%  154  375 (0–1,000)  40%  17%  18%  83%  100%  148  799 (490–1,775)  29%  16%  16%  66%  100%  142  1,677 (600–3,525)  25%  13%  15%  45%  100%  136  2,877 (675–7,275)  23%  9%  15%  28%  100%  130  4,512 (700–12,775)  20%  5%  15%  18%  100%  124  6,133 (700–19,275)  17%  2%  14%  14%  100%  118  7,880 (700–26,275)  12%  1%  13%  12%  0%  112  9,673 (700–33,525)  6%  0%  9%  11%  0%  106  12,095 (700–45,275)  3%  0%  5%  11%  0%  100  18,664 (700–48,775)  1%  0%  2%  8%  0%  Notes: Cells are shaded if the mean range value for the specified received level exceeds the distance cutoff  range for a particular hearing group. Any impacts within the cutoff range for a criteria group are included in the  estimated impacts. Cut‐off ranges in this table are for activities with high source levels and/or multiple platforms  (see Table 6‐2 for behavioral cut‐off distances). dB re 1 µPa = decibels referenced to 1 micropascal, MF = mid‐ frequency  Received  Level   (dB re 1  µPa)  6.4.2.3 Impacts from Sonar and Other Transducer Stressors Under the Proposed Action Sonar and other transducers emit sound waves into the water to detect objects, safely navigate, and  communicate. Use of sonar and other transducers would typically be transient and temporary. General  categories and characteristics of sonar systems and the number of hours these sonars would be  operated annually during training and testing are described in Section 1.4.1 (Acoustic Stressors).  Activities using sonars and other transducers would be conducted as described in Section 1.5.1 (Training  and Testing Activities).   Anti‐submarine warfare activities include unit‐level training and testing activities, and anti‐submarine  warfare sonar systems would be active when conducting surface ship and submarine sonar  maintenance. Submarine and surface ship sonar maintenance activities involve the use of a single  system in a limited manner; therefore, significant reactions to maintenance are less likely than with  most other anti‐submarine warfare activities. Furthermore, sonar maintenance activities typically occur  either pierside or within entrances to harbors where higher levels of anthropogenic activity, including  elevated noise levels, already exist. Unit‐level training activities typically involve the use of a single    169  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 6 – Take Estimates for Marine Mammals  vessel or aircraft and last for only a few hours over a small area of ocean. These unit‐level training and  sonar maintenance activities are limited in scope and duration; therefore, significant behavioral  reactions are less likely to occur. Unit‐level training activities are more likely to occur close to homeports  and in the same general locations each time, so resident animals could be more frequently exposed to  these types of activities.   Anti‐submarine warfare testing activities are typically similar to unit‐level training. Vessel evaluation  testing activities also use the same anti‐submarine warfare sonars on ships and submarines. Testing  activities that use anti‐submarine warfare sonars typically occur in water deeper than approximately  200 m and therefore out of most nearshore habitats where productivity is typically higher (i.e., more  food) and many marine mammals have higher abundances. Therefore, significant reactions to anti‐ submarine warfare and vessel evaluation testing activities are less likely than with larger anti‐submarine  warfare training activities discussed above in Impacts from Sonar and Other Transducers Under the  Proposed Action for Training Activities. Anti‐submarine warfare and vessel evaluation testing activities  are more likely to occur close to homeports and testing facilities and in the same general locations each  time, so resident animals could be more frequently exposed to these types of activities. These testing  activities are limited in scope and duration; therefore, many of the impacts estimated by the  quantitative analysis are unlikely to rise to the level of a significant behavioral response.   Mine warfare training activities typically involve a ship, helicopter, or unmanned vehicle using a mine‐ hunting sonar to locate mines. Most mine warfare sonar systems have a lower source level, higher‐ frequency, and narrower, often downward facing beam pattern as compared to most anti‐submarine  warfare sonars. Significant reactions in marine mammals have not been reported due to exposure to  mine warfare sonars. While individual animals could show short‐term and minor responses to mine  warfare sonar training activities, these reactions are very unlikely to lead to any costs or long‐term  consequences for individuals or populations.  Mine warfare testing activities typically involve a ship, helicopter, or unmanned vehicle testing a mine‐ hunting sonar system. Unmanned underwater vehicle testing also employs many of the same sonar  systems as mine warfare testing and usually involves only a single sonar platform (i.e., unmanned  underwater vehicle). Most of the sonar systems and other transducers used during these testing  activities typically have a lower source level, higher‐frequency, and narrower, often downward facing  beam pattern as compared to most anti‐submarine warfare sonars. Significant reactions in marine  mammals have not been reported due to exposure to these types of systems sonars. Animals are most  likely to show short‐term and minor to moderate responses to these testing activities; therefore, many  of the impacts estimated by the quantitative analysis are unlikely to rise to the level of a significant  behavioral response.  Acoustic and Oceanographic Science and Research uses a number of different sonar systems and other  transducers to sense and measure the parameters of the ocean (e.g., temperature) and conduct  research on the ways sound travels underwater. Many of these systems generate only moderate sound  levels and are stationary. Significant reactions in marine mammals have not been reported due to  exposure to the sonars and other transducers typically used in these activities. Animals are most likely to  show short‐term and minor to moderate responses to these testing activities; therefore, many of the  impacts estimated by the quantitative analysis are unlikely to rise to the level of a significant  behavioral response.    170  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 6 – Take Estimates for Marine Mammals  Other testing activities include testing of individual sonar systems and other transducers for  performance and acoustic signature. Most sources used during these exercises have moderate source  levels between 160 and 200 dB re 1 µPa @ 1m and are used for a limited duration, up to a few hours in  most cases. Significant reactions in marine mammals have not been reported due to exposure to the  sonars and other transducers typically used in these activities. Animals are most likely to show short‐ term and minor to moderate responses to these testing activities; therefore, many of the impacts  estimated by the quantitative analysis are unlikely to rise to the level of a significant behavioral  response.  6.4.2.3.1 Presentation of Estimated Impacts from the Quantitative Analysis The results of the analysis of potential impacts on marine mammals from sonars and other transducers  (Section 6.4.2.1, Methods for Analyzing Impacts from Sonars and Other Transducers) are discussed  below. The numbers of potential impacts estimated for individual species and stocks of marine  mammals from exposure to sonar for training and testing activities under the Proposed Action are  shown in Section 5.1 (Incidental Take Request from Acoustic and Explosive Sources) and presented  below in figures for each species of marine mammal with any estimated effects (e.g., Figure 6‐13). The  Activity Categories that are most likely to cause impacts and the most likely region in which impacts  could occur are represented in the impact graphics for each species. There is a potential for impacts on  occur anywhere within the Study Area where sound from sonar and the species overlap, although only  regions or activity categories where 0.5 percent of the impacts or greater are estimated to occur are  graphically represented below. All (i.e., grand total) estimated impacts for that species are included,  regardless of region or category.   Regions within the NWTT Study Area include (see Study Area maps in Chapter 2, Dates, Duration, and  Specified Geographic Region) NWTT Offshore, Dabob Bay Range Complex, Northeast Puget Sound,  Southwest Puget Sound, and Southeast Alaska. Note that the numbers of activities planned can vary  from year‐to‐year. Results are presented for a “representative sonar use year” and a “maximum sonar  use year” to provide a range of potential impacts that could occur. The number of hours these sonars  would be operated annually and for the 7‐year period of this request are described in Section 1.5.2  (Summary of Acoustic and Explosive Sources Analyzed for Training and Testing).  It is important to note when examining the results of the quantitative analysis that the behavioral  response functions used to predict the numbers of reactions in this analysis are largely derived from  several studies (see Section 6.4.1.5, Behavioral Reactions). The best available science, including  behavioral response studies, was used for deriving these criteria; however, many of the factors inherent  in these studies that potentially increased the likelihood and severity of observed responses (e.g., close  approaches by multiple vessels, tagging animals, and vectoring towards animals that have already begun  avoiding the sound source) would not occur during Navy activities. Because the Navy purposely avoids  approaching marine mammals, many of the behavioral responses estimated by the quantitative analysis  are unlikely to occur or unlikely to rise to the severity observed during many of the behavioral response  studies.   Although the statutory definition of Level B harassment for military readiness activities under the MMPA  requires that the natural behavior patterns of a marine mammal be significantly altered or abandoned,  the current state of science for determining those thresholds is somewhat unsettled. Therefore, in its  analysis of impacts associated with acoustic sources, the Navy is adopting a conservative approach that  overestimates the number of takes by Level B harassment. The responses estimated using the Navy’s    171  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 6 – Take Estimates for Marine Mammals  quantitative analysis are most likely to be moderate severity. Moderate severity responses would be  considered significant if they were sustained for a duration long enough that it caused an animal to be  outside of normal daily variations in feeding, reproduction, resting, migration/movement, or social  cohesion. As discussed in Section 6.4.2.1 (Methods for Analyzing Impacts from Sonar and Other  Transducers), the behavioral response functions used within the Navy’s quantitative analysis were  primarily derived from experiments using short‐duration sound exposures lasting, in many cases, for less  than 30 minutes. If animals exhibited moderate severity reactions for the duration of the exposure or  longer, then it was conservatively assumed that the animal experienced a significant behavioral  reaction. However the experiments did not include measurements of costs to animals beyond the  immediately observed reactions, and no direct correlations exist between an observed behavioral  response and a cost that may result in long‐term consequences. Within the Navy’s quantitative analysis,  many behavioral reactions are estimated from exposure to sound that may exceed an animal’s  behavioral threshold for only a single exposure to several minutes. It is likely that many of the estimated  behavioral reactions within the Navy’s quantitative analysis would not constitute significant behavioral  reactions; however, the numbers of significant versus non‐significant behavioral reactions are currently  impossible to predict. Consequently, there is a high likelihood that significant numbers of marine  mammals exposed to acoustic sources are not significantly altering or abandoning their natural behavior  patterns. As such, the overall impact of acoustic sources from military readiness activities on marine  mammal species and stocks is negligible (i.e., cannot be reasonably expected to, and is not reasonably  likely to, adversely affect the species or stocks through effects on annual rates of recruitment or  survival).  6.4.2.3.2 Mysticetes Mysticetes may be exposed to sound from sonar and other transducers associated with training and  testing activities throughout the year, although many species are not present in the NWTT Study Area in  the summer months. Most low‐ (less than 1 kHz) and mid‐ (1–10 kHz) frequency sonars and other  transducers produce sounds that are likely to be within the hearing range of mysticetes (Section 6.3,  Hearing and Vocalization). Some high‐frequency sonars (greater than 10 kHz) also produce sounds that  should be audible to mysticetes, although only smaller species of mysticetes such as minke whales are  likely to be able to hear higher frequencies, presumably up to 30 kHz. Therefore, some high‐frequency  sonars and other transducers with frequency ranges between 10 and 30 kHz may also be audible to  some mysticetes. If a sound is within an animal’s hearing range then behavioral reactions, physiological  stress, masking and hearing loss are potential impacts that must be analyzed. If a marine mammal  cannot hear a sound, then behavioral reactions, physiological stress, masking, or hearing loss is not likely  to occur. Impact ranges for mysticetes are discussed under low‐frequency cetaceans in Section 6.4.2  (Impacts from Sonar and Other Transducers).  A few behavioral reactions in mysticetes resulting from exposure to sonar could take place at distances  of up to 20 km. Behavioral reactions, however, are much more likely within a few kilometers of the  sound source. As discussed above in Section 6.4.2.1.2 (Assessing the Severity of Behavioral Responses  from Sonar), the quantitative analysis very likely overestimated the numbers of behavioral reactions due  to the underlying nature of the data used to derive the behavioral response functions. Research shows  that if mysticetes do respond they may react in a number of ways, depending on the characteristics of  the sound source, their experience with the sound source, and whether they are migrating or on  seasonal grounds (i.e., breeding or feeding). Behavioral reactions may include alerting, breaking off  feeding dives and surfacing, or diving or swimming away. Overall, mysticetes have been observed to be  more reactive to acoustic disturbance when a noise sources is located directly on their migration route.    172  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 6 – Take Estimates for Marine Mammals  Mysticetes disturbed while migrating could pause their migration or route around the disturbance.  Animals disturbed while engaged in other activities such as feeding or reproductive behaviors may be  more likely to ignore or tolerate the disturbance and continue their natural behavior patterns.  Therefore, behavioral reactions from mysticetes are likely to be short term and low to moderate  severity.   Behavioral research indicates that mysticetes most likely avoid sound sources at levels that would cause  any hearing loss (i.e., TTS) (Section 6.4.1.5, Behavioral Reactions). Therefore, it is likely that the  quantitative analysis overestimates TTS in marine mammals because it does not account for animals  avoiding sound sources at closer ranges. Mysticetes that do experience PTS or TTS from sonar sounds  may have reduced ability to detect biologically important sounds around the frequency band of the  sonar until their hearing recovers. Recovery from hearing loss begins almost immediately after the noise  exposure ceases and can take a few minutes to a few days to fully recover, depending on the magnitude  of the initial threshold shift. TTS would be recoverable and PTS would leave some residual hearing loss.  Most TTS, if it does actually occur, would be more likely to be minor to moderate (i.e., less than 20 dB of  TTS directly after the exposure) and would recover within a matter of minutes to hours (see Section  6.4.1.2, Hearing Loss). Threshold shifts do not necessarily affect all hearing frequencies equally, and  typically manifest themselves at the exposure frequency or within an octave above the exposure  frequency. During the period that a mysticete had hearing loss, social calls from conspecifics could be  more difficult to detect or interpret if they fell in the octave band of the sonar frequency. Killer whales  are a primary predator of mysticetes. Some hearing loss could make killer whale calls more difficult to  detect at farther ranges until hearing recovers. It is unclear how or if mysticetes use sound for finding  prey or feeding; therefore, it is unknown whether hearing loss would affect a mysticete’s ability to  locate prey or rate of feeding. A single or even a few minor TTS (less than 20 dB of TTS) to an individual  mysticete per year are unlikely to have any long‐term consequences for that individual.  Research and observations of masking in marine mammals are discussed in Section 6.4.1.4 (Masking).  Most anti‐submarine warfare sonars and countermeasures use mid‐frequency ranges and a few use low‐ frequency ranges. Most of these sonar signals are limited in the temporal, frequency, and spatial  domains. The duration of most individual sounds is short, lasting up to a few seconds each. Systems  typically operate with low duty cycles for most tactical sources, but some systems may operate nearly  continuously or with higher duty cycles. Nevertheless, masking may be more prevalent at closer ranges  to these high‐duty cycle and continuous active sonar systems. Most anti‐submarine warfare activities  are geographically dispersed and last for only a few hours, often with intermittent sonar use even within  this period. Most anti‐submarine warfare sonars also have a narrow frequency band (typically less than  one‐third octave). These factors reduce the likelihood of sources causing significant masking in  mysticetes. High‐frequency (greater than 10 kHz) sonars fall outside of the best hearing and vocalization  ranges of mysticetes (see Section 6.3, Hearing and Vocalization). Furthermore, high frequencies (above  10 kHz) attenuate more rapidly in the water due to absorption than do lower frequency signals, thus  producing only a small zone of potential masking. High‐frequency sonars are typically used for mine  hunting, navigation, and object detection (avoidance). Masking in mysticetes due to exposure to high‐ frequency sonar is unlikely. Potential costs to mysticetes from masking are similar to those discussed  above for mild to moderate levels of TTS, with the primary difference being that the effects of masking  are only present when the sound source (i.e., sonar) is actively pinging, and the effect is over the  moment the sound has ceased. By contrast, hearing loss lasts beyond the exposure for a period.  Nevertheless, mysticetes that do experience some masking for a short period from low‐ or mid‐ frequency sonar may have their ability to communicate with conspecifics reduced, especially at further    173  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 6 – Take Estimates for Marine Mammals  ranges. However, larger mysticetes (e.g., blue whale, fin whale, sei whale) communicate at frequencies  below those of mid‐frequency sonar and even most low‐ frequency sonars. Mysticetes that  communicate at higher frequencies (e.g., minke whale) may be affected by some short‐term and  intermittent masking. Sounds from mid‐frequency sonar could mask killer whale vocalizations making  them more difficult to detect, especially at further ranges. It is unknown whether masking would affect a  mysticete’s ability to feed since it is unclear how or if mysticetes use sound for finding prey or feeding. A  single or even a few short periods of masking, if it were to occur, to an individual mysticete per year are  unlikely to have any long‐term consequences for that individual.  Many activities such as submarine under ice certification and most mine hunting exercises use only high‐ frequency sonars that are not within mysticetes’ hearing range; therefore, there were no predicted  effects. Section 6.3 (Hearing and Vocalization) discusses low‐frequency cetacean (i.e., mysticetes)  hearing abilities.  6.4.2.3.2.1 North Pacific Right Whales (Endangered Species Act-Listed) North Pacific right whales are extremely rare in the Study Area. Data on right whale presence is  insufficient to develop density estimates for use in the Navy Acoustic Effects Model for estimating the  number of animals that may be exposed to sonars and other transducers. Based on the highly unlikely  presence of North Pacific right whales in the offshore portion of the Study Area and no records of  occurrence in the inland waters or Behm Canal portions of the Study Area, as well as the mitigation  measures that would be implemented as described in Chapter 11 (Mitigation Measures), exposure of  any North Pacific right whales to sonars and other transducers associated with training activities is highly  unlikely.  Impacts from Sonar and Other Transducers Under the Proposed Action for Training Activities The use of sonar and other transducers during training activities as described under the Proposed Action  would not result in the incidental taking of North Pacific right whales.  Impacts from Sonar and Other Transducers Under the Proposed Action for Testing Activities The use of sonar and other transducers during testing activities as described under the Proposed Action  would not result in the incidental taking of North Pacific right whales.  6.4.2.3.2.2 Blue Whales (Endangered Species Act-Listed) Impacts from Sonar and Other Transducers Under the Proposed Action for Training Activities Blue whales may be exposed to sounds from sonar and other transducers associated with training  activities throughout the year. The quantitative analysis estimates behavioral reactions under the  Proposed Action (see Figure 6‐13 and Table 6‐14 below). Impact ranges for this species are discussed in  Section 6.4.2.2 (Impact Ranges for Sonar and Other Transducers). Estimated impacts apply to the  Eastern North Pacific Stock (see Table 6‐14).  As described for mysticetes above, even a few minor to moderate behavioral reactions to an individual  over the course of a year are unlikely to have any significant costs or long‐term consequences for that  individual. Considering these factors and the mitigation measures that would be implemented as    174  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 6 – Take Estimates for Marine Mammals  described in Chapter 11 (Mitigation Measures), long‐term consequences for the species or stocks would  not be expected.  The use of sonar and other transducers during training activities as described under the Proposed Action  will result in the unintentional taking of blue whales incidental to those activities.  Impacts from Sonar and Other Transducers Under the Proposed Action for Testing Activities Blue whales may be exposed to sounds from sonar and other transducers associated with testing  activities throughout the year. The quantitative analysis estimates behavioral reactions and TTS under  the Proposed Action (see Figure 6‐13 and Table 6‐14 below). Impact ranges for this species are discussed  in Section 6.4.2.2 (Impact Ranges for Sonar and Other Transducers). Estimated impacts apply to the  Eastern North Pacific Stock (see Table 6‐14).  As described for mysticetes above, even a few minor to moderate TTS or behavioral reactions to an  individual over the course of a year are unlikely to have any significant costs or long‐term consequences  for that individual. Considering these factors and the mitigation measures that would be implemented  as described in Chapter 11 (Mitigation Measures), long‐term consequences for the species or stocks  would not be expected.  The use of sonar and other transducers during testing activities as described under the Proposed Action  will result in the unintentional taking of blue whales incidental to those activities.    175  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 6 – Take Estimates for Marine Mammals  Note: Region and Activity Category bar charts show categories +/‐ 0.5 percent of the estimated impacts, which  could result in a total of 99‐101 percent. The model is probabilistic and therefore a single impact could be divided up  among multiple regions or activity categories.  Figure 6‐13: Blue Whale Impacts Estimated per Year from Sonar and Other Transducers Used  During Training and Testing Under the Proposed Action    176  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 6 – Take Estimates for Marine Mammals  Table 6‐14: Estimated Impacts on Individual Blue Whale Stocks Within the Study Area per  Year from Sonar and Other Transducers Used During Training and Testing Under the Proposed  Action  Estimated Impacts by Effect  Stock  Eastern North Pacific  Training  Testing  Behavioral  TTS  PTS  Behavioral  TTS  PTS  2  0  0  3  4  0  Note: Estimated impacts are based on the maximum number of activities in a given year under the Proposed  Action.  6.4.2.3.2.3 Fin Whales (Endangered Species Act-Listed) Impacts from Sonar and Other Transducers Under the Proposed Action for Training Activities Fin whales may be exposed to sounds from sonar and other transducers associated with training  activities throughout the year. The quantitative analysis estimates behavioral reactions and TTS under  the Proposed Action (see Figure 6‐14 and Table 6‐15 below). Impact ranges for this species are discussed  in Section 6.4.2.2 (Impact Ranges for Sonar and Other Transducers). Estimated impacts apply to the  California, Oregon, and Washington stock (see Table 6‐15).  As described for mysticetes above, even a few minor to moderate TTS or behavioral reactions to an  individual over the course of a year are unlikely to have any significant costs or long‐term consequences  for that individual. Considering these factors and the mitigation measures that would be implemented  as described in Chapter 11 (Mitigation Measures), long‐term consequences for the species or stock  would not be expected.  The use of sonar and other transducers during training activities as described under the Proposed Action  will result in the unintentional taking of fin whales incidental to those activities.   Impacts from Sonar and Other Transducers Under the Proposed Action for Testing Activities Fin whales may be exposed to sounds from sonar and other transducers associated with testing  activities throughout the year. The quantitative analysis estimates behavioral reactions and TTS under  the Proposed Action (see Figure 6‐14 or Table 6‐15. Impact ranges for this species are discussed in  Section 6.4.2.2 (Impact Ranges for Sonar and Other Transducers). Estimated impacts apply to multiple  stocks (see Table 6‐15).  As described for mysticetes above, even a few minor to moderate TTS or behavioral reactions to an  individual over the course of a year are unlikely to have any significant costs or long‐term consequences  for that individual. Considering these factors and the mitigation measures that would be implemented  as described in Chapter 11 (Mitigation Measures), long‐term consequences for the species or stocks  would not be expected.  The use of sonar and other transducers during testing activities as described under the Proposed Action  will result in the unintentional taking of fin whales incidental to those activities.     177  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 6 – Take Estimates for Marine Mammals     Note: Region and Activity Category bar charts show categories +/‐ 0.5 percent of the estimated impacts, which  could result in a total of 99‐101 percent. The model is probabilistic and therefore a single impact could be divided up  among multiple regions or activity categories.  Figure 6‐14: Fin Whale Impacts Estimated per Year from Sonar and Other Transducers Used  During Training and Testing Under the Proposed Action    178  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 6 – Take Estimates for Marine Mammals  Table 6‐15: Estimated Impacts on Individual Fin Whale Stocks Within the Study Area per Year  from Sonar and Other Transducers Used During Training and Testing Under the Proposed  Action  Estimated Impacts by Effect  Stock  Training  Testing  Behavioral  TTS  PTS  Behavioral  TTS  PTS  Northeast Pacific  0  0  0  1  1  0  California, Oregon, &  Washington  41  13  0  44  29  0  Note: Estimated impacts are based on the maximum number of activities in a given year under the Proposed  Action.  6.4.2.3.2.4 Sei Whales (Endangered Species Act-Listed) Impacts from Sonar and Other Transducers Under the Proposed Action for Training Activities Sei whales may be exposed to sounds from sonar and other transducers associated with training  activities throughout the year. The quantitative analysis estimates behavioral reactions and TTS under  the Proposed Action (see Figure 6‐15 and Table 6‐16). Impact ranges for this species are discussed in  Section 6.4.2.2 (Impact Ranges for Sonar and Other Transducers). Estimated impacts apply to the  Eastern North Pacific stock (see Table 6‐16).  There are few predicted impacts relative to the population estimates of the stock expected to be  present in the Study Area. As described for mysticetes above, even a few minor to moderate TTS or  behavioral reactions to an individual over the course of a year are unlikely to have any significant costs  or long‐term consequences for that individual. Considering these factors and the mitigation measures  that would be implemented as described in Chapter 11 (Mitigation Measures), long‐term consequences  for the species or stock would not be expected.  The use of sonar and other transducers during training activities as described under the Proposed Action  will result in the unintentional taking of sei whales incidental to those activities.   Impacts from Sonar and Other Transducers Under the Proposed Action for Testing Activities Sei whales may be exposed to sounds from sonar and other transducers associated with testing  activities throughout the year. The quantitative analysis estimates behavioral reactions and TTS under  the Proposed Action (see Figure 6‐15 and Table 6‐16 below). Impact ranges for this species are discussed  in Section 6.4.2.2 (Impact Ranges for Sonar and Other Transducers). Estimated impacts apply to the  Eastern North Pacific stock (see Table 6‐16).  As described for mysticetes above, even a few minor to moderate TTS or behavioral reactions to an  individual over the course of a year are unlikely to have any significant costs or long‐term consequences  for that individual. Considering these factors and the mitigation measures that would be implemented  as described in Chapter 11 (Mitigation Measures), long‐term consequences for the species or stock  would not be expected.    179  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 6 – Take Estimates for Marine Mammals  The use of sonar and other transducers during testing activities as described under the Proposed Action  will result in the unintentional taking of sei whales incidental to those activities.     Note: Region and Activity Category bar charts show categories +/‐ 0.5 percent of the estimated impacts, which  could result in a total of 99‐101 percent. The model is probabilistic and therefore a single impact could be divided up  among multiple regions or activity categories.  Figure 6‐15: Sei Whale Impacts Estimated per Year from Sonar and Other Transducers Used  During Training and Testing Under the Proposed Action      180  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 6 – Take Estimates for Marine Mammals  Table 6‐16: Estimated Impacts on Individual Sei Whale Stocks Within the Study Area per Year  from Sonar and Other Transducers Used During Training and Testing Under the Proposed  Action  Estimated Impacts by Effect  Stock  Eastern North Pacific  Training  Testing  Behavioral  TTS  PTS  Behavioral  TTS  PTS  16  14  0  16  35  0  Note: Estimated impacts are based on the maximum number of activities in a given year under the Proposed  Action.  6.4.2.3.2.5 Minke Whales Impacts from Sonar and Other Transducers Under the Proposed Action for Training Activities Minke whales may be exposed to sounds from sonar and other transducers associated with training  activities throughout the year. The quantitative analysis estimates behavioral reactions and TTS under  the Proposed Action (see Figure 6‐16 and Table 6‐17 below). Impact ranges for this species are discussed  in Section 6.4.2.2 (Impact Ranges for Sonar and Other Transducers). Estimated impacts apply to the  California, Oregon, and Washington stock (see Table 6‐17).  As described for mysticetes above, even a few minor to moderate TTS or behavioral reactions to an  individual over the course of a year are unlikely to have any significant costs or long‐term consequences  for that individual. Considering these factors and the mitigation measures that would be implemented  as described in Chapter 11 (Mitigation Measures), long‐term consequences for the species or stock  would not be expected.  The use of sonar and other transducers during training activities as described under the Proposed Action  will result in the unintentional taking of minke whales incidental to those activities.   Impacts from Sonar and Other Transducers Under the Proposed Action for Testing Activities Minke whales may be exposed to sounds from sonar and other transducers associated with testing  activities throughout the year. The quantitative analysis estimates behavioral reactions and TTS under  the Proposed Action (see Figure 6‐16 and Table 6‐17 below). Impact ranges for this species are discussed  in Section 6.4.2.2 (Impact Ranges for Sonar and Other Transducers). Estimated impacts apply to multiple  stocks (see Table 6‐17).  As described for mysticetes above, even a few minor to moderate TTS or behavioral reactions to an  individual over the course of a year are unlikely to have any significant costs or long‐term consequences  for that individual. Considering these factors and the mitigation measures that would be implemented  as described in Chapter 11 (Mitigation Measures), long‐term consequences for the species or stocks  would not be expected.  The use of sonar and other transducers during testing activities as described under the Proposed Action  will result in the unintentional taking of minke whales incidental to those activities.     181  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 6 – Take Estimates for Marine Mammals    Note: Region and Activity Category bar charts show categories +/‐ 0.5 percent of the estimated impacts, which  could result in a total of 99‐101 percent. The model is probabilistic and therefore a single impact could be divided up  among multiple regions or activity categories.  Figure 6‐16: Minke Impacts Estimated per Year from Sonar and Other Transducers Used  During Training and Testing Under the Proposed Action    182  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 6 – Take Estimates for Marine Mammals  Table 6‐17: Estimated Impacts on Individual Minke Whale Stocks Within the Study Area per  Year from Sonar and Other Transducers Used During Training and Testing Under the  Proposed Action  Estimated Impacts by Effect  Stock  Training  Testing  Behavioral  TTS  PTS  Behavioral  TTS  PTS  Alaska  0  0  0  1  1  0  California, Oregon, &  Washington  52  58  0  55  131  0  Note: Estimated impacts are based on the maximum number of activities in a given year under the Proposed  Action.  6.4.2.3.2.6 Humpback Whales (some DPSs are Endangered Species Act-Listed) Impacts have been modeled for the Hawaii (Central North Pacific stock) population of humpback whales,  which are not Endangered Species Act‐Listed, and for the Mexico (California, Oregon, and Washington  stock) and Central America (California, Oregon, and Washington) stock populations of humpback  whales, which are Endangered Species Act listed. Western North Pacific humpback whales are not likely  to be present in the Study Area during or in proximity to any of the proposed training or testing  activities.  Impacts from Sonar and Other Transducers Under the Proposed Action for Training Activities Humpback whales may be exposed to sounds from sonar and other transducers associated with training  activities throughout the year. The quantitative analysis estimates behavioral reactions and TTS under  the Proposed Action (see Figure 6‐17 and Table 6‐18 below). Impact ranges for this species are discussed  in Section 6.4.2.2 (Impact Ranges for Sonar and Other Transducers). Estimated impacts apply to multiple  stocks (see Table 6‐18).  As described for mysticetes above, even a few minor to moderate TTS or behavioral reactions to an  individual over the course of a year are unlikely to have any significant costs or long‐term consequences  for that individual. Considering these factors and the mitigation measures that would be implemented  as described in Chapter 11 (Mitigation Measures), long‐term consequences for the species or stocks  would not be expected.  The use of sonar and other transducers during training activities as described under the Proposed Action  will result in the unintentional taking of humpback whales incidental to those activities.   Impacts from Sonar and Other Transducers Under the Proposed Action for Testing Activities Humpback whales may be exposed to sounds from sonar and other transducers associated with testing  activities throughout the year. The quantitative analysis estimates behavioral reactions and TTS under  the Proposed Action (see Figure 6‐17 and Table 6‐18 below). Impact ranges for this species are discussed  in Section 6.4.2.2 (Impact Ranges for Sonar and Other Transducers). Estimated impacts apply to multiple  stocks (see Table 6‐18).    183  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 6 – Take Estimates for Marine Mammals  As described for mysticetes above, even a few minor to moderate TTS or behavioral reactions to an  individual over the course of a year are unlikely to have any significant costs or long‐term consequences  for that individual. Considering these factors and the mitigation measures that would be implemented  as described in Chapter 11 (Mitigation Measures), long‐term consequences for the species or stocks  would not be expected.  The use of sonar and other transducers during testing activities as described under the Proposed Action  will result in the unintentional taking of humpback whales incidental to those activities.     Note: Region and Activity Category bar charts show categories +/‐ 0.5 percent of the estimated impacts, which  could result in a total of 99‐101 percent. The model is probabilistic and therefore a single impact could be divided up  among multiple regions or activity categories.  Figure 6‐17: Humpback Whale Impacts Estimated per Year from Sonar and Other Transducers  Used During Training and Testing Under the Proposed Action    184  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 6 – Take Estimates for Marine Mammals  Table 6‐18: Estimated Impacts on Individual Humpback Whale Stocks Within the Study Area  per Year from Sonar and Other Transducers Used During Training and Testing Under the  Proposed Action  Estimated Impacts by Effect  Stock  Training  Testing  Behavioral  TTS  PTS  Behavioral  TTS  PTS  Central North Pacific  3  2  0  44  65  0  California, Oregon, &  Washington  3  1  0  36  51  0  Note: Estimated impacts are based on the maximum number of activities in a given year under the Proposed  Action.  6.4.2.3.2.7 Gray Whales (one DPS is Endangered Species Act-Listed) The vast majority of gray whales in the Study Area are from the non‐endangered Eastern North Pacific  stock. On very rare occasions, Western North Pacific gray whales, which are Endangered Species Act‐ Listed, occur in the Study Area.  Impacts from Sonar and Other Transducers Under the Proposed Action for Training Activities Gray whales may be exposed to sounds from sonar and other transducers associated with training  activities throughout the year. The quantitative analysis estimates behavioral reactions under the  Proposed Action (see Figure 6‐18 and Table 6‐19 below). Impact ranges for this species are discussed in  Section 6.4.2.2 (Impact Ranges for Sonar and Other Transducers). Estimated impacts apply to the  Eastern North Pacific stock (see Table 6‐19).  As described for mysticetes above, even a few minor to moderate behavioral reactions to an individual  over the course of a year are unlikely to have any significant costs or long‐term consequences for that  individual. Considering these factors and the mitigation measures that would be implemented as  described in Chapter 11 (Mitigation Measures), long‐term consequences for the species or stock would  not be expected.  The use of sonar and other transducers during training activities as described under the Proposed Action  will result in the unintentional taking of gray whales incidental to those activities.   Impacts from Sonar and Other Transducers Under the Proposed Action for Testing Activities Gray whales may be exposed to sounds from sonar and other transducers associated with testing  activities throughout the year. The quantitative analysis estimates behavioral reactions and TTS under  the Proposed Action (see Figure 6‐18 and Table 6‐19). Impact ranges for this species are discussed in  Section 6.4.2.2 (Impact Ranges for Sonar and Other Transducers). Estimated impacts apply to the  Eastern North Pacific stock (see Table 6‐19).  As described for mysticetes above, even a few minor to moderate TTS or behavioral reactions to an  individual over the course of a year are unlikely to have any significant costs or long‐term consequences  for that individual. Considering these factors and the mitigation measures that would be implemented    185  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 6 – Take Estimates for Marine Mammals  as described in Chapter 11 (Mitigation Measures), long‐term consequences for the species or stocks  would not be expected.  The use of sonar and other transducers during testing activities as described under the Proposed Action  will result in the unintentional taking of gray whales incidental to those activities.      Note: Region and Activity Category bar charts show categories +/‐ 0.5 percent of the estimated impacts, which  could result in a total of 99‐101 percent. The model is probabilistic and therefore a single impact could be divided up  among multiple regions or activity categories.  Figure 6‐18: Gray Whale Impacts Estimated per Year from Sonar and Other Transducers Used  During Training and Testing Under the Proposed Action    186  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 6 – Take Estimates for Marine Mammals  Table 6‐19: Estimated Impacts on Individual Gray Whale Stocks Within the Study Area per  Year from Sonar and Other Transducers Used During Training and Testing Under the Proposed  Action  Estimated Impacts by Effect  Stock  Training  Testing  Behavioral  TTS  PTS  Behavioral  TTS  PTS  Eastern North Pacific  2  0  0  25  13  0  Western North Pacific  0  0  0  0  0  0  Note: Estimated impacts are based on the maximum number of activities in a given year under the Proposed  Action.  6.4.2.3.3 Odontocetes Odontocetes may be exposed to sound from sonar and other transducers associated with training and  testing activities throughout the year. Low‐ (less than 1 kHz), mid‐ (1–10 kHz), high‐frequency (10–100  kHz), and very high‐frequency (100–200 kHz) sonars produce sounds that are likely to be within the  audible range of odontocetes (see Section 6.3, Hearing and Vocalization). If a sound is within an animal’s  hearing range then behavioral reactions, physiological stress, masking and hearing loss are potential  impacts that must be analyzed. If a marine mammal cannot hear a sound, then behavioral reactions,  physiological stress, masking, or hearing loss could not occur. Impact ranges for odontocetes are  discussed under mid‐frequency cetaceans in Section 6.4.2 (Impacts from Sonar and Other Transducers).  A few behavioral reactions in odontocetes (except beaked whales and harbor porpoise) resulting from  exposure to sonar could take place at distances of up to 20 km. Beaked whales and harbor porpoise  have demonstrated a high level of sensitivity to human made noise and activity; therefore, the  quantitative analysis assumes that some harbor porpoises and some beaked whales could experience  significant behavioral reactions at a distance of up to 40 km and 50 km from the sound source,  respectively. Behavioral reactions, however, are much more likely within a few kilometers of the sound  source for most species of odontocetes such as delphinids and sperm whales. Even for harbor porpoise  and beaked whales, as discussed above in Section 6.4.2.1.2 (Assessing the Severity of Behavioral  Responses from Sonar), the quantitative analysis very likely overestimated the numbers of behavioral  reactions due to the underlying nature of the data used to derive the behavioral response functions.  Research shows that if odontocetes do respond they may react in a number of ways, depending on the  characteristics of the sound source and their experience with the sound source. Behavioral reactions  may include alerting, breaking off feeding dives and surfacing, or diving or swimming away. Animals  disturbed while engaged in other activities such as feeding or reproductive behaviors may be more likely  to ignore or tolerate the disturbance and continue their natural behavior patterns. Therefore, most  behavioral reactions from odontocetes are likely to be short term and low to moderate severity.   Large odontocetes such as killer whales and pilot whales have been the subject of behavioral response  studies (see Section 6.4.1.5, Behavioral Reactions). Based on these studies, a number of reactions could  occur, such as a short‐term cessation of natural behavior (e.g., feeding, avoidance of the sound source,  or even attraction towards the sound source as seen in pilot whales). Due to the factors involved in Navy  training and testing exercises versus the conditions under which pilot whales and killer whales were  exposed during behavioral response studies, large odontocetes are unlikely to have more than short‐   187  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 6 – Take Estimates for Marine Mammals  term and moderate severity reactions to sounds from sonar or other human disturbance, and typically  only at ranges within a few kilometers. Most estimated impacts are due to anti‐submarine warfare  activities, which could vary in duration and intensity. Anti‐submarine warfare unit‐level exercises and  maintenance typically last for a few hours and involve a limited amount of sonar use, so significant  responses would be less likely to occur due to the limited duration.. A single or few short‐lived TTS or  behavioral reactions per year are unlikely to have any significant costs or long‐term consequences for  individuals.  Small odontocetes have been the subject of behavioral response studies and observations in the field  (see Section 6.4.1.5, Behavioral Reactions). Based on these studies, small odontocetes (dolphins) appear  to be less sensitive to sound and human disturbance than other cetacean species. If reactions did occur,  they could consist of a short‐term behavioral response such as cessation of feeding, avoidance of the  sound source, or even attraction towards the sound source. Small odontocetes are unlikely to have  more than short‐term and moderate severity reactions to sounds from sonar or other human  disturbance, and typically only at ranges within a few kilometers. Most estimated impacts are due to  anti‐submarine warfare activities, which could vary in duration and intensity. Anti‐submarine warfare  unit‐level exercises and maintenance typically last for a few hours and involve a limited amount of sonar  use, so significant responses would be less likely due to the limited duration. Some bottlenose dolphin  estimated impacts could also occur due to navigation and object avoidance (detection) since these  activities typically occur entering and leaving Navy homeports that overlap the distribution of coastal  populations of this species. Navigation and object avoidance (detection) activities normally involve a  single ship or submarine using a limited amount of sonar; therefore, significant reactions are unlikely. A  single or few short‐lived TTS or behavioral reactions per year are unlikely to have any significant costs or  long‐term consequences for individuals.  Behavioral research indicates that most odontocetes avoid sound sources at levels that would cause any  temporary hearing loss (i.e., TTS) (see Section 6.4.1.5, Behavioral Reactions). TTS and even PTS is more  likely for high‐frequency cetaceans, such as harbor porpoises and Kogia whales, because hearing loss  thresholds for these animals are lower than for all other marine mammals. These species, especially  harbor porpoises, have demonstrated a high level of sensitivity to human‐made sound and activities and  may avoid them at further distances. This increased distance could avoid or minimize hearing loss for  these species as well, especially as compared to the estimates from the quantitative analysis. Therefore,  it is likely that the quantitative analysis overestimates TTS and PTS in marine mammals because it does  not account for animals avoiding sound sources at closer ranges. Recovery from hearing loss begins  almost immediately after the noise exposure ceases and can take a few minutes to a few days to fully  recover, depending on the magnitude of the initial threshold shift. TTS would be recoverable, and PTS  would leave some residual hearing loss. Most TTS, if it does actually occur, would be more likely to be  minor to moderate (i.e., less than 20 dB of TTS directly after the exposure) and would recover within a  matter of minutes to hours. Threshold shifts do not necessarily affect all hearing frequencies equally and  typically manifest themselves at the exposure frequency or within an octave above the exposure  frequency. During the period that an odontocete had hearing loss, social calls from conspecifics could be  more difficult to detect or interpret. Killer whales are a primary predator of odontocetes. Some hearing  loss could make killer whale calls more difficult to detect at further ranges until hearing recovers.  Odontocetes use echolocation clicks to find and capture prey. These echolocation clicks and  vocalizations are at frequencies above a few tens of kHz for delphinids, beaked whales, and sperm  whales, and above 100 kHz for porpoises and Kogia whales. Therefore, echolocation associated with  feeding and navigation in odontocetes is unlikely to be affected by threshold shift at lower frequencies    188  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 6 – Take Estimates for Marine Mammals  and should not have any significant effect on an odontocete’s ability to locate prey or navigate, even in  the short term. Therefore, a single or even a few minor TTS (less than 20 dB of TTS) to an individual  odontocete per year are unlikely to have any long‐term consequences for that individual. Minor PTS (a  few dB or less) in an individual could have no to minor long‐term consequences for individuals.   Research and observations of masking in marine mammals are discussed in Section 6.4.1.4 (Masking).  Many anti‐submarine warfare sonars and countermeasures use low‐ and mid‐frequency sonar. Most  low‐ and mid‐frequency sonar signals (i.e., sounds) are limited in their temporal, frequency, and spatial  domains. The duration of most individual sounds is short, lasting up to a few seconds each. Some  systems operate with higher duty cycles or nearly continuously, but typically use lower power.  Nevertheless, masking may be more prevalent at closer ranges to these high‐duty cycle and continuous  active sonar systems. Most anti‐submarine warfare activities are geographically dispersed and last for  only a few hours, often with intermittent sonar use even within this period. Most anti‐submarine  warfare sonars also have a narrow frequency band (typically much less than one‐third octave). These  factors reduce the likelihood of sources causing significant masking in odontocetes due to exposure to  sonar used during anti‐submarine warfare activities. Odontocetes may experience some limited masking  at closer ranges from high‐frequency sonars and other transducers; however, the frequency band of the  sonar is narrow, limiting the likelihood of masking. High‐frequency sonars are typically used for mine  hunting, navigation, and object detection (avoidance). Potential costs to odontocetes from masking are  similar to those discussed above for mild to moderate levels of TTS, with the primary difference being  that the effects of masking are only present when the sound source (i.e., sonar) is actively pinging and  the effect is over the moment the sound has ceased.   Nevertheless, odontocetes that do experience some masking from sonar or other transducers may have  their ability to communicate with conspecifics reduced, especially at further ranges. Sounds from mid‐ frequency sonar could mask killer whale vocalizations making them more difficult to detect, especially at  further ranges. As discussed above for TTS, odontocetes use echolocation to find prey and navigate. The  echolocation clicks of odontocetes are above the frequencies of most sonar systems, especially those  used during anti‐submarine warfare. Therefore, echolocation associated with feeding and navigation in  odontocetes is unlikely to be masked by sounds from sonars or other transducers. A single or even a few  short periods of masking, if it were to occur, to an individual odontocete per year are unlikely to have  any long‐term consequences for that individual.  6.4.2.3.3.1 Common Bottlenose Dolphins Impacts from Sonar and Other Transducers Under the Proposed Action for Training Activities Common bottlenose dolphins may be exposed to sounds from sonar and other transducers associated  with training activities throughout the year. The quantitative analysis estimates behavioral reactions  under the Proposed Action (see Figure 6‐19 and Table 6‐20 below). Impact ranges for this species are  discussed in Section 6.4.2.2 (Impact Ranges for Sonar and Other Transducers). Estimated impacts apply  to the California, Oregon, and Washington stock (see Table 6‐20).   As described for odontocetes above, even a few minor to moderate behavioral reactions to an individual  over the course of a year are unlikely to have any significant costs or long‐term consequences for that  individual. Considering these factors and the mitigation measures that would be implemented as  described in Chapter 11 (Mitigation Measures), long‐term consequences for the species or stock would  not be expected.    189  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 6 – Take Estimates for Marine Mammals  The use of sonar and other transducers during training activities as described under the Proposed Action  will result in the unintentional taking of common bottlenose dolphins incidental to those activities.   Impacts from Sonar and Other Transducers Under the Proposed Action for Testing Activities Common bottlenose dolphins may be exposed to sounds from sonar and other transducers associated  with testing activities throughout the year. The quantitative analysis estimates behavioral reactions  under the Proposed Action (see Figure 6‐19 and Table 6‐20 below). Impact ranges for this species are  discussed in Section 6.4.2.2 (Impact Ranges for Sonar and Other Transducers). Estimated impacts apply  to the California, Oregon, and Washington stock (see Table 6‐20).   As described for odontocetes above, even a few minor to moderate behavioral reactions to an individual  over the course of a year are unlikely to have any significant costs or long‐term consequences for that  individual. Considering these factors and the mitigation measures that would be implemented as  described in Chapter 11 (Mitigation Measures), long‐term consequences for the species or stock would  not be expected.  The use of sonar and other transducers during testing activities as described under the Proposed Action  will result in the unintentional taking of common bottlenose dolphins incidental to those activities.     190  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 6 – Take Estimates for Marine Mammals     Note: Region and Activity Category bar charts show categories +/‐ 0.5 percent of the estimated impacts, which  could result in a total of 99‐101 percent. The model is probabilistic and therefore a single impact could be divided up  among multiple regions or activity categories.  Figure 6‐19: Common Bottlenose Dolphin Impacts Estimated per Year from Sonar and Other  Transducers Used During Training and Testing Under the Proposed Action          191  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 6 – Take Estimates for Marine Mammals  Table 6‐20: Estimated Impacts on Individual Common Bottlenose Dolphin Stocks Within the  Study Area per Year from Sonar and Other Transducers Used During Training and Testing  Under the Proposed Action  Estimated Impacts by Effect  Stock  Training  Behavioral  TTS  Testing  PTS  Behavioral  TTS  PTS  California, Oregon, &  5  0  0  3  0  0  Washington, Offshore  Note: Estimated impacts are based on the maximum number of activities in a given year under the Proposed  Action.  6.4.2.3.3.2 Killer Whales (one DPS is Endangered Species Act-Listed) For the populations of killer whales present in the Study Area, only the Southern Resident population is  listed as endangered under the ESA.   Impacts from Sonar and Other Transducers Under the Proposed Action for Training Activities Killer whales may be exposed to sounds from sonar and other transducers associated with training  activities throughout the year. The quantitative analysis estimates behavioral reactions and TTS under  the Proposed Action (see Figure 6‐20 and Table 6‐21). Impact ranges for this species are discussed in  Section 6.4.2.2 (Impact Ranges for Sonar and Other Transducers). Estimated impacts apply to multiple  stocks (see Table 6‐21).  As described for odontocetes above, even a few minor to moderate TTS or behavioral reactions to an  individual over the course of a year are unlikely to have any significant costs or long‐term consequences  for that individual. Considering these factors and the mitigation measures that would be implemented  as described in Chapter 11 (Mitigation Measures), long‐term consequences for the species or stocks  would not be expected.  The use of sonar and other transducers during training activities as described under the Proposed Action  will result in the unintentional taking of killer whales incidental to those activities.   Impacts from Sonar and Other Transducers Under the Proposed Action for Testing Activities Killer whales may be exposed to sounds from sonar and other transducers associated with testing  activities throughout the year. The quantitative analysis estimates behavioral reactions and TTS under  the Proposed Action (see Figure 6‐20 and Table 6‐21 below). Impact ranges for this species are discussed  in Section 6.4.2.2 (Impact Ranges for Sonar and Other Transducers). Estimated impacts apply to multiple  stocks (see Table 6‐21).  As described for odontocetes above, even a few minor to moderate TTS or behavioral reactions to an  individual over the course of a year are unlikely to have any significant costs or long‐term consequences  for that individual. Considering these factors and the mitigation measures that would be implemented  as described in Chapter 11 (Mitigation Measures), long‐term consequences for the species or stocks  would not be expected.    192  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 6 – Take Estimates for Marine Mammals  The use of sonar and other transducers during testing activities as described under the Proposed Action  will result in the unintentional taking of killer whales incidental to those activities.     Note: Region and Activity Category bar charts show categories +/‐ 0.5 percent of the estimated impacts, which  could result in a total of 99‐101 percent. The model is probabilistic and therefore a single impact could be divided up  among multiple regions or activity categories.  Figure 6‐20: Killer Whale Impacts Estimated per Year from Sonar and Other Transducers Used  During Training and Testing Under the Proposed Action    193  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 6 – Take Estimates for Marine Mammals  Table 6‐21: Estimated Impacts on Individual Killer Whale Stocks Within the Study Area per  Year from Sonar and Other Transducers Used During Training and Testing Under the  Proposed Action  Estimated Impacts by Effect  Stock  Training  Testing  Behavioral  TTS  PTS  Behavioral  TTS  PTS  Alaska Resident  0  0  0  34  0  0  Eastern North Pacific  Offshore  67  1  0  85  4  0  Northern Resident  0  0  0  0  0  0  West Coast Transient  76  2  0  134  20  0  Southern Resident  3  0  0  46  2  0  Note: Estimated impacts are based on the maximum number of activities in a given year under the Proposed  Action.  6.4.2.3.3.3 Northern Right Whale Dolphins Impacts from Sonar and Other Transducers Under the Proposed Action for Training Activities Northern right whale dolphins may be exposed to sounds from sonar and other transducers associated  with training activities throughout the year. The quantitative analysis estimates behavioral reactions and  TTS under the Proposed Action (see Figure 6‐21 and Table 6‐22 below). Impact ranges for this species  are discussed in Section 6.4.2.2 (Impact Ranges for Sonar and Other Transducers). Estimated impacts  apply to the California, Oregon, and Washington stock (see Table 6‐22).  As described for odontocetes above, even a few minor to moderate TTS or behavioral reactions to an  individual over the course of a year are unlikely to have any significant costs or long‐term consequences  for that individual. Considering these factors and the mitigation measures that would be implemented  as described in Chapter 11 (Mitigation Measures), long‐term consequences for the species or stock  would not be expected.  The use of sonar and other transducers during training activities as described under the Proposed Action  will result in the unintentional taking of Northern right whale dolphins incidental to those activities.   Impacts from Sonar and Other Transducers Under the Proposed Action for Testing Activities Northern right whale dolphins may be exposed to sounds from sonar and other transducers associated  with testing activities throughout the year. The quantitative analysis estimates behavioral reactions, TTS,  and PTS under the Proposed Action (see Figure 6‐21 and Table 6‐22 below). Impact ranges for this  species are discussed in Section 6.4.2.2 (Impact Ranges for Sonar and Other Transducers). Estimated  impacts apply to the California, Oregon, and Washington stock (see Table 6‐22).    194  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 6 – Take Estimates for Marine Mammals  As described for odontocetes above, even a few minor to moderate TTS or behavioral reactions to an  individual over the course of a year are unlikely to have any significant costs or long‐term consequences  for that individual. PTS, if it were to occur, would leave some residual hearing loss after recovery from  the initial threshold shift. Minor PTS (a few dB or less) in an individual could have no to minor long‐term  consequences for individuals. Considering these factors and the mitigation measures that would be  implemented as described in Chapter 11 (Mitigation Measures), long‐term consequences for the species  or stock would not be expected.  The use of sonar and other transducers during testing activities as described under the Proposed Action  will result in the unintentional taking of Northern right whale dolphins incidental to those activities.   Note: Region and Activity Category bar charts show categories +/‐ 0.5 percent of the estimated impacts, which  could result in a total of 99‐101 percent. The model is probabilistic and therefore a single impact could be divided up  among multiple regions or activity categories.    Figure 6‐21: Northern Right Whale Dolphin Impacts Estimated per Year from Sonar and Other  Transducers Used During Training and Testing Under the Proposed Action    195  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 6 – Take Estimates for Marine Mammals  Table 6‐22: Estimated Impacts on Individual Northern Right Whale Dolphin Stocks Within the  Study Area per Year from Sonar and Other Transducers Used During Training and Testing  Under the Proposed Action  Estimated Impacts by Effect  Stock  Training  Behavioral  TTS  Testing  PTS  Behavioral  TTS  PTS  California, Oregon, &  7,785  156  0  12,885  872  1  Washington  Note: Estimated impacts are based on the maximum number of activities in a given year under the Proposed  Action.  6.4.2.3.3.4 Pacific White-Sided Dolphins Impacts from Sonar and Other Transducers Under the Proposed Action for Training Activities Pacific white‐sided dolphins may be exposed to sounds from sonar and other transducers associated  with training activities throughout the year. The quantitative analysis estimates behavioral reactions and  TTS under the Proposed Action (see Figure 6‐22 and Table 6‐23). Impact ranges for this species are  discussed in Section 6.4.2.2 (Impact Ranges for Sonar and Other Transducers). Estimated impacts apply  to the California, Oregon, and Washington stock (see Table 6‐23).  As described for odontocetes above, even a few minor to moderate TTS or behavioral reactions to an  individual over the course of a year are unlikely to have any significant costs or long‐term consequences  for that individual. Considering these factors and the mitigation measures that would be implemented  as described in Chapter 11 (Mitigation Measures), long‐term consequences for the species or stock  would not be expected.  The use of sonar and other transducers during training activities as described under the Proposed Action  will result in the unintentional taking of Pacific white‐sided dolphins incidental to those activities.   Impacts from Sonar and Other Transducers Under the Proposed Action for Testing Activities Pacific white‐sided dolphins may be exposed to sounds from sonar and other transducers associated  with testing activities throughout the year. The quantitative analysis estimates behavioral reactions, TTS,  and PTS under the Proposed Action (see Figure 6‐22 and Table 6‐23 below). Impact ranges for this  species are discussed in Section 6.4.2.2 (Impact Ranges for Sonar and Other Transducers). Estimated  impacts apply to multiple stocks (see Table 6‐23).  As described for odontocetes above, even a few minor to moderate TTS or behavioral reactions to an  individual over the course of a year are unlikely to have any significant costs or long‐term consequences  for that individual. PTS, if it were to occur, would leave some residual hearing loss after recovery from  the initial threshold shift. Minor PTS (a few dB or less) in an individual could have no to minor long‐term  consequences for individuals. Considering these factors and the mitigation measures that would be  implemented as described in Chapter 11 (Mitigation Measures), long‐term consequences for the species  or stocks would not be expected.  The use of sonar and other transducers during testing activities as described under the Proposed Action  will result in the unintentional taking of Pacific white‐sided dolphins incidental to those activities.     196  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 6 – Take Estimates for Marine Mammals    Note: Region and Activity Category bar charts show categories +/‐ 0.5 percent of the estimated impacts, which  could result in a total of 99‐101 percent. The model is probabilistic and therefore a single impact could be divided up  among multiple regions or activity categories.  Figure 6‐22: Pacific White‐Sided Dolphin Impacts Estimated per Year from Sonar and Other  Transducers Used During Training and Testing Under the Proposed Action          197  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 6 – Take Estimates for Marine Mammals  Table 6‐23: Estimated Impacts on Individual Pacific White‐Sided Dolphin Stocks Within the  Study Area per Year from Sonar and Other Transducers Used During Training and Testing  Under the Proposed Action  Estimated Impacts by Effect  Stock  North Pacific  California, Oregon, &  Washington  Training  Testing  Behavioral  TTS  PTS  Behavioral  TTS  PTS  0  0  0  101  0  0  5,198  86  0  14,394  1,285  1  Note: Estimated impacts are based on the maximum number of activities in a given year under the Proposed  Action.  6.4.2.3.3.5 Risso’s Dolphins Impacts from Sonar and Other Transducers Under the Proposed Action for Training Activities Risso’s dolphins may be exposed to sounds from sonar and other transducers associated with training  activities throughout the year. The quantitative analysis estimates behavioral reactions and TTS under  the Proposed Action (see Figure 6‐23 and Table 6‐24below). Impact ranges for this species are discussed  in Section 6.4.2.2 (Impact Ranges for Sonar and Other Transducers). Estimated impacts apply to the  California, Oregon, and Washington stock (see Table 6‐24).  As described for odontocetes above, even a few minor to moderate TTS or behavioral reactions to an  individual over the course of a year are unlikely to have any significant costs or long‐term consequences  for that individual. Considering these factors and the mitigation measures that would be implemented  as described in Chapter 11 (Mitigation Measures), long‐term consequences for the species or stock  would not be expected.  The use of sonar and other transducers during training activities as described under the Proposed Action  will result in the unintentional taking of Risso’s dolphins incidental to those activities.   Impacts from Sonar and Other Transducers Under the Proposed Action for Testing Activities Risso’s dolphins may be exposed to sounds from sonar and other transducers associated with testing  activities throughout the year. The quantitative analysis estimates behavioral reactions and TTS under  the Proposed Action (see Figure 6‐23 and Table 6‐24below). Impact ranges for this species are discussed  in Section 6.4.2.2 (Impact Ranges for Sonar and Other Transducers). Estimated impacts apply to the  California, Oregon, and Washington stock (see Table 6‐24).  As described for odontocetes above, even a few minor to moderate TTS or behavioral reactions to an  individual over the course of a year are unlikely to have any significant costs or long‐term consequences  for that individual. Considering these factors and the mitigation measures that would be implemented  as described in Chapter 11 (Mitigation Measures), long‐term consequences for the species or stock  would not be expected.    198  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 6 – Take Estimates for Marine Mammals  The use of sonar and other transducers during testing activities as described under the Proposed Action  will result in the unintentional taking of Risso’s dolphins incidental to those activities.     Note: Region and Activity Category bar charts show categories +/‐ 0.5 percent of the estimated impacts, which  could result in a total of 99‐101 percent. The model is probabilistic and therefore a single impact could be divided up  among multiple regions or activity categories.  Figure 6‐23: Risso’s Dolphin Impacts Estimated per Year from Sonar and Other Transducers  Used During Training and Testing Under the Proposed Action      199  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 6 – Take Estimates for Marine Mammals  Table 6‐24: Estimated Impacts on Individual Risso’s Dolphin Stocks Within the Study Area per  Year from Sonar and Other Transducers Used During Training and Testing Under the Proposed  Action  Estimated Impacts by Effect  Stock  Training  Behavioral  TTS  Testing  PTS  Behavioral  TTS  PTS  California, Oregon, &  2,240  46  0  3,840  228  0  Washington  Note: Estimated impacts are based on the maximum number of activities in a given year under the Proposed  Action.  6.4.2.3.3.6 Short-Beaked Common Dolphin Impacts from Sonar and Other Transducers Under the Proposed Action for Training Activities Short‐beaked common dolphins may be exposed to sounds from sonar and other transducers associated  with training activities throughout the year. The quantitative analysis estimates behavioral reactions and  TTS under the Proposed Action (see Figure 6‐24 and Table 6‐25 below). Impact ranges for this species  are discussed in Section 6.4.2.2 (Impact Ranges for Sonar and Other Transducers). Estimated impacts  apply to the California, Oregon, and Washington stock (see Table 6‐25).  As described for odontocetes above, even a few minor to moderate TTS or behavioral reactions to an  individual over the course of a year are unlikely to have any significant costs or long‐term consequences  for that individual. Considering these factors and the mitigation measures that would be implemented  as described in Chapter 11 (Mitigation Measures), long‐term consequences for the species or stock  would not be expected.  The use of sonar and other transducers during training activities as described under the Proposed Action  will result in the unintentional taking of short‐beaked common dolphins incidental to those activities.  Impacts from Sonar and Other Transducers Under the Proposed Action for Testing Activities Short‐beaked common dolphins may be exposed to sounds from sonar and other transducers associated  with testing activities throughout the year. The quantitative analysis estimates behavioral reactions and  TTS under the Proposed Action (see Figure 6‐24 and Table 6‐25 below). Impact ranges for this species  are discussed in Section 6.4.2.2 (Impact Ranges for Sonar and Other Transducers). Estimated impacts  apply to the California, Oregon, and Washington stock (see Table 6‐25).  As described for odontocetes above, even a few minor to moderate TTS or behavioral reactions to an  individual over the course of a year are unlikely to have any significant costs or long‐term consequences  for that individual. Considering these factors and the mitigation measures that would be implemented  as described in Chapter 11 (Mitigation Measures), long‐term consequences for the species or stock  would not be expected.  The use of sonar and other transducers during testing activities as described under the Proposed Action  will result in the unintentional taking of short‐beaked common dolphins incidental to those activities.    200  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 6 – Take Estimates for Marine Mammals    Note: Region and Activity Category bar charts show categories +/‐ 0.5 percent of the estimated impacts, which  could result in a total of 99‐101 percent. The model is probabilistic and therefore a single impact could be divided up  among multiple regions or activity categories.  Figure 6‐24: Short‐Beaked Common Dolphin Impacts Estimated per Year from Sonar and  Other Transducers Used During Training and Testing Under the Proposed Action          201  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 6 – Take Estimates for Marine Mammals  Table 6‐25: Estimated Impacts on Individual Short‐Beaked Common Dolphin Stocks Within  the Study Area per Year from Sonar and Other Transducers Used During Training and Testing  Under the Proposed Action  Estimated Impacts by Effect  Stock  Training  Behavioral  TTS  Testing  PTS  Behavioral  TTS  PTS  California, Oregon, &  1,140  25  0  963  21  0  Washington  Note: Estimated impacts are based on the maximum number of activities in a given year under the Proposed  Action.  6.4.2.3.3.7 Short-Finned Pilot Whales Impacts from Sonar and Other Transducers Under the Proposed Action for Training Activities Short‐finned pilot whales may be exposed to sounds from sonar and other transducers associated with  training activities throughout the year. The quantitative analysis estimates behavioral reactions under  the Proposed Action (see Figure 6‐25 and Table 6‐26 below). Impact ranges for this species are discussed  in Section 6.4.2.2 (Impact Ranges for Sonar and Other Transducers). Estimated impacts apply to the  California, Oregon, and Washington stock (see Table 6‐26).  As described for odontocetes above, even a few minor to moderate behavioral reactions to an individual  over the course of a year are unlikely to have any significant costs or long‐term consequences for that  individual. Considering these factors and the mitigation measures that would be implemented as  described in Chapter 11 (Mitigation Measures), long‐term consequences for the species or stock would  not be expected.  The use of sonar and other transducers during training activities as described under the Proposed Action  will result in the unintentional taking of short‐finned pilot whales incidental to those activities.  Impacts from Sonar and Other Transducers Under the Proposed Action for Testing Activities Short‐finned pilot whales may be exposed to sounds from sonar and other transducers associated with  testing activities throughout the year. The quantitative analysis estimates behavioral reactions and TTS  under the Proposed Action (see Figure 6‐25 and Table 6‐26 below). Impact ranges for this species are  discussed in Section 6.4.2.2 (Impact Ranges for Sonar and Other Transducers). Estimated impacts apply  to the California, Oregon, and Washington stock (see Table 6‐26).  As described for odontocetes above, even a few minor to moderate TTS or behavioral reactions to an  individual over the course of a year are unlikely to have any significant costs or long‐term consequences  for that individual. Considering these factors and the mitigation measures that would be implemented  as described in Chapter 11 (Mitigation Measures), long‐term consequences for the species or stock  would not be expected.  The use of sonar and other transducers during testing activities as described under the Proposed Action  will result in the unintentional taking of short‐finned pilot whales incidental to those activities.     202  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 6 – Take Estimates for Marine Mammals    Note: Region and Activity Category bar charts show categories +/‐ 0.5 percent of the estimated impacts, which  could result in a total of 99‐101 percent. The model is probabilistic and therefore a single impact could be divided up  among multiple regions or activity categories.  Figure 6‐25: Short‐Finned Pilot Whale Impacts Estimated per Year from Sonar and Other  Transducers Used During Training and Testing Under the Proposed Action          203  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 6 – Take Estimates for Marine Mammals  Table 6‐26: Estimated Impacts on Individual Short‐Finned Pilot Whale Stocks Within the Study  Area per Year from Sonar and Other Transducers Used During Training and Testing Under the  Proposed Action  Estimated Impacts by Effect  Stock  Training  Behavioral  TTS  Testing  PTS  Behavioral  TTS  PTS  California, Oregon, &  57  0  0  30  1  0  Washington  Note: Estimated impacts are based on the maximum number of activities in a given year under the Proposed  Action.  6.4.2.3.3.8 Striped Dolphins Impacts from Sonar and Other Transducers Under the Proposed Action for Training Activities Striped dolphins may be exposed to sounds from sonar and other transducers associated with training  activities throughout the year. The quantitative analysis estimates behavioral reactions and TTS under  the Proposed Action (see Figure 6‐26 and Table 6‐27 below). Impact ranges for this species are discussed  in Section 6.4.2.2 (Impact Ranges for Sonar and Other Transducers). Estimated impacts apply to the  California, Oregon, and Washington stock (see Table 6‐27).  As described for odontocetes above, even a few minor to moderate TTS or behavioral reactions to an  individual over the course of a year are unlikely to have any significant costs or long‐term consequences  for that individual. Considering these factors and the mitigation measures that would be implemented  as described in Chapter 11 (Mitigation Measures), long‐term consequences for the species or stock  would not be expected.  The use of sonar and other transducers during training activities as described under the Proposed Action  will result in the unintentional taking of striped dolphins incidental to those activities.   Impacts from Sonar and Other Transducers Under the Proposed Action for Testing Activities Striped dolphins may be exposed to sounds from sonar and other transducers associated with testing  activities throughout the year. The quantitative analysis estimates behavioral reactions and TTS under  the Proposed Action (see Figure 6‐26 and Table 6‐27 below). Impact ranges for this species are discussed  in Section 6.4.2.2 (Impact Ranges for Sonar and Other Transducers). Estimated impacts apply to the  California, Oregon, and Washington stock (see Table 6‐27).  As described for odontocetes above, even a few minor to moderate TTS or behavioral reactions to an  individual over the course of a year are unlikely to have any significant costs or long‐term consequences  for that individual. Considering these factors and the mitigation measures that would be implemented  as described in Chapter 11 (Mitigation Measures), long‐term consequences for the species or stock  would not be expected.  The use of sonar and other transducers during testing activities as described under the Proposed Action  will result in the unintentional taking of striped dolphins incidental to those activities.     204  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 6 – Take Estimates for Marine Mammals    Note: Region and Activity Category bar charts show categories +/‐ 0.5 percent of the estimated impacts, which  could result in a total of 99‐101 percent. The model is probabilistic and therefore a single impact could be divided up  among multiple regions or activity categories.  Figure 6‐26: Striped Dolphin Impacts Estimated per Year from Sonar and Other Transducers  Used During Training and Testing Under the Proposed Action    205  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 6 – Take Estimates for Marine Mammals  Table 6‐27: Estimated Impacts on Individual Striped Dolphin Stocks Within the Study Area per  Year from Sonar and Other Transducers Used During Training and Testing Under the Proposed  Action  Estimated Impacts by Effect  Stock  Training  Behavioral  TTS  Testing  PTS  Behavioral  TTS  PTS  California, Oregon, &  426  13  0  337  7  0  Washington  Note: Estimated impacts are based on the maximum number of activities in a given year under the Proposed  Action.  6.4.2.3.3.9 Kogia Whales Kogia whales include two species that are often difficult to distinguish from one another: dwarf sperm  whales and pygmy sperm whales; however, impacts to the populations of dwarf and pygmy sperm  whales are modeled separately.  TTS and PTS thresholds for high‐frequency cetaceans, such as Kogia whales, are lower than for all other  marine mammals, which leads to a higher number of estimated hearing loss impacts relative to the  number of animals exposed to the sound as compared to other hearing groups (e.g., mid‐frequency  cetaceans).  Impacts from Sonar and Other Transducers Under the Proposed Action for Training Activities Kogia whales may be exposed to sounds from sonar and other transducers associated with training  activities throughout the year. The quantitative analysis estimates behavioral reactions and TTS under  the Proposed Action (see Figure 6‐27, Figure 6‐28, Table 6‐28, and Table 6‐29 below). Impact ranges for  this species are discussed in Section 6.4.2.2 (Impact Ranges for Sonar and Other Transducers). Estimated  impacts to Kogia whales (pygmy and dwarf sperm whales) apply only to the California, Oregon, and  Washington stock (see Table 6‐28 and Table 6‐29).   As described for odontocetes above, even a few minor to moderate TTS or behavioral reactions to an  individual over the course of a year are unlikely to have any significant costs or long‐term consequences  for that individual. Considering these factors and the mitigation measures that would be implemented  as described in Chapter 11 (Mitigation Measures), long‐term consequences for the species or stock  would not be expected.  The use of sonar and other transducers during training activities as described under the Proposed Action  will result in the unintentional taking of Kogia whales (i.e., dwarf and pygmy sperm whales) incidental to  those activities.   Impacts from Sonar and Other Transducers Under the Proposed Action for Testing Activities Kogia whales may be exposed to sounds from sonar and other transducers associated with testing  activities throughout the year. The quantitative analysis estimates behavioral reactions and TTS under  the Proposed Action (see Figure 6‐27, Figure 6‐28 , Table 6‐28, and Table 6‐29 below). Impact ranges for  this species are discussed in Section 6.4.2.2 (Impact Ranges for Sonar and Other Transducers). Estimated    206  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 6 – Take Estimates for Marine Mammals  impacts to Kogia whales (pygmy and dwarf sperm whales) apply only to the California, Oregon, and  Washington stock (see Table 6‐28 and Table 6‐29).  As described for odontocetes above, even a few minor to moderate TTS or behavioral reactions to an  individual over the course of a year are unlikely to have any significant costs or long‐term consequences  for that individual. Considering these factors and the mitigation measures that would be implemented  as described in Chapter 11 (Mitigation Measures), long‐term consequences for the species or stock  would not be expected.  The use of sonar and other transducers during testing activities as described under the Proposed Action  will result in the unintentional taking of Kogia whales (i.e., dwarf and pygmy sperm whales) incidental to  those activities.     Note: Region and Activity Category bar charts show categories +/‐ 0.5 percent of the estimated impacts, which  could result in a total of 99‐101 percent. The model is probabilistic and therefore a single impact could be divided up  among multiple regions or activity categories.    207  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 6 – Take Estimates for Marine Mammals  Figure 6‐27: Dwarf Sperm Whale Impacts Estimated per Year from Sonar and Other  Transducers Used During Training and Testing Under the Proposed Action  Table 6‐28: Estimated Impacts on Individual Dwarf Sperm Whale Stocks Within the Study  Area per Year from Sonar and Other Transducers Used During Training and Testing Under the  Proposed Action  Estimated Impacts by Effect  Stock  California, Oregon, &  Washington  Training  Testing  Behavioral  TTS  PTS  Behavioral  TTS  PTS  20  18  0  16  34  0  Note: Estimated impacts are based on the maximum number of activities in a given year under the Proposed Action.      208  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 6 – Take Estimates for Marine Mammals  Note: Region and Activity Category bar charts show categories +/‐ 0.5 percent of the estimated impacts, which  could result in a total of 99‐101 percent.  Figure 6‐28: Pygmy Sperm Whale Impacts Estimated per Year from Sonar and Other  Transducers Used During Training and Testing Under the Proposed Action  Table 6‐29: Estimated Impacts on Individual Pygmy Sperm Whale Stocks Within the Study  Area per Year from Sonar and Other Transducers Used During Training and Testing Under the  Proposed Action   Estimated Impacts by Effect  Stock  California, Oregon, &  Washington  Training  Testing  Behavioral  TTS  PTS  Behavioral  TTS  PTS  183  160  0  144  303  0  Note: Estimated impacts are based on the maximum number of activities in a given year under the Proposed  Action.  6.4.2.3.3.10 Dall’s Porpoises TTS and PTS thresholds for high‐frequency cetaceans, including Dall’s porpoises, are lower than for all  other marine mammals, which leads to a higher number of estimated impacts relative to the number of  animals exposed to the sound as compared to other hearing groups (e.g., mid‐frequency cetaceans). The  information available on harbor porpoise behavioral reactions to human disturbance (a closely related  species) suggests that these species may be more sensitive and avoid human activity and sound sources  to a longer range than most other odontocetes. This would make Dall’s porpoises less susceptible to  hearing loss; therefore, it is likely that the quantitative analysis over‐predicted hearing loss impacts (i.e.,  TTS and PTS) in Dall’s porpoises.  Impacts from Sonar and Other Transducers Under the Proposed Action for Training Activities Dall’s porpoises may be exposed to sounds from sonar and other transducers associated with training  activities throughout the year. The quantitative analysis estimates behavioral reactions, TTS, and PTS  under the Proposed Action (see Figure 6‐29 and Table 6‐30 below). Impact ranges for this species are  discussed in Section 6.4.2.2 (Impact Ranges for Sonar and Other Transducers). Estimated impacts apply  to the California, Oregon, and Washington stock (see Table 6‐30).  As described for odontocetes above, even a few TTS or behavioral reactions in an individual animal  within a given year are unlikely to have any long‐term consequences for that individual. PTS could  reduce an animal’s ability to detect biologically important sounds; however, as discussed above, hearing  loss beyond a minor TTS is unlikely, and a small threshold shift due to exposure to sonar is unlikely to  affect the hearing range that Dall’s porpoise rely upon if it did occur. Nevertheless, PTS could have minor  long‐term consequences for individuals if it were to occur. This minor consequence for an individual is  unlikely to have any long‐term consequences for the species or stock. Considering these factors and the  mitigation measures that would be implemented as described in Chapter 11 (Mitigation Measures),  long‐term consequences for the species or stock would not be expected.  The use of sonar and other transducers during training activities as described under the Proposed Action  will result in the unintentional taking of Dall’s porpoises incidental to those activities.     209  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 6 – Take Estimates for Marine Mammals  Impacts from Sonar and Other Transducers Under the Proposed Action for Testing Activities Dall’s porpoises may be exposed to sounds from sonar and other transducers associated with testing  activities throughout the year. The quantitative analysis estimates behavioral reactions, TTS, and PTS  under the Proposed Action (see Figure 6‐29 and Table 6‐30 below). Impact ranges for this species are  discussed in Section 6.4.2.2 (Impact Ranges for Sonar and Other Transducers). Estimated impacts apply  to multiple stocks (see Table 6‐30).  As described for odontocetes above, even a few TTS or behavioral reactions in an individual animal  within a given year are unlikely to have any long‐term consequences for that individual. PTS could  reduce an animal’s ability to detect biologically important sounds; however, as discussed above, hearing  loss beyond a minor TTS is unlikely, and a small threshold shift due to exposure to sonar is unlikely to  affect the hearing range that Dall’s porpoise rely upon if it did occur. Nevertheless, PTS could have minor  long‐term consequences for individuals if it were to occur. This minor consequence for an individual is  unlikely to have any long‐term consequences for the species or stocks. Considering these factors and the  mitigation measures that would be implemented as described in Chapter 11 (Mitigation Measures),  long‐term consequences for the species or stocks would not be expected.  The use of sonar and other transducers during testing activities as described under the Proposed Action  will result in the unintentional taking of Dall’s porpoises incidental to those activities.    210  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 6 – Take Estimates for Marine Mammals    Note: Region and Activity Category bar charts show categories +/‐ 0.5 percent of the estimated impacts, which  could result in a total of 99‐101 percent. The model is probabilistic and therefore a single impact could be divided up  among multiple regions or activity categories.  Figure 6‐29: Dall’s Porpoise Impacts Estimated per Year from Sonar and Other Transducers  Used During Training and Testing Under the Proposed Action      211  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 6 – Take Estimates for Marine Mammals  Table 6‐30: Estimated Impacts on Individual Dall’s Porpoise Stocks Within the Study Area per  Year from Sonar and Other Transducers Used During Training and Testing Under the Proposed  Action  Estimated Impacts by Effect  Stock  Alaska  California, Oregon, &  Washington  Training  Testing  Behavioral  TTS  PTS  Behavioral  TTS  PTS  0  0  0  179  459  0  6,911  6,368  6  6,440  13,729  24  Note: Estimated impacts are based on the maximum number of activities in a given year under the Proposed  Action.  6.4.2.3.3.11 Harbor Porpoises TTS and PTS thresholds for high‐frequency cetaceans, including harbor porpoise, are lower than for all  other marine mammals, which leads to a higher number of estimated impacts relative to the number of  animals exposed to the sound as compared to other hearing groups (e.g., mid‐frequency cetaceans).  Harbor porpoises are particularly sensitive to human‐made noise and disturbance and will avoid sound  levels between 120 and 140 dB re 1 µPa at distances up to 30 km for more intense activities (as  discussed below). This means that the quantitative analysis greatly overestimates hearing loss in harbor  porpoises because most animals would avoid sound levels that could cause TTS or PTS.   Impacts from Sonar and Other Transducers Under the Proposed Action for Training Activities Harbor porpoises may be exposed to sound from sonar and other transducers used during training  activities throughout the year. The quantitative analysis estimates behavioral reactions, TTS, and PTS per  year under the Proposed Action (see Figure 6‐30 and Table 6‐31). Impact ranges for this species are  discussed in Section 6.4.2.2 (Impact Ranges for Sonar and Other Transducers). Estimated impacts apply  to the multiple stocks (see Table 6‐31).  As described for odontocetes above, even a few TTS or behavioral reactions in an individual animal  within a given year are unlikely to have any long‐term consequences for that individual. PTS could  reduce an animal’s ability to detect biologically important sounds; however, as discussed above, hearing  loss beyond a minor TTS is unlikely, and a small threshold shift due to exposure to sonar is unlikely to  affect the hearing range that harbor porpoise rely upon if it did occur. Nevertheless, PTS could have  minor long‐term consequences for individuals if it were to occur. This minor consequence for an  individual is unlikely to have any long‐term consequences for the species or stocks. Considering these  factors and the mitigation measures that would be implemented as described in Chapter 11 (Mitigation  Measures), long‐term consequences for the species or stocks would not be expected.  The use of sonar and other transducers during training activities as described under the Proposed Action  will result in the unintentional taking of harbor porpoises incidental to those activities.     212  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 6 – Take Estimates for Marine Mammals  Impacts from Sonar and Other Transducers Under the Proposed Action for Testing Activities Harbor porpoises may be exposed to sound from sonar and other transducers used during testing  activities throughout the year. The quantitative analysis estimates behavioral reactions, TTS, and PTS per  year under the Proposed Action (see Figure 6‐30 and Table 6‐31 below). Impact ranges for this species  are discussed in Section 6.4.2.2 (Impact Ranges for Sonar and Other Transducers). Estimated impacts  apply to the multiple stocks (see Table 6‐31).   As described for odontocetes above, even a few TTS or behavioral reactions in an individual animal  within a given year are unlikely to have any long‐term consequences for that individual. PTS could  reduce an animal’s ability to detect biologically important sounds; however, as discussed above, hearing  loss beyond a minor TTS is unlikely, and a small threshold shift due to exposure to sonar is unlikely to  affect the hearing range that harbor porpoise rely upon if it did occur. Nevertheless, PTS could have  minor long‐term consequences for individuals if it were to occur. This minor consequence for an  individual is unlikely to have any long‐term consequences for the species or stocks. Considering these  factors and the mitigation measures that would be implemented as described in Chapter 11 (Mitigation  Measures), long‐term consequences for the species or stocks would not be expected.  The use of sonar and other transducers during testing activities as described under the Proposed Action  will result in the unintentional taking of harbor porpoises incidental to those activities.     213  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 6 – Take Estimates for Marine Mammals    Note: Region and Activity Category bar charts show categories +/‐ 0.5 percent of the estimated impacts, which  could result in a total of 99‐101 percent. The model is probabilistic and therefore a single impact could be divided up  among multiple regions or activity categories.  Figure 6‐30: Harbor Porpoise Impacts Estimated per Year from Sonar and Other Transducers  Used During Training and Testing Under the Proposed Action      214  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 6 – Take Estimates for Marine Mammals  Table 6‐31: Estimated Impacts on Individual Harbor Porpoise Stocks Within the Study Area  per Year from Sonar and Other Transducers Used During Training and Testing Under the  Proposed Action  Estimated Impacts by Effect  Stock  Southeast Alaska  Training  Testing  Behavioral  TTS  PTS  Behavioral  TTS  PTS  0  0  0  92  38  0  Northern Oregon/  212  87  0  31,335  20,529  Washington Coast  Northern  California/  21  0  0  1,579  134  Southern Oregon  Washington Inland  8,010  4,244  16  7,136  10,092  Waters  Note: Estimated impacts are based on the maximum number of activities in a given year under the  Proposed Action.  19  0  137  6.4.2.3.3.12 Sperm Whales (Endangered Species Act-Listed) Impacts from Sonar and Other Transducers Under the Proposed Action for Training Activities Sperm whales may be exposed to sounds from sonar and other transducers associated with training  activities throughout the year. The quantitative analysis estimates behavioral reactions and TTS under  the Proposed Action (see Figure 6‐31 and Table 6‐32 below). Impact ranges for this species are discussed  in Section 6.4.2.2 (Impact Ranges for Sonar and Other Transducers). Estimated impacts apply to the  California, Oregon, and Washington stock (see Table 6‐32).  As described for odontocetes above, even a few minor to moderate TTS or behavioral reactions to an  individual over the course of a year are unlikely to have any significant costs or long‐term consequences  for that individual. Considering these factors and the mitigation measures that would be implemented  as described in Chapter 11 (Mitigation Measures), long‐term consequences for the species or stock  would not be expected.  The use of sonar and other transducers during training activities as described under the Proposed Action  will result in the unintentional taking of sperm whales incidental to those activities.   Impacts from Sonar and Other Transducers Under the Proposed Action for Testing Activities Sperm whales may be exposed to sounds from sonar and other transducers associated with testing  activities throughout the year. The quantitative analysis estimates behavioral reactions and TTS under  the Proposed Action (see Figure 6‐31 and Table 6‐32 below). Impact ranges for this species are discussed  in Section 6.4.2.2 (Impact Ranges for Sonar and Other Transducers). Estimated impacts apply to the  California, Oregon, and Washington stock (see Table 6‐32).  As described for odontocetes above, even a few minor to moderate TTS or behavioral reactions to an  individual over the course of a year are unlikely to have any significant costs or long‐term consequences  for that individual. Considering these factors and the mitigation measures that would be implemented    215  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 6 – Take Estimates for Marine Mammals  as described in Chapter 11 (Mitigation Measures), long‐term consequences for the species or stock  would not be expected.  The use of sonar and other transducers during testing activities as described under the Proposed Action  will result in the unintentional taking of sperm whales incidental to those activities.      Note: Region and Activity Category bar charts show categories +/‐ 0.5 percent of the estimated impacts, which  could result in a total of 99‐101 percent. The model is probabilistic and therefore a single impact could be divided up  among multiple regions or activity categories.  Figure 6‐31: Sperm Whale Impacts Estimated per Year from Sonar and Other Transducers  Used During Training and Testing Under the Proposed Action    216  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 6 – Take Estimates for Marine Mammals  Table 6‐32: Estimated Impacts on Individual Sperm Whale Stocks Within the Study Area per  Year from Sonar and Other Transducers Used During Training and Testing Under the Proposed  Action  Estimated Impacts by Effect  Stock  Training  Behavioral  TTS  Testing  PTS  Behavioral  TTS  PTS  California, Oregon, &  510  2  0  324  3  0  Washington  Note: Estimated impacts are based on the maximum number of activities in a given year under the Proposed  Action.  6.4.2.3.3.13 Beaked Whales Beaked whales within the NWTT study area include Baird’s beaked whale, Blainville’s beaked whale,  Cuvier’s beaked whale, Hubb's beaked whale, Ginkgo‐toothed beaked whale, Perrin’s beaked whale,  Stejneger’s beaked whale, and the Pygmy beaked whale. Impacts to Blainville’s beaked whale, Hubb's  beaked whale, Ginkgo‐toothed beaked whale, Perrin’s beaked whale, Stejneger’s beaked whale and the  Pygmy beaked whale are combined and represented in the beaked whale guild (Mesoplodon spp.).  As discussed above for odontocetes overall, the quantitative analysis overestimates hearing loss in  marine mammals because behavioral response research has shown that most marine mammals are  likely to avoid sound levels that could cause more than minor to moderate TTS (6–20 dB). Specifically for  beaked whales, behavioral response research discussed below and in Section 6.4.1.5 (Behavioral  Reactions) has demonstrated that beaked whales are sensitive to sound from sonars and usually avoid  sound sources by 10 or more kilometers. These are well beyond the ranges to TTS for mid‐frequency  cetaceans such as beaked whales. Therefore, any TTS predicted by the quantitative analysis is unlikely to  occur in beaked whales.   Research and observations (Section 6.4.1.5, Behavioral Reactions) show that if beaked whales are  exposed to sonar or other transducers they may startle, break off feeding dives, and avoid the area of  the sound source at levels ranging between 95 and 157 dB re 1 µPa (McCarthy et al., 2011).  Furthermore, in research done at the Navy’s fixed tracking range in the Bahamas and Hawaii, animals  leave the immediate area of the anti‐submarine warfare training exercise but return within a few days  after the event ends (Henderson et al., 2015; Henderson et al., 2016; Manzano‐Roth et al., 2016; Tyack  et al., 2011). Populations of beaked whales and other odontocetes on Navy fixed ranges that have been  operating for decades appear to be stable, and analysis is ongoing. Significant behavioral reactions seem  likely in most cases if beaked whales are exposed to anti‐submarine sonar within a few tens of  kilometers, especially for prolonged periods (a few hours or more) since this is one of the most sensitive  marine mammal groups to human‐made sound of any species or group studied to date.   Based on the best available science, the Navy believes that beaked whales that exhibit a significant  behavioral reaction due to sonar and other transducers during training or testing activities would  generally not have long‐term consequences for individuals or populations. However, because of a lack of  scientific consensus regarding the causal link between sonar and stranding events, NMFS has stated in a  letter to the Navy dated October 2006 that it “cannot conclude with certainty the degree to which  mitigation measures would eliminate or reduce the potential for serious injury or mortality.” The Navy    217  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 6 – Take Estimates for Marine Mammals  does not anticipate that marine mammal strandings or mortality will result from the operation of sonar  during Navy exercises within the Study Area. Additionally, through the MMPA process (which allows for  adaptive management), NMFS and the Navy will determine the appropriate way to proceed in the event  that a causal relationship were to be found between Navy activities and a future stranding.   Impacts from Sonar and Other Transducers Under the Proposed Action for Training Activities Beaked whales may be exposed to sounds from sonar and other transducers associated with training  activities throughout the year. The quantitative analysis estimates behavioral reactions and TTS under  the Proposed Action (see Figure 6‐32 through Figure 6‐34 and Table 6‐33, through Table 6‐35 below).  Impact ranges for this species are discussed in Section 6.4.2.2 (Impact Ranges for Sonar and Other  Transducers). Estimated impacts to Baird’s beaked whales, Cuvier’s beaked whale, and the small beaked  whale guild (Mesoplodon spp.) apply to the California, Oregon, and Washington stocks (see Table 6‐33,  Table 6‐34, and Table 6‐35).   As described for odontocetes above, even a few minor to moderate TTS or behavioral reactions to an  individual over the course of a year are unlikely to have any significant costs or long‐term consequences  for that individual. Considering these factors and the mitigation measures that would be implemented  as described in Chapter 11 (Mitigation Measures), long‐term consequences for the species or stocks  would not be expected.  The use of sonar and other transducers during training activities as described under the Proposed Action  will result in the unintentional taking of Baird’s, Cuvier’s, and Mesoplodon spp. beaked whales (species  within the beaked whale guild) incidental to those activities.   Impacts from Sonar and Other Transducers Under the Proposed Action for Testing Activities Beaked whales may be exposed to sounds from sonar and other transducers associated with testing  activities throughout the year. The quantitative analysis estimates behavioral reactions and TTS under  the Proposed Action (see Figure 6‐32 through Figure 6‐34 and Table 6‐33, through Table 6‐35 below).  Impact ranges for this species are discussed in Section 6.4.2.2 (Impact Ranges for Sonar and Other  Transducers). Estimated impacts to Baird’s beaked whales, Cuvier’s beaked whale, and the small beaked  whale guild (Mesoplodon spp.) apply to the California, Oregon, and Washington stock (see Table 6‐33,  Table 6‐34, and Table 6‐35).   As described for odontocetes above, even a few minor to moderate TTS or behavioral reactions to an  individual over the course of a year are unlikely to have any significant costs or long‐term consequences  for that individual. Considering these factors and the mitigation measures that would be implemented  as described in Chapter 11 (Mitigation Measures), long‐term consequences for the species or stocks  would not be expected.  The use of sonar and other transducers during testing activities as described under the Proposed Action  will result in the unintentional taking of Baird’s, Cuvier’s, and Mesoplodon spp. beaked whales (species  within the beaked whale guild) incidental to those activities.     218  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 6 – Take Estimates for Marine Mammals    Note: Region and Activity Category bar charts show categories +/‐ 0.5 percent of the estimated impacts, which  could result in a total of 99‐101 percent. The model is probabilistic and therefore a single impact could be divided up  among multiple regions or activity categories.  Figure 6‐32: Baird’s Beaked Whale Impacts Estimated per Year from Sonar and Other  Transducers Used During Training and Testing Under the Proposed Action      219  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 6 – Take Estimates for Marine Mammals  Table 6‐33: Estimated Impacts on Individual Baird’s Beaked Whale Stocks Within the Study  Area per Year from Sonar and Other Transducers Used During Training and Testing Under the  Proposed Action  Estimated Impacts by Effect  Stock  California, Oregon, &  Washington  Training  Testing  Behavioral  TTS  PTS  Behavioral  TTS  PTS  556  0  0  420  0  0  Note: Estimated impacts are based on the maximum number of activities in a given year under the Proposed Action.  Note: Region and Activity Category bar charts show categories +/‐ 0.5 percent of the estimated impacts, which  could result in a total of 99‐101 percent. The model is probabilistic and therefore a single impact could be divided up  among multiple regions or activity categories.      220  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 6 – Take Estimates for Marine Mammals  Figure 6‐33: Cuvier’s Beaked Whale Impacts Estimated per Year from Sonar and Other  Transducers Used During Training and Testing Under the Proposed Action  Table 6‐34: Estimated Impacts on Individual Cuvier’s Beaked Whale Stocks Within the Study  Area per Year from Sonar and Other Transducers Used During Training and Testing Under the  Proposed Action  Estimated Impacts by Effect  Stock  California, Oregon, &  Washington  Training  Testing  Behavioral  TTS  PTS  Behavioral  TTS  PTS  1,461  1  0  1,074  3  0  Note: Estimated impacts are based on the maximum number of activities in a given year under the Proposed Action.      221  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 6 – Take Estimates for Marine Mammals  Note: Region and Activity Category bar charts show categories +/‐ 0.5 percent of the estimated impacts, which  could result in a total of 99‐101 percent. The model is probabilistic and therefore a single impact could be divided up  among multiple regions or activity categories.  Figure 6‐34: Mesoplodon Spp. (Small Beaked Whale Guild) Impacts Estimated per Year from  Sonar and Other Transducers Used During Training and Testing Under the Proposed Action  Table 6‐35: Estimated Impacts on Individual Mesoplodon Spp. (Small Beaked Whale Guild)  Stocks Within the Study Area per Year from Sonar and Other Transducers Used During  Training and Testing Under the Proposed Action  Estimated Impacts by Effect  Stock  California, Oregon, &  Washington  Training  Testing  Behavioral  TTS  PTS  Behavioral  TTS  PTS  651  1  0  468  2  0  Note: Estimated impacts are based on the maximum number of activities in a given year under the Proposed  Action.  6.4.2.3.4 Pinnipeds Pinnipeds include phocid seals (true seals) and otariids (sea lions and fur seals).  Pinnipeds may be exposed to sound from sonar and other transducers associated with training and  testing activities throughout the year. Low‐ (less than 1 kHz), mid‐ (1–10 kHz), and high‐frequency (10– 100 kHz) sonars produce sounds that are likely to be within the audible range of pinnipeds (see Section  6.3, Hearing and Vocalization). If a sound is within an animal’s hearing range then behavioral reactions,  physiological stress, masking, and hearing loss are potential impacts that must be analyzed. If a marine  mammal cannot hear a sound, then behavioral reactions, physiological stress, masking, or hearing loss  could not occur. Impact ranges for pinnipeds are discussed in Section 6.4.2.2 (Impact Ranges for Sonar  and Other Transducers).  A few behavioral reactions by pinnipeds resulting from exposure to sonar could take place at distances  of up to 10 km. Behavioral reactions, however, are much more likely within a kilometer or less of the  sound source (see Section 6.4.1.5, Behavioral Reactions). As discussed above in Section 6.4.2.1.2  (Assessing the Severity of Behavioral Responses from Sonar), the quantitative analysis very likely  overestimated the numbers of behavioral reactions due to the underlying nature of the data used to  derive the behavioral response functions. Research shows that pinnipeds in the water are generally  tolerant of human made sound and activity (see Section 6.4.1.5, Behavioral Reactions). If pinnipeds are  exposed to sonar or other transducers, they may react in various ways, depending on their experience  with the sound source and what activity they are engaged in at the time of the acoustic exposure.  Pinnipeds may not react at all until the sound source is approaching within a few hundred meters and  then may alert, ignore the stimulus, change their behaviors, or avoid the immediate area by swimming  away or diving. Significant behavioral reactions would not be expected in most cases, and long‐term  consequences for individual pinnipeds from a single or several impacts per year are unlikely.  Behavioral research indicates that most pinnipeds probably avoid sound sources at levels that could  cause higher levels of TTS (greater than 20 dB of TTS) and PTS. Recovery from TTS begins almost    222  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 6 – Take Estimates for Marine Mammals  immediately after the noise exposure ceases and can take a few minutes to a few days to fully recover,  depending on the magnitude of the initial threshold shift. Most TTS, if it does actually occur, would be  more likely to be minor to moderate (i.e., less than 20 dB of TTS directly after the exposure) and would  recover within a matter of minutes to hours. Threshold shifts do not necessarily affect all hearing  frequencies equally, and typically manifest themselves at the exposure frequency or within an octave  above the exposure frequency. During the short period that a pinniped had TTS, social calls from  conspecifics could be more difficult to detect or interpret. Killer whales are a primary predator of  pinnipeds. Some TTS could make killer whale calls more difficult to detect at further ranges until hearing  recovers. Pinnipeds probably use sound and vibrations to find and capture prey underwater. Therefore,  it could be more difficult for pinnipeds with TTS to locate food for a short period before their hearing  recovers. Because TTS would likely be minor to moderate (less than 20 dB of TTS), costs would be short‐ term and could be recovered. A single or even a few mild to moderate TTS per year are unlikely to have  any long‐term consequences for that individual.  Research and observations of masking in marine mammals are discussed in Section 6.4.1.4 (Masking).  Many low‐ (less than 1 kHz), mid‐ (1–10 kHz), and high‐frequency (10–100 kHz) sonars produce sounds  that are likely to be within the hearing range of pinnipeds. Many anti‐submarine warfare (anti‐ submarine warfare) sonars and countermeasures use low‐ and mid‐frequency ranges. Most low‐ and  mid‐frequency sonar signals (i.e., sounds) are limited in the temporal, frequency, and spatial domains.  The duration of most individual sounds is short, lasting up to a few seconds each. Some systems operate  with higher duty cycles or nearly continuously, but typically use lower power. Nevertheless, masking  may be more prevalent at closer ranges to these high‐duty cycle and continuous active sonar systems.  Most anti‐submarine warfare activities are geographically dispersed and last for only a few hours, often  with intermittent sonar use even within this period. Most anti‐submarine warfare sonars also have a  narrow frequency band (typically less than one‐third octave). These factors reduce the likelihood of  sources causing significant masking in pinnipeds due to exposure to sonar used during anti‐submarine  warfare activities. Pinnipeds may experience some limited masking at closer ranges from high‐frequency  sonars and other transducers; however, the frequency band of these sourcesis narrow, limiting the  likelihood of masking. Sources that employ high frequencies are typically used for mine hunting,  navigation, and object detection (avoidance). Potential costs to pinnipeds from masking are similar to  those discussed above for mild to moderate levels of TTS, with the primary difference being that the  effects of masking are only present when the sound source (i.e., sonar) is actively transmitting, and the  effect is over the moment the sound has ceased. Nevertheless, pinnipeds that do experience some  masking for a short period from sonar or other transducers may have their ability to communicate with  conspecifics reduced, especially at further ranges. Sounds from mid‐frequency sonar could mask killer  whale vocalizations, making predators more difficult to detect, especially at further ranges. Pinnipeds  probably use sound and vibrations to find and capture prey underwater. Therefore, it could be more  difficult for pinnipeds to locate food if masking is occurring. A single or even a few short periods of  masking, if it were to occur, to an individual pinniped per year are unlikely to have any long‐term  consequences for that individual.   6.4.2.3.4.1 California Sea Lions Impacts from Sonar and Other Transducers Under the Proposed Action for Training Activities California sea lions may be exposed to sounds from sonar and other transducers associated with training  activities throughout the year. The quantitative analysis estimates behavioral reactions and TTS under  the Proposed Action (see Figure 6‐35 and Table 6‐36 below). Impact ranges for this species are discussed    223  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 6 – Take Estimates for Marine Mammals  in Section 6.4.2.2 (Impact Ranges for Sonar and Other Transducers). Estimated impacts apply to the U.S.  stock (see Table 6‐36).  As described above, even a few minor to moderate TTS or behavioral reactions to an individual over the  course of a year are unlikely to have any significant costs or long‐term consequences for that individual.  Considering these factors and the mitigation measures that would be implemented as described in  Chapter 11 (Mitigation Measures), long‐term consequences for the species or stock would not be  expected.  The use of sonar and other transducers during training activities as described under the Proposed Action  will result in the unintentional taking of California sea lions incidental to those activities.  Impacts from Sonar and Other Transducers Under the Proposed Action for Testing Activities California sea lions may be exposed to sounds from sonar and other transducers associated with testing  activities throughout the year. The quantitative analysis estimates behavioral reactions and TTS under  the Proposed Action (see Figure 6‐35 and Table 6‐36 below). Impact ranges for this species are discussed  in Section 6.4.2.2 (Impact Ranges for Sonar and Other Transducers). Estimated impacts apply to the U.S.  stock (see Table 6‐36).  As described above, even a few minor to moderate TTS or behavioral reactions to an individual over the  course of a year are unlikely to have any significant costs or long‐term consequences for that individual.  This minor consequence for an individual is unlikely to have any long‐term consequences for the species  or stock. Considering these factors and the mitigation measures that would be implemented as  described in Chapter 11 (Mitigation Measures), long‐term consequences for the species or stock would  not be expected.  The use of sonar and other transducers during testing activities as described under the Proposed Action  will result in the unintentional taking of California sea lions incidental to those activities.    224  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 6 – Take Estimates for Marine Mammals    Note: Region and Activity Category bar charts show categories +/‐ 0.5 percent of the estimated impacts, which  could result in a total of 99‐101 percent. The model is probabilistic and therefore a single impact could be divided up  among multiple regions or activity categories.  Figure 6‐35: California Sea Lion Impacts Estimated per Year from Sonar and Other Transducers  Used During Training and Testing Under the Proposed Action    225  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 6 – Take Estimates for Marine Mammals  Table 6‐36: Estimated Impacts on Individual California Sea Lion Stocks Within the Study Area  per Year from Sonar and Other Transducers Used During Training and Testing Under the  Proposed Action  Estimated Impacts by Effect  Stock  U.S. Stock  Training  Testing  Behavioral  TTS  PTS  Behavioral  TTS  PTS  3,615  9  0  20,140  330  0  Note: Estimated impacts are based on the maximum number of activities in a given year under the Proposed  Action.  6.4.2.3.4.2 Steller Sea Lions (one DPS is Endangered Species Act-Listed) The Eastern U.S. stock of Steller sea lions is not listed under the Endangered Species Act. All impacts  estimated by the quantitative analysis are on the Eastern U.S. stock. The Western U.S. stock of Steller  sea lions is listed endangered under the ESA; however, Steller sea lions from the Western U.S. stock are  rare in the Study Area.  Impacts from Sonar and Other Transducers Under the Proposed Action for Training Activities Steller sea lions may be exposed to sounds from sonar and other transducers associated with training  activities throughout the year. The quantitative analysis estimates behavioral reactions and TTS under  the Proposed Action (see Figure 6‐36 and Table 6‐37 below). Impact ranges for this species are discussed  in Section 6.4.2.2 (Impact Ranges for Sonar and Other Transducers). Estimated impacts apply to the  Eastern U.S. stock (see Table 6‐37).  As described above, even a few minor to moderate TTS or behavioral reactions to an individual over the  course of a year are unlikely to have any significant costs or long‐term consequences for that individual.  Considering these factors and the mitigation measures that would be implemented as described in  Chapter 11 (Mitigation Measures), long‐term consequences for the species or stock would not be  expected.  The use of sonar and other transducers during training activities as described under the Proposed Action  will result in the unintentional taking of Steller sea lions incidental to those activities.   Impacts from Sonar and Other Transducers Under the Proposed Action for Testing Activities Steller sea lions may be exposed to sounds from sonar and other transducers associated with testing  activities throughout the year. The quantitative analysis estimates behavioral reactions and TTS under  the Proposed Action (see Figure 6‐36 and Table 6‐37 below). Impact ranges for this species are discussed  in Section 6.4.2.2 (Impact Ranges for Sonar and Other Transducers). Estimated impacts apply to the  Eastern U.S. stock (see Table 6‐37).  As described above, even a few minor to moderate TTS or behavioral reactions to an individual over the  course of a year are unlikely to have any significant costs or long‐term consequences for that individual.  This minor consequence for an individual is unlikely to have any long‐term consequences for the species  or stock. Considering these factors and the mitigation measures that would be implemented as    226  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 6 – Take Estimates for Marine Mammals  described in Chapter 11 (Mitigation Measures), long‐term consequences for the species or stock would  not be expected.  The use of sonar and other transducers during testing activities as described under the Proposed Action  will result in the unintentional taking of Steller sea lions incidental to those activities.    Note: Region and Activity Category bar charts show categories +/‐ 0.5 percent of the estimated impacts, which  could result in a total of 99‐101 percent. The model is probabilistic and therefore a single impact could be divided up  among multiple regions or activity categories.  Figure 6‐36: Steller Sea Lion Impacts Estimated per Year from Sonar and Other Transducers  Used During Training and Testing Under the Proposed Action    227  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 6 – Take Estimates for Marine Mammals  Table 6‐37: Estimated Impacts on Individual Steller Sea Lion Stocks Within the Study Area per  Year from Sonar and Other Transducers Used During Training and Testing Under the Proposed  Action  Estimated Impacts by Effect  Stock  Eastern U.S.  Training  Testing  Behavioral  TTS  PTS  Behavioral  TTS  PTS  107  1  0  2,124  5  0  Note: Estimated impacts are based on the maximum number of activities in a given year under the Proposed  Action.  6.4.2.3.4.3 Guadalupe Fur Seals (Endangered Species Act-listed) Impacts from Sonar and Other Transducers Under the Proposed Action for Training Activities Guadalupe fur seals may be exposed to sounds from sonar and other transducers associated with  training activities throughout the year. The quantitative analysis estimates behavioral reactions and TTS  under the Proposed Action (see Figure 6‐37 and Table 6‐38 below). Impact ranges for this species are  discussed in Section 6.4.2.2 (Impact Ranges for Sonar and Other Transducers). Estimated impacts apply  to the Mexico stock (see Table 6‐38).  As described above, even a few minor to moderate TTS or behavioral reactions to an individual over the  course of a year are unlikely to have any significant costs or long‐term consequences for that individual.  This minor consequence for an individual is unlikely to have any long‐term consequences for the species  or stock. Considering these factors and the mitigation measures that would be implemented as  described in Chapter 11 (Mitigation Measures), long‐term consequences for the species or stock would  not be expected.  The use of sonar and other transducers during training activities as described under the Proposed Action  will result in the unintentional taking of Guadalupe fur seals incidental to those activities.   Impacts from Sonar and Other Transducers Under the Proposed Action for Testing Activities Guadalupe fur seals may be exposed to sounds from sonar and other transducers associated with  testing activities throughout the year. The quantitative analysis estimates behavioral reactions and TTS  under the Proposed Action (see Figure 6‐37 and Table 6‐38 below). Impact ranges for this species are  discussed in Section 6.4.2.2 (Impact Ranges for Sonar and Other Transducers). Estimated impacts apply  to the Mexico stock (see Table 6‐38).  As described above, even a few minor to moderate TTS or behavioral reactions to an individual over the  course of a year are unlikely to have any significant costs or long‐term consequences for that individual.  This minor consequence for an individual is unlikely to have any long‐term consequences for the species  or stock. Considering these factors and the mitigation measures that would be implemented as  described in Chapter 11 (Mitigation Measures), long‐term consequences for the species or stock would  not be expected. The use of sonar and other transducers during testing activities as described under the Proposed Action  will result in the unintentional taking of Guadalupe fur seals incidental to those activities.     228  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 6 – Take Estimates for Marine Mammals    Note: Region and Activity Category bar charts show categories +/‐ 0.5 percent of the estimated impacts, which  could result in a total of 99‐101 percent. The model is probabilistic and therefore a single impact could be divided up  among multiple regions or activity categories.  Figure 6‐37: Guadalupe Fur Seal Impacts Estimated per Year from Sonar and Other  Transducers Used During Training and Testing Under the Proposed Action          229  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 6 – Take Estimates for Marine Mammals  Table 6‐38: Estimated Impacts on Individual Guadalupe Fur Seal Stocks Within the Study Area  per Year from Sonar and Other Transducers Used During Training and Testing Under the  Proposed Action  Estimated Impacts by Effect  Stock  Training  Testing  Behavioral  TTS  PTS  Behavioral  TTS  PTS  605  3  0  877  10  0  Mexico  Note: Estimated impacts are based on the maximum number of activities in a given year under the Proposed  Action.  6.4.2.3.4.4 Northern Fur Seals Impacts from Sonar and Other Transducers Under the Proposed Action for Training Activities Northern fur seals may be exposed to sounds from sonar and other transducers associated with training  activities throughout the year. The quantitative analysis estimates behavioral reactions and TTS under  the Proposed Action (see Figure 6‐38 and Table 6‐39 below). Impact ranges for this species are discussed  in Section 6.4.2.2 (Impact Ranges for Sonar and Other Transducers). Estimated impacts apply to multiple  stocks (see Table 6‐39).  As described above, even a few minor to moderate TTS or behavioral reactions to an individual over the  course of a year are unlikely to have any significant costs or long‐term consequences for that individual.  Considering these factors and the mitigation measures that would be implemented as described in  Chapter 11 (Mitigation Measures), long‐term consequences for the species or stocks would not be  expected.  The use of sonar and other transducers during training activities as described under the Proposed Action  will result in the unintentional taking of northern fur seals incidental to those activities.   Impacts from Sonar and Other Transducers Under the Proposed Action for Testing Activities Northern fur seals may be exposed to sounds from sonar and other transducers associated with testing  activities throughout the year. The quantitative analysis estimates behavioral reactions and TTS under  the Proposed Action (see Figure 6‐38 and Table 6‐39 below). Impact ranges for this species are discussed  in Section 6.4.2.2 (Impact Ranges for Sonar and Other Transducers). Estimated impacts apply to multiple  stocks (see Table 6‐39).  As described above, even a few minor to moderate TTS or behavioral reactions to an individual over the  course of a year are unlikely to have any significant costs or long‐term consequences for that individual.  This minor consequence for an individual is unlikely to have any long‐term consequences for the species  or stocks. Considering these factors and the mitigation measures that would be implemented as  described in Chapter 11 (Mitigation Measures), long‐term consequences for the species or stocks would  not be expected.  The use of sonar and other transducers during testing activities as described under the Proposed Action  will result in the unintentional taking of northern fur seals incidental to those activities.     230  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 6 – Take Estimates for Marine Mammals    Note: Region and Activity Category bar charts show categories +/‐ 0.5 percent of the estimated impacts, which  could result in a total of 99‐101 percent. The model is probabilistic and therefore a single impact could be divided up  among multiple regions or activity categories.  Figure 6‐38: Northern Fur Seal Impacts Estimated per Year from Sonar and Other Transducers  Used During Training and Testing Under the Proposed Action      231  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 6 – Take Estimates for Marine Mammals  Table 6‐39: Estimated Impacts on Individual Northern Fur Seal Stocks Within the Study Area  per Year from Sonar and Other Transducers Used During Training and Testing Under the  Proposed Action  Estimated Impacts by Effect  Stock  Eastern Pacific  California  Training  Testing  Behavioral  TTS  PTS  Behavioral  TTS  PTS  2,130  4  0  9,332  126  0  43  0  0  188  1  0  Note: Estimated impacts are based on the maximum number of activities in a given year under the Proposed  Action.  6.4.2.3.4.5 Harbor Seals Impacts from Sonar and Other Transducers Under the Proposed Action for Training Activities Harbor seals may be exposed to sounds from sonar and other transducers associated with training  activities throughout the year. The quantitative analysis estimates behavioral reactions, TTS, and PTS  under the Proposed Action (see Figure 6‐39 and Table 6‐40 below). Impact ranges for this species are  discussed in Section 6.4.2.2 (Impact Ranges for Sonar and Other Transducers). Estimated impacts apply  to multiple stocks (see Table 6‐40).  As described above, even a few minor to moderate TTS or behavioral reactions to an individual over the  course of a year are unlikely to have any significant costs or long‐term consequences for that individual.  PTS could reduce an animal’s ability to detect biologically important sounds; however, as discussed  above, hearing loss beyond a minor TTS is unlikely. Nevertheless, PTS could have minor long‐term  consequences for individuals if it were to occur. This minor consequence for an individual is unlikely to  have any long‐term consequences for the species or stocks. Considering these factors and the mitigation  measures that would be implemented as described in Chapter 11 (Mitigation Measures), long‐term  consequences for the species or stocks would not be expected.  The use of sonar and other transducers during training activities as described under the Proposed Action  will result in the unintentional taking of harbor seals incidental to those activities.   Impacts from Sonar and Other Transducers Under the Proposed Action for Testing Activities Harbor seals may be exposed to sounds from sonar and other transducers associated with testing  activities throughout the year. The quantitative analysis estimates behavioral reactions, TTS, and PTS  under the Proposed Action (see Figure 6‐39 and Table 6‐40 0 below). Impact ranges for this species are  discussed in Section 6.4.2.2 (Impact Ranges for Sonar and Other Transducers). Estimated impacts apply  to multiple stocks (see Table 6‐40).  As described above, even a few minor to moderate TTS or behavioral reactions to an individual over the  course of a year are unlikely to have any significant costs or long‐term consequences for that individual.  PTS could reduce an animal’s ability to detect biologically important sounds; however, as discussed  above, hearing loss beyond a minor TTS is unlikely. Nevertheless, PTS could have minor long‐term  consequences for individuals if it were to occur. This minor consequence for an individual is unlikely to    232  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 6 – Take Estimates for Marine Mammals  have any long‐term consequences for the species or stocks. Considering these factors and the mitigation  measures that would be implemented as described in Chapter 11 (Mitigation Measures), long‐term  consequences for the species or stocks would not be expected.  The use of sonar and other transducers during testing activities as described under the Proposed Action  will result in the unintentional taking of harbor seals incidental to those activities.      Note: Region and Activity Category bar charts show categories +/‐ 0.5 percent of the estimated impacts, which  could result in a total of 99‐101 percent. The model is probabilistic and therefore a single impact could be divided up  among multiple regions or activity categories.  Figure 6‐39: Harbor Seal Impacts Estimated per Year from Sonar and Other Transducers Used  During Training and Testing Under the Proposed Action    233  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 6 – Take Estimates for Marine Mammals  Table 6‐40: Estimated Impacts on Individual Harbor Seal Stocks Within the Study Area per  Year from Sonar and Other Transducers Used During Training and Testing Under the Proposed  Action  Estimated Impacts by Effect  Stock  Training  Testing  Behavioral  TTS  PTS  Behavioral  TTS  PTS  Southeast Alaska ‐  Clarence Strait  0  0  0  2,077  275  0  Oregon/Washington  Coastal  0  0  0  531  629  0  Washington Northern  Inland Waters  436  203  0  434  144  0  2,334  348  0  36,096  22,688  0  730  360  1  2,544  3,204  3  Hood Canal  Southern Puget Sound  Note: Estimated impacts are based on the maximum number of activities in a given year under the Proposed  Action.  6.4.2.3.4.6 Northern Elephant Seals Impacts from Sonar and Other Transducers Under the Proposed Action for Training Activities Northern elephant seals may be exposed to sounds from sonar and other transducers associated with  training activities throughout the year. The quantitative analysis estimates behavioral reactions and TTS  under the Proposed Action (see Figure 6‐40 and Table 6‐41 below). Impact ranges for this species are  discussed in Section 6.4.2.2 (Impact Ranges for Sonar and Other Transducers). Estimated impacts apply  to the California stock (see Table 6‐41).  As described above, even a few minor to moderate TTS or behavioral reactions to an individual over the  course of a year are unlikely to have any significant costs or long‐term consequences for that individual.  This minor consequence for an individual is unlikely to have any long‐term consequences for the species  or stock. Considering these factors and the mitigation measures that would be implemented as  described in Chapter 11 (Mitigation Measures), long‐term consequences for the species or stock would  not be expected.  The use of sonar and other transducers during training activities as described under the Proposed Action  will result in the unintentional taking of northern elephant seals incidental to those activities.   Impacts from Sonar and Other Transducers Under the Proposed Action for Testing Activities Northern elephant seals may be exposed to sounds from sonar and other transducers associated with  testing activities throughout the year. The quantitative analysis estimates behavioral reactions and TTS  under the Proposed Action (see Figure 6‐40 and Table 6‐41 below). Impact ranges for this species are  discussed in Section 6.4.2.2 (Impact Ranges for Sonar and Other Transducers). Estimated impacts apply  to the California stock (see Table 6‐41).    234  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 6 – Take Estimates for Marine Mammals  As described above, even a few minor to moderate TTS or behavioral reactions to an individual over the  course of a year are unlikely to have any significant costs or long‐term consequences for that individual.  This minor consequence for an individual is unlikely to have any long‐term consequences for the species  or stock. Considering these factors and the mitigation measures that would be implemented as  described in Chapter 11 (Mitigation Measures), long‐term consequences for the species or stock would  not be expected.  The use of sonar and other transducers during testing activities as described under the Proposed Action  will result in the unintentional taking of northern elephant seals incidental to those activities.     Note: Region and Activity Category bar charts show categories +/‐ 0.5 percent of the estimated impacts, which  could result in a total of 99‐101 percent. The model is probabilistic and therefore a single impact could be divided up  among multiple regions or activity categories.  Figure 6‐40: Northern Elephant Seal Impacts Estimated per Year from Sonar and Other  Transducers Used During Training and Testing Under the Proposed Action    235  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 6 – Take Estimates for Marine Mammals  Table 6‐41: Estimated Impacts on Individual Northern Elephant Seal Stocks Within the Study  Area per Year from Sonar and Other Transducers Used During Training and Testing Under the  Proposed Action  Estimated Impacts by Effect  Stock  Training  Testing  Behavioral  TTS  PTS  Behavioral  TTS  PTS  1,698  209  0  2,429  491  0  California  Note: Estimated impacts are based on the maximum number of activities in a given year under the Proposed  Action.  6.5 EXPLOSIVE STRESSORS Assessing whether an explosive detonation may disturb or injure a marine mammal involves  understanding the characteristics of the explosive sources, the marine mammals that may be present  near the sources, the physiological effects of a close explosive exposure, and the effects of impulsive  sound on marine mammal hearing and behavior. Many other factors besides just the received level or  pressure wave of an explosion, such as the animal’s physical condition and size, prior experience with  the explosive sound, and proximity to the explosion may influence physiological effects and behavioral  reactions. The ways in which an explosive exposure could result in immediate effects or lead to long‐ term consequences for an animal are explained in Section 6.2 (Conceptual Framework for Assessing  Effects from Sound‐Producing Activities).  The following Background section discusses what is currently known about explosive effects to marine  mammals. North Pacific right whales are considered extralimital or extremely rare and are not likely to  be present contemporaneous with Navy training and testing activities in the NWTT Study Area.  Therefore, the remainder of the analysis of effects from explosives will not include North Pacific right  whales.  BACKGROUND 6.5.1.1 Injury Injury refers to the direct effects on the tissues or organs of an animal due to exposure to pressure  waves. Injury in marine mammals can be caused directly by exposure to explosions. The Conceptual  Framework for Assessing Effects from Sound‐Producing Activities (Section 6.2) provides additional  information on injury and the framework used to analyze this potential impact.  6.5.1.1.1 Injury due to Explosives Explosive injury to marine mammals would consist of primary blast injury, which refers to those injuries  that result from the compression of a body exposed to a blast wave and is usually observed as  barotrauma of gas‐containing structures (e.g., lung and gut) and structural damage to the auditory  system (Greaves et al., 1943; Office of the Surgeon General, 1991; Richmond et al., 1973). The near  instantaneous high magnitude pressure change near an explosion can injure an animal where tissue  material properties significantly differ from the surrounding environment, such as around air‐filled  cavities such as in the lungs or gastrointestinal tract. Large pressure changes at tissue‐air interfaces in    236  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 6 – Take Estimates for Marine Mammals  the lungs and gastrointestinal tract may cause tissue rupture, resulting in a range of injuries depending  on degree of exposure. The lungs are typically the first site to show any damage, while the solid organs  (e.g., liver, spleen, and kidney) are more resistant to blast injury (Clark & Ward, 1943). Recoverable  injuries would include slight lung injury, such as capillary interstitial bleeding, and contusions to the  gastrointestinal tract. More severe injuries, such as tissue lacerations, major hemorrhage, organ  rupture, or air in the chest cavity (pneumothorax), would significantly reduce fitness and likely cause  death in the wild. Rupture of the lung may also introduce air into the vascular system, producing air  emboli that can cause a stroke or heart attack by restricting oxygen delivery to critical organs.   If an animal is exposed to an explosive blast underwater, the likelihood of injury depends on the charge  size, the geometry of the exposure (distance to the charge, depth of the animal and the charge), and the  size of the animal. In general, an animal would be less susceptible to injury near the water surface  because the pressure wave reflected from the water surface would interfere with the direct path  pressure wave, reducing positive pressure exposure. Susceptibility would increase with depth, until  normal lung collapse (due to increasing hydrostatic pressure) and increasing ambient pressures again  reduce susceptibility. See Appendix D (Acoustic and Explosive Concepts) for an overview of explosive  propagation and an explanation of explosive effects on gas cavities.  The only known occurrence of mortality or injury to a marine mammal due to a Navy training or testing  event involving explosives occurred in March 2011 in nearshore waters off San Diego, California, at the  Silver Strand Training Complex. This area has been used for underwater demolitions training for at least  three decades without prior known incident. On this occasion, however, a group of approximately 100– 150 long‐beaked common dolphins entered the mitigation zone surrounding an area where a time‐ delayed firing device had been initiated, which could not be deactivated, on an explosive with a net  explosive weight (NEW) of 8.76 pounds (lb.) (3.97 kilograms [kg]) placed at a depth of 48 ft. Although the  dive boat was placed between the pod and the explosive in an effort to guide the dolphins away from  the area, that effort was unsuccessful. Approximately one minute after detonation, three animals were  observed dead at the surface. The Navy recovered those animals and transferred them to the local  stranding network for necropsy. A fourth animal was discovered stranded and dead 42 NM to the north  of the detonation three days later. It is unknown exactly how close those four animals were to the  detonation. Upon necropsy, all four animals were found to have sustained typical mammalian primary  blast injuries (Danil & St Leger, 2011). In the Pacific Northwest, there is no known occurrence of  mortality or injury to marine mammals due to Navy training or testing events involving explosives.  Relatively little is known about auditory system trauma in marine mammals resulting from explosive  exposure, although it is assumed that auditory structures would be vulnerable to blast injuries. Auditory  trauma was found in two humpback whales that died following the detonation of a 5,000 kg explosive  used off Newfoundland during demolition of an offshore oil rig platform (Ketten et al., 1993), but the  proximity of the whales to the detonation was unknown. Eardrum rupture was examined in submerged  terrestrial mammals exposed to underwater explosions (Richmond et al., 1973; Yelverton et al., 1973);  however, results may not be applicable to the anatomical adaptations for underwater hearing in marine  mammals. In this discussion, primary blast injury to auditory tissues is considered gross structural tissue  damage distinct from threshold shift or other auditory effects (Section 6.5.1.2, Hearing Loss).     237  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 6 – Take Estimates for Marine Mammals  Controlled tests with a variety of lab animals (mice, rats, dogs, pigs, sheep and other species) are the  best data sources on actual injury to mammals due to underwater exposure to explosions. In the early  1970s, the Lovelace Foundation for Medical Education and Research conducted a series of tests in an  artificial pond at Kirtland Air Force Base, New Mexico, to determine the effects of underwater  explosions on mammals, with the goal of determining safe ranges for human divers. The resulting data  were summarized in two reports (Richmond et al., 1973; Yelverton et al., 1973). Specific physiological  observations for each test animal are documented in Richmond et al. (1973). Gas‐containing internal  organs, such as lungs and intestines, were the principal damage sites in submerged terrestrial mammals;  this is consistent with earlier studies of mammal exposures to underwater explosions in which lungs  were consistently the first areas to show damage, with less consistent damage observed in the  gastrointestinal tract (Clark & Ward, 1943; Greaves et al., 1943). Results from all of these tests suggest  two explosive metrics are predictive of explosive injury: peak pressure and impulse.  6.5.1.1.1.1 Impulse as a Predictor of Explosive Injury In the Lovelace studies, acoustic impulse was found to be the metric most related to degree of injury,  and the size of an animal’s gas‐containing cavities was thought to play a role in blast injury susceptibility.  The lungs of most marine mammals are similar in proportion to overall body size as those of terrestrial  mammals, so the magnitude of lung damage in the tests may approximate the magnitude of injury to  marine mammals when scaled for body size. Within the marine mammals, mysticetes and deeper divers  (e.g., Kogiidae, Physeteridae, Ziphiidae) tend to have lung‐to‐body‐size ratios that are smaller and more  similar to terrestrial animal ratios than the shallow diving odontocetes (e.g., Phocoenidae, Delphinidae)  and pinnipeds (Fahlman et al., 2014a; Piscitelli et al., 2010). The use of test data with smaller lung‐to‐ body ratios to set injury thresholds may result in a more conservative estimate of potential for damaging  effects (i.e., lower thresholds) for animals with larger lung to body ratios.  For these shallow exposures of small terrestrial mammals (masses ranging from 3.4 to 50 kg) to  underwater detonations, Richmond et al. (1973) reported that no blast injuries were observed when  exposures were less than 6 lb. per square inch per millisecond (psi‐ms) (40 pascal seconds [Pa‐s]), no  instances of slight lung hemorrhage occurred below 20 psi‐ms (140 Pa‐s), and instances of no lung  damage were observed in some exposures at higher levels up to 40 psi‐ms (280 Pa‐s). An impulse of  34 psi‐ms (230 Pa‐s) resulted in about 50 percent incidence of slight lung hemorrhage. About half of the  animals had gastrointestinal tract contusions (with slight ulceration, i.e., some perforation of the  mucosal layer) at exposures of 25–27 psi‐ms (170–190 Pa‐s). Lung injuries were found to be slightly  more prevalent than gastrointestinal tract injuries for the same exposure.  The Lovelace subject animals were exposed near the water surface; therefore, depth effects were not  discernible in this data set. In addition, this data set included only small terrestrial animals, whereas  marine mammals may be several orders of magnitude larger and have respiratory structures adapted for  the high pressures experienced at depth. The anatomical differences between the terrestrial animals  used in the Lovelace tests and marine mammals are summarized in Fetherston et al. (2018). Goertner  (1982) examined how lung cavity size would affect susceptibility to blast injury by considering both  marine mammal size and depth in a bubble oscillation model of the lung; however, the Goertner (1982)   model did not consider how tissues surrounding the respiratory air spaces would reflect shock wave  energy or constrain oscillation (Fetherston et al., 2018). Animal depth relates to injury susceptibility in  two ways: injury is related to the relative increase in explosive pressure over hydrostatic pressure, and    238  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 6 – Take Estimates for Marine Mammals  lung collapse with depth reduces the potential for air cavity oscillatory damage. The period over which  an impulse must be delivered to cause damage is assumed to be related to the natural oscillation period  of an animal’s lung, which depends on lung size.   Because gas‐containing organs are more vulnerable to primary blast injury, adaptations for diving that  allow for collapse of lung tissues with depth may make animals less vulnerable to lung injury with depth.  Adaptations for diving include a flexible thoracic cavity, distensible veins that can fill space as air  compresses, elastic lung tissue, and resilient tracheas with interlocking cartilaginous rings that provide  strength and flexibility (Ridgway, 1972). Older literature suggested complete lung collapse depths at  approximately 70 m for dolphins (Ridgway & Howard, 1979) and 20–50 m for phocid seals (Falke et al.,  1985; Kooyman et al., 1972). Follow‐on work by Kooyman and Sinnett (1982), in which pulmonary  shunting was studied in harbor seals and sea lions, suggested that complete lung collapse for these  species would be about 170 m and about 180 m, respectively. More recently, evidence in sea lions  suggests that complete collapse might not occur until depths as great as 225 m; although the depth of  collapse and depth of the dive are related, sea lions can affect the depth of lung collapse by varying the  amount of air inhaled on a dive (McDonald & Ponganis, 2012). This is an important consideration for all  divers who can modulate lung volume and gas exchange prior to diving via the degree of inhalation and  during diving via exhalation (Fahlman et al., 2009); indeed, there are noted differences in pre‐dive  respiratory behavior, with some marine mammals exhibiting pre‐dive exhalation to reduce the lung  volume (e.g., phocid seals (Kooyman et al., 1973)).  6.5.1.1.1.2 Peak Pressure as a Predictor of Explosive Injury High instantaneous peak pressures can cause damaging tissue distortion. Goertner (1982) suggested a  peak overpressure gastrointestinal tract injury criterion because the size of gas bubbles in the  gastrointestinal tract are variable, and their oscillation period could be short relative to primary blast  wave exposure duration. The potential for gastrointestinal tract injury, therefore, may not be  adequately modeled by the single oscillation bubble methodology used to estimate lung injury due to  impulse. Like impulse, however, high instantaneous pressures may damage many parts of the body, but  damage to the gastrointestinal tract is used as an indicator of any peak pressure‐induced injury due to  its vulnerability.  Older military reports documenting exposure of human divers to blast exposure generally describe peak  pressure exposures around 100 psi (237 dB re 1 µPa peak) to feel like slight pressure or a stinging  sensation on skin, with no enduring effects (Christian & Gaspin, 1974). Around 200 psi, the shock wave  felt like a blow to the head and chest. Data from the Lovelace Foundation experiments show instances  of gastrointestinal tract contusions after exposures up to 1,147 psi peak pressure, while exposures of up  to 588 psi peak pressure resulted in many instances of no observed gastrointestinal tract effects. The  lowest exposure for which slight contusions to the gastrointestinal tract were reported was 237 dB re 1  µPa peak. As a vulnerable gas‐containing organ, the gastrointestinal tract is vulnerable to both high peak  pressure and high impulse, which may vary to differing extents due to blast exposure conditions (i.e.,  animal depth, distance from the charge). This likely explains the range of effects seen at similar peak  pressure exposure levels and shows the utility of considering both peak pressure and impulse when  analyzing the potential for injury due to explosives.    239  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 6 – Take Estimates for Marine Mammals  6.5.1.2 Hearing Loss Exposure to intense sound may result in noise‐induced hearing loss that persists after cessation of the  noise exposure. Hearing loss may be temporary or permanent, depending on factors such as the  exposure frequency, received SPL, temporal pattern, and duration. The frequencies affected by hearing  loss may vary depending on the exposure frequency, with frequencies at and above the exposure  frequency most strongly affected. The amount of hearing loss may range from slight to profound,  depending on the ability of the individual to hear at the affected frequencies. The Conceptual  Framework for Assessing Effects from Sound‐Producing Activities (Section 6.2) provides additional  information on hearing loss and the framework used to analyze this potential impact.   Hearing loss has only been studied in a few species of marine mammals, although hearing studies with  terrestrial mammals are also informative. There are no direct measurements of hearing loss in marine  mammals due to exposure to explosive sources. The sound resulting from an explosive detonation is  considered an impulsive sound and shares important qualities (i.e., short duration and fast rise time)  with other impulsive sounds, such as those produced by air guns.   6.5.1.2.1 Threshold Shift due to Impulsive Sound Sources Marine mammal TTS data from impulsive sources are limited to two studies with measured TTS of 6 dB  or more: Finneran et al. (2002) reported behaviorally measured TTSs of 6 and 7 dB in a beluga exposed  to single impulses from a seismic water gun, and Lucke et al. (2009) reported AEP‐measured TTS of 7 to  20 dB in a harbor porpoise exposed to single impulses from a seismic air gun.  In addition to these data, Kastelein et al. (2015a) reported behaviorally measured mean TTS of 4 dB at 8  kHz and 2 dB at 4 kHz after a harbor porpoise was exposed to a series of impulsive sounds produced by  broadcasting underwater recordings of impact pile driving strikes through underwater sound projectors.  The cumulative SEL was approximately 180 dB re 1 μPa2s. The pressure waveforms for the simulated pile  strikes exhibited significant “ringing” not present in the original recordings, and most of the energy in  the broadcasts was between 500 and 800 Hz. As a result, some questions exist regarding whether the  fatiguing signals were representative of underwater pressure signatures from impact pile driving.  Several impulsive noise exposure studies have also been conducted without behaviorally measurable  TTS. Finneran et al. (2000) exposed dolphins and belugas to single impulses from an “explosion  simulator,” and Finneran et al. (2015) exposed three dolphins to sequences of 10 impulses from a  seismic air gun (maximum cumulative SEL = 193 to 195 dB re 1 μPa2s, peak SPL = 196 to 210 dB re 1 μPa)  without measurable TTS. Finneran et al. (2003b) exposed two sea lions to single impulses from an arc‐ gap transducer with no measurable TTS (maximum unweighted SEL = 163 dB re 1 μPa2s, peak  SPL = 183 dB re 1 μPa).  6.5.1.3 Physiological Stress Marine mammals naturally experience stress within their environment and as part of their life histories.  The stress response is a suite of physiological changes that are meant to help an organism mitigate the  impact of a stressor. However, if the magnitude and duration of the stress response is too great or too  long, then it can have negative consequences to the organism (e.g., decreased immune function,  decreased reproduction). The Conceptual Framework for Assessing Effects from Sound‐Producing  Activities (Section 6.2) provides additional information on physiological stress and the framework used  to analyze this potential impact.     240  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 6 – Take Estimates for Marine Mammals  There are no direct measurements of physiological stress in marine mammals due to exposure to  explosive sources. General research findings regarding physiological stress in marine mammals due to  exposure to sound and other stressors are discussed in detail in Section 6.4.1.3 (Physiological Stress)  above. Because there are many unknowns regarding the occurrence of acoustically induced stress  responses in marine mammals, it is assumed that any physiological response (e.g., hearing loss or injury)  or significant behavioral response is also associated with a stress response.   6.5.1.4 Masking Masking occurs when one sound, distinguished as the “noise,” interferes with the detection,  discrimination, or recognition of another sound, designated the “signal.” The quantitative definition of  masking is the amount in decibels an auditory detection, discrimination, or recognition threshold is  raised in the presence of a masker (Erbe et al., 2016). As discussed in the Conceptual Framework for  Assessing Effects from Sound‐Producing Activities (Section 6.2), masking can effectively limit the  distance over which a marine mammal can communicate, detect biologically relevant sounds, and  echolocate (odontocetes). Masking only occurs in the presence of the masking noise and does not  persist after the cessation of the noise. Masking can lead to vocal changes (e.g., Lombard effect,  increasing amplitude, or changing frequency) and behavioral changes (e.g., cessation of foraging, leaving  an area) to both signalers and receivers, in an attempt to compensate for noise levels (Erbe et al., 2016).  There are no direct observations of masking in marine mammals due to exposure to explosive sources.  General research findings regarding masking in marine mammals due to exposure to sound  are  discussed in detail in Masking under Acoustic Stressors (Section 6.4.1.4). Potential masking from  explosive sounds is likely to be similar to masking studied for other impulsive sounds such as air guns.  Masking could occur in mysticetes due to the overlap between their low‐frequency vocalizations and the  dominant frequencies of impulsive sounds; however, masking in odontocetes is less likely unless the  activity is in close range where the pulses are more broadband. For example, differential vocal  responses in marine mammals were documented in the presence of seismic survey noise. An overall  decrease in vocalizations during active surveying was noted in large marine mammal groups (Potter et  al., 2007), while blue whale feeding/social calls increased when seismic exploration was underway (Di  Lorio & Clark, 2010), indicative of a possible compensatory response to the increased noise level.  Bowhead whales were found to increase call rates in the presence of seismic air gun noise at lower  received levels (below 100 dB re 1 µPa2s cumulative SEL), but once the received level rose above 127 dB  re 1 Pa2s cumulative SEL the call rate began decreasing and stopped altogether once received levels  reached 170 dB re 1 Pa2s cumulative SEL (Blackwell et al., 2015). Nieukirk et al. (2012) recorded both  seismic surveys and fin whale 20 Hz calls at various locations around the mid‐Atlantic Ocean and  hypothesized that distant seismic noise could mask those calls, thereby decreasing the communication  range of fin whales, whose vocalizations may propagate over 400 km to reach conspecifics (Spiesberger  & Fristrup, 1990). A spotted seal and ringed seal in captivity were exposed to seismic air gun sounds  recorded within 1 km and 30 km of an air gun survey conducted in shallow (<40 m) water. They were  then tested on their ability to detect a 500‐millisecond upsweep centered at 100 Hz at different points in  the air gun pulse (start, middle, and end). Based on these results, a 100 Hz vocalization with a source  level of 130 dB re 1Pa would not be detected above a seismic survey 1 km away unless the animal was  within 1–5 m, and would not be detected above a survey 30 km away beyond 46 m (Sills et al., 2017).     241  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 6 – Take Estimates for Marine Mammals  6.5.1.5 Behavioral Reactions As discussed in Conceptual Framework for Assessing Effects from Sound‐Producing Activities (Section  6.2), any stimuli in the environment can cause a behavioral response in marine mammals, including  noise from explosions. There are few direct observations of behavioral reactions from marine mammals  due to exposure to explosive sounds. Lammers et al. (2017) recorded dolphin detections near naval  mine neutralization exercises and found that although the immediate response (within 30 seconds of  the explosion) was an increase in whistles relative to the 30 seconds before the explosion, there was a  reduction in daytime acoustic activity during the day of and the day after the exercise within 6 km.  However, the nighttime activity did not seem to be different than that prior to the exercise, and 2 days  after there appeared to be an increase in daytime acoustic activity, indicating a rapid return to the area  by the dolphins (Lammers et al., 2017). Vallejo et al. (2017) report on boat‐based line‐transect surveys  which were run over 10 years in an area where an offshore wind farm was built; these surveys included  the periods of preconstruction, construction, and postconstruction. Harbor porpoise were observed  throughout the area during all three phases, but were not detected within the footprint of the windfarm  during the construction phase, and were overall less frequent throughout the study area. However, they  returned after the construction was completed at a slightly higher level than in the preconstruction  phase. Furthermore, there was no large‐scale displacement of harbor porpoises during construction,  and in fact their avoidance behavior only occurred out to about 18 km, in contrast to the approximately  25 km avoidance distance found in other windfarm construction and pile driving monitoring efforts.  Impulsive signals, particularly at close range, have a rapid rise time and higher instantaneous peak  pressure than other signal types, making them more likely to cause startle responses or avoidance  responses. However, at long distances the rise time increases as the signal duration lengthens (similar to  a “ringing” sound), making the impulsive signal more similar to a non‐impulsive signal. Behavioral  reactions from explosive sounds are likely to be similar to reactions studied for other impulsive sounds,  such as those produced by air guns and impact pile driving. Data on behavioral responses to impulsive  sound sources are limited across all marine mammal groups, with only a few studies available for  mysticetes, odontocetes, and pinnipeds. No data currently exist for sea otters. Most data have come  from seismic surveys that occur over long durations (e.g., on the order of days to weeks), and typically  utilize large multi‐air gun arrays that fire repeatedly. While seismic data provide the best available  science for assessing behavioral responses to impulsive sounds by marine mammals, it is likely that  these responses represent a worst‐case scenario as compared to responses to explosives used in Navy  activities, which would typically consist of single impulses or a cluster of impulses, rather than long‐ duration, repeated impulses.  6.5.1.5.1 6.5.1.5.1.1 Behavioral Reactions to Impulsive Sound Sources Mysticetes Baleen whales have shown a variety of responses to impulsive sound sources, including avoidance,  attraction to the source, reduced surface intervals, altered swimming behavior, and changes in  vocalization rates (Gordon et al., 2003; McCauley et al., 2000; Richardson et al., 1995; Southall et al.,  2007). Studies have been conducted on many baleen whale species, including gray, humpback, blue, fin,  and bowhead whales; it is assumed that these responses are representative of all baleen whale species.  The behavioral state of the whale seems to be an integral part of whether or not the animal responds  and how they respond, as does the location and movement of the sound source, more than the received  level of the sound.    242  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 6 – Take Estimates for Marine Mammals  Migratory behavior seems to lead to a higher likelihood of response, with some species demonstrating  more sensitivity than others do. For example, migrating gray whales showed avoidance responses to  seismic vessels at received levels between 164 and 190 dB re 1 µPa (Malme et al., 1986, 1988). Similarly,  migrating humpback whales showed avoidance behavior at ranges of 5–8 km from a seismic array  during observational studies and controlled exposure experiments in one Australian study (McCauley et  al., 1998), and in another Australian study decreased their dive times and reduced their swimming  speeds (Dunlop et al., 2015). However, when comparing received levels and behavioral responses when  using ramp‐up versus a constant noise level of air guns, humpback whales did not change their dive  behavior but did deviate from their predicted heading and decreased their swim speeds (Dunlop et al.,  2016). In addition, the whales demonstrated more course deviation during the constant source trials but  reduced travel speeds more in the ramp‐up trials; in either case there was no dose‐response  relationship with the received level of the air gun noise, and similar responses were observed in control  trials with vessel movement but no air guns, so some of the response was likely due to the presence of  the vessel and not the received level of the air guns. When looking at the relationships between  proximity, received level, and behavioral response, Dunlop et al. (2017) used responses to two different  air guns and found responses occurred more towards the smaller, closer source than to the larger  source at the same received level, demonstrating the importance of proximity. Responses were found to  be more likely when the source was within 3 km or above 140 dB re 1 µPa, although responses were  variable and some animals did not respond at those values while others responded below them. In  addition, responses were generally small, with course deviations of only around 500 m, and short‐term  (Dunlop et al., 2017). McDonald et al. (1995) tracked a blue whale with seafloor seismometers and  reported that it stopped vocalizing and changed its travel direction at a range of 10 km from the seismic  vessel (estimated received level 143 dB re 1 µPa peak‐to‐peak). Bowhead whales seem to be the most  sensitive species, perhaps due to a higher overlap between bowhead whale distribution and seismic  surveys in Arctic and sub‐Arctic waters, as well as a recent history of being hunted. While most bowhead  whales did not show active avoidance until within 8 km of seismic vessels (Richardson et al., 1995), some  whales avoided vessels by more than 20 km at received levels as low as 120 dB re 1 µPa. Additionally,  Malme et al. (1988) observed clear changes in diving and breathing patterns in bowheads at ranges up  to 73 km from seismic vessels, with received levels as low as 125 dB re 1 µPa. Bowhead whales may also  avoid the area around seismic surveys, from 6 to 8 km (Koski and Johnson 1987, as cited in Gordon et al.,  2003) out to 20 or 30 km (Richardson et al., 1999). However, work by Robertson (2014) supports the  idea that behavioral responses are contextually dependent, and that during seismic operations bowhead  whales may be less “available” for counting due to alterations in dive behavior but that they may not  have left the area after all.  In contrast, noise from seismic surveys was not found to impact feeding behavior or exhalation rates in  western gray whales while resting or diving off the coast of Russia (Gailey et al., 2007; Yazvenko et al.,  2007). However, the increase in vessel traffic associated with the surveys and the proximity of the  vessels to the whales did effect the orientation of the whales relative to the vessels and shortened their  dive‐surface intervals (Gailey et al., 2016). Todd et al. (1996) found no clear short‐term behavioral  responses by foraging humpbacks to explosions associated with construction operations in  Newfoundland but did see a trend of increased rates of net entanglement closer to the noise source,  possibly indicating a reduction in net detection associated with the noise through masking or TTS.  Distributions of fin and minke whales were modeled with a suite of environmental variables along with  the occurrence or absence of seismic surveys, and no evidence of a decrease in sighting rates relative to  seismic activity was found for either species (Vilela et al., 2016). Their distributions were driven entirely  by environmental variables, particularly those linked to prey, including warmer sea surface    243  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 6 – Take Estimates for Marine Mammals  temperatures, higher chlorophyll‐a values, and higher photosynthetically available radiation (a measure  of primary productivity).  Vocal responses to seismic surveys have been observed in a number of baleen whale species, including a  cessation of calling, a shift in frequency, increases in amplitude or call rate, or a combination of these  strategies. Blue whale feeding/social calls were found to increase when seismic exploration was  underway, with seismic pulses at average received SELs of 131 dB re 1 µPa2s (Di Lorio & Clark, 2010), a  potentially compensatory response to increased noise level. Responses by fin whales to a 10‐day seismic  survey in the Mediterranean Sea included possible decreased 20 Hz call production and movement of  animals from the area based on lower received levels and changes in bearings (Castellote et al., 2012).  However, similarly distant seismic surveys elicited no apparent vocal response from fin whales in the  mid‐Atlantic Ocean; instead, Nieukirk et al. (2012) hypothesized that 20 Hz calls may have been masked  from the receiver by distant seismic noise. Models of humpback whale song off Angola showed  significant seasonal and diel variation, but also showed a decrease in the number of singers with  increasing received levels of air gun pulses (Cerchio et al., 2014). Bowhead whale calling rates decreased  significantly at sites near seismic surveys (41–45 km) where median received levels were between  116 and 129 dB re 1 µPa, and did not decrease at sites further from the seismic surveys (greater than  104 km) where median received levels were 99–108 dB re 1 µPa (Blackwell et al., 2013). In fact,  bowhead whale calling rates increased at the lower received levels, began decreasing at around 127 dB  re 1 µPa2s cumulative SEL, and ceased altogether at received levels over 170 dB re 1 µPa2s cumulative  SEL (Blackwell et al., 2015). Similar patterns were observed for bowhead vocalizations in the presence of  tonal sounds associated with drilling activities and were amplified when the presence of both the tonal  sounds and air gun pulses (Blackwell et al., 2017).  Mysticetes seem to be the most sensitive taxonomic group of marine mammals to impulsive sound  sources, with possible avoidance responses occurring out to 30 km and vocal changes occurring in  response to sounds over 100 km away. However, responses appear to be behaviorally mediated, with  most avoidance responses occurring during migration behavior and little observed response during  feeding behavior.   These response patterns are likely to hold true for Navy impulsive sources; however, Navy impulsive  sources would largely be stationary (e.g., explosives fired at a fixed target), and short‐term (on the order  of hours rather than days or weeks) than were found in these studies and so responses would likely  occur in closer proximity or not at all.  6.5.1.5.1.2 Odontocetes Few data are available on odontocete responses to impulsive sound sources, with only a few studies on  responses to seismic surveys, pile driving, and construction activity available. However, odontocetes  appear to be less sensitive to impulsive sound than mysticetes, with responses occurring at much closer  distances. This may be due to the predominance of low‐frequency sound associated with these sources  that propagates long distances and overlaps with the range of best hearing for mysticetes but is below  that range for odontocetes. The exception to this is the harbor porpoise, which has been shown to be  highly sensitive to most sound sources, avoiding both stationary (e.g., pile driving) and moving  (e.g., seismic survey vessels) impulsive sound sources out to approximately 20 km (e.g., Haelters et al.,  2014; Pirotta et al., 2014). However, even this response is short term, with porpoises returning to the  area within hours after the cessation of the noise.    244  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 6 – Take Estimates for Marine Mammals  Madsen et al. (2006) and Miller et al. (2009) tagged and monitored eight sperm whales in the Gulf of  Mexico exposed to seismic air gun surveys. Sound sources were from approximately 2 to 7 NM away  from the whales, and received levels were as high as 162 dB SPL re 1 µPa (Madsen et al., 2006). The  whales showed no horizontal avoidance; however, one whale rested at the water’s surface for an  extended period of time until air guns ceased firing (Miller et al., 2009). While the remaining whales  continued to execute foraging dives throughout exposure, tag data suggested there may have been  subtle effects of noise on foraging behavior (Miller et al., 2009). Similarly, Weir (2008) observed that  seismic air gun surveys along the Angolan coast did not significantly reduce the encounter rate of sperm  whales during the 10‐month survey period, nor were avoidance behaviors to air gun impulsive sounds  observed. In contrast, Atlantic spotted dolphins did show a significant, short‐term avoidance response to  air gun impulses within approximately 1 km of the source (Weir, 2008). The dolphins were observed at  greater distances from the vessel when the air gun was in use, and when the air gun was not in use they  readily approached the vessel to bow ride.  Captive bottlenose dolphins sometimes vocalized or were reluctant to return to the test station after  exposure to single impulses from a seismic water gun (Finneran et al., 2002). When exposed to multiple  impulses from a seismic air gun, some dolphins turned their heads away from the sound source just  before the impulse, showing that they could anticipate the timing of the impulses and perhaps reduce  the received level (Finneran et al., 2015). During construction (including the blasting of old bastions) of a  bridge over a waterway commonly used by the Tampa Bay, FL, stock of bottlenose dolphins, the use of  the area by females decreased while males displayed high site fidelity and continued using the area,  perhaps indicating differential habitat uses between the sexes (Weaver, 2015).  A study was conducted on the response of harbor porpoises to a seismic survey using aerial surveys and  C‐PODs (an autonomous recording device that counts odontocete clicks); the animals appeared to have  left the area of the survey and decreased their foraging activity within 5–10 km, as evidenced by both a  decrease in vocalizations near the survey and an increase in vocalizations at a distance (Pirotta et al.,  2014; Thompson et al., 2013). However, the animals returned within a day after the air gun operation  ceased, and the decrease in occurrence over the survey period was small relative to the observed  natural seasonal decrease compared to the previous year. A number of studies (Brandt et al., 2011;  Dähne et al., 2014; Haelters et al., 2014; Thompson et al., 2010; Tougaard et al., 2005; Tougaard et al.,  2009) also found strong avoidance responses by harbor porpoises out to 20 km during pile driving;  however, all studies found that the animals returned to the area after the cessation of pile driving.  When bubble curtains were deployed around pile driving, the avoidance distance appeared to be  reduced to half that distance (12 km), and the response only lasted about five hours rather than a day  before the animals returned to the area (Dähne et al., 2017). Kastelein et al. (2013b) exposed a captive  harbor porpoise to impact pile driving sounds and found that above 136 dB re 1 µPa (zero‐to‐peak) the  animal’s respiration rates increased, and at higher levels it jumped more frequently. Bergstrom et al.  (2014) found that although there was a high likelihood of acoustic disturbance during wind farm  construction (including pile driving), the impact was short term. Graham et al. (2017) assessed the  occurrence of bottlenose dolphins and harbor porpoises over different area and time scales with and  without impact and vibratory pile driving. While there were fewer hours with bottlenose dolphin  detections, reduced detection durations within the pile driving area, and increased detection durations  outside the area, the effects sizes were small, and the reduced harbor porpoise encounter duration was  attributed to seasonal changes outside the influence of the pile driving. However, received levels in this  area were lower due to propagation effects than in the other areas described above, which may have  led to the lack of or reduced response.    245  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 6 – Take Estimates for Marine Mammals  Odontocete behavioral responses to impulsive sound sources are likely species‐ and context‐dependent,  with most species demonstrating little to no apparent response. Responses might be expected within  close proximity to a noise source, under specific behavioral conditions such as females with offspring, or  for sensitive species such as harbor porpoises.   6.5.1.5.1.3 Pinnipeds A review of behavioral reactions by pinnipeds to impulsive noise can be found in Richardson et al. (1995)  and Southall et al. (2007). Blackwell et al. (2004) observed that ringed seals exhibited little or no  reaction to pipe‐driving noise with mean underwater levels of 157 dB re 1 µPa and in‐air levels of 112 dB  re 20 µPa, suggesting that the seals had habituated to the noise. In contrast, captive California sea lions  avoided sounds from an underwater impulsive source at levels of 165–170 dB re 1 µPa (Finneran et al.,  2003b). Harbor and grey seals were also observed to avoid a seismic air gun by rapidly swimming away,  and ceased foraging during exposure, but returned to normal behavior afterwards (Thompson et al.  1998, cited in Gordon et al., 2003). In another study, few responses were observed by New Zealand fur  seals to a towed air gun array operating at full power; rather, when responses were observed it seemed  to be to the physical presence of the vessel and tow apparatus, and these only occurred when the vessel  was within 200 m and sometimes as close as 5 m (Lalas & McConnell, 2016). Captive Steller sea lions  were exposed to a variety of tonal, sweep, impulsive and broadband sounds to determine what might  work as a deterrent from fishing nets. The impulsive sound had a source level of 120 dB re 1 µPa at 1 m,  and caused the animals to haul out and refuse to eat fish presented in a net (Akamatsu et al., 1996).  Steller sea lions exposed to in‐air explosive blasts increased their activity levels and often re‐entered the  water when hauled out (Demarchi et al., 2012). However, these responses were short‐lived and within  minutes, the animals had hauled out again, and there were no lasting behavioral impacts in the days  following the blasts.  Experimentally, Götz & Janik (2011) tested underwater startle responses to a startling sound (sound  with a rapid rise time and a 93 dB sensation level [the level above the animal's hearing threshold at that  frequency]) and a nonstartling sound (sound with the same level, but with a slower rise time) in  wild‐captured gray seals. The animals exposed to the startling treatment avoided a known food source,  whereas animals exposed to the nonstartling treatment did not react or habituated during the exposure  period. The results of this study highlight the importance of the characteristics of the acoustic signal in  an animal’s response of habituation.  Pinnipeds may be the least sensitive taxonomic group to most noise sources, although some species  may be more sensitive than others, and are likely to only respond to loud impulsive sound sources at  close ranges by startling, jumping into the water when hauled out, or even cease foraging, but only for  brief periods before returning to their previous behavior (e.g., (Southall et al., 2007)). Pinnipeds may  even experience TTS (see Section 6.5.1.2, Hearing Loss) before exhibiting a behavioral response (Southall  et al., 2007).  6.5.1.6 Stranding When a marine mammal (alive or dead) swims or floats onto shore and becomes beached or incapable  of returning to sea, the event is termed a “stranding” (Geraci et al., 1999; Geraci & Lounsbury, 2005;  Perrin & Geraci, 2002). Specifically, under U.S. law, a stranding is an event in the wild where: “(A) a  marine mammal is dead and is (i) on a beach or shore of the United States; or (ii) in waters under the  jurisdiction of the United States (including any navigable waters); or (B) a marine mammal is alive and is  (i) on a beach or shore of the United States and is unable to return to the water; (ii) on a beach or shore    246  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 6 – Take Estimates for Marine Mammals  of the United States and, although able to return to the water, is in need of medical attention; or (iii) in  the waters under the jurisdiction of the United States (including any navigable waters), but is unable to  return to its natural habitat under its own power or without assistance” (16 U.S.C. section 1421h).  Impulsive sources (e.g., explosions) also have the potential to contribute to strandings, but such  occurrences are even less common than those that have been related to certain sonar activities. During  a Navy training event on March 4, 2011, at the Silver Strand Training Complex in San Diego, California,  three long‐beaked common dolphins were killed by an underwater detonation. Further details are  provided above. Discussions of mitigation measures associated with these and other training and testing  activities are presented in Chapter 11 (Mitigation Measures).  6.5.1.7 Long-Term Consequences Long‐term consequences to a population are determined by examining changes in the population  growth rate. For additional information on the determination of long‐term consequences, see Section  6.2 (Conceptual Framework for Assessing Effects from Sound‐Producing Activities). Physical effects from  explosive sources that could lead to a reduction in the population growth rate include mortality or  injury, which could remove animals from the reproductive pool, and permanent hearing impairment or  chronic masking, which could impact navigation, foraging, predator avoidance, or communication. The  long‐term consequences due to individual behavioral reactions, masking, and short‐term instances of  physiological stress are especially difficult to predict because individual experience over time can create  complex contingencies, especially for long‐lived animals like marine mammals. For example, a lost  reproductive opportunity could be a measurable cost to the individual; however, short‐term costs may  be recouped during the life of an otherwise healthy individual. These factors are taken into  consideration when assessing risk of long‐term consequences.  IMPACTS FROM EXPLOSIVES Marine mammals could be exposed to energy, sound, and fragments from underwater explosions  associated with the proposed activities. Energy from an explosion is capable of causing mortality, injury,  hearing loss, a behavioral response, masking, or physiological stress, depending on the level and  duration of exposure.   The death of an animal would eliminate future reproductive potential, which is considered in the  analysis of potential long‐term consequences to the population. Exposures that result in non‐auditory  injuries or PTS may limit an animal’s ability to find food, communicate with other animals, or interpret  the surrounding environment. Impairment of these abilities can decrease an individual’s chance of  survival or impact its ability to successfully reproduce. TTS can also impair an animal’s abilities, but the  individual is likely to recover quickly with little significant effect.   Explosions in the ocean or near the water surface can introduce loud, impulsive, broadband sounds into  the marine environment. These sounds, which are within the audible range of most marine mammals,  could cause behavioral reactions, masking, and elevated physiological stress. Behavioral responses can  include shorter surfacings, shorter dives, fewer blows (breaths) per surfacing, longer intervals between  blows, ceasing or increasing vocalizations, shortening or lengthening vocalizations, and changing  frequency or intensity of vocalizations (National Research Council 2005). Sounds from explosives could  also mask biologically important sounds; however, the duration of individual sounds is very short,  reducing the likelihood of substantial auditory masking.     247  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 6 – Take Estimates for Marine Mammals  6.5.2.1 Methods for Analyzing Impacts from Explosives The Navy performed a quantitative analysis to estimate the number of times that marine mammals  could be impacted by explosives used during Navy training and testing activities. The Navy’s quantitative  analysis to determine impacts on marine mammals uses the Navy’s Acoustic Effects Model to produce  initial estimates of the number of instances that animals that may experience these effects; these  estimates are further refined by considering animal avoidance of sound‐producing activities and  implementation of procedural mitigation measures. The steps of this quantitative analysis are described  in Section 3.0.1.2 (Navy’s Quantitative Analysis to Determine Impacts to Sea Turtles and Marine  Mammals), which takes into account   criteria and thresholds used to predict impacts from explosives (see below);   the density (U.S. Department of the Navy, 2019) and spatial distribution (Watwood et al., 2018)  of marine mammals; and    the influence of environmental parameters (e.g., temperature, depth, salinity) on sound  propagation and explosive energy when estimating the received sound level and pressure on the  animals.   A detailed explanation of this analysis and how the criteria and thresholds were derived is provided in  the technical report Quantifying Acoustic Impacts on Marine Mammals and Sea Turtles: Methods and  Analytical Approach for Phase III Training and Testing (U.S. Department of the Navy, 2018a).  6.5.2.1.1 6.5.2.1.1.1 Criteria and Thresholds Used to Estimate Impacts on Marine Mammals from Explosives Mortality and Injury from Explosives As discussed above in Section 6.5.1.1 (Injury), two metrics have been identified as predictive of injury:  impulse and peak pressure. Peak pressure contributes to the “crack” or “stinging” sensation of a blast  wave, compared to the “thump” associated with received impulse. Older military reports documenting  exposure of human divers to blast exposure generally describe peak pressure exposures around 100 psi  (237 dB re 1 µPa SPL peak) to feel like slight pressure or stinging sensation on skin, with no enduring  effects (Christian & Gaspin, 1974).  Because data on explosive injury do not indicate a set threshold for injury, rather a range of risk for  explosive exposures, two sets of criteria are provided for use in non‐auditory injury assessment. The  exposure thresholds are used to estimate the number of animals that may be affected during Navy  training and testing activities (see Table 6‐42). The thresholds for the farthest range to effect are based  on the received level at which 1 percent risk is predicted and are useful for assessing potential effects to  marine mammals and level of potential impacts covered by the mitigation zone. Increasing animal mass  and increasing animal depth both increase the impulse thresholds (i.e., decrease susceptibility), whereas  smaller mass and decreased animal depth reduce the impulse thresholds (i.e., increase susceptibility).  For impact assessment, marine mammal populations are assumed to be 70 percent adult and 30 percent  calf/pup. Sub‐adult masses are used to determine onset of effect, in order to estimate the farthest  range at which an effect may first be observable. The derivation of these injury criteria and the species  mass estimates are provided in the technical report Criteria and Thresholds for U.S. Navy Acoustic and  Explosive Effects Analysis (Phase III) (U.S. Department of the Navy, 2017e).    248  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 6 – Take Estimates for Marine Mammals  Table 6‐42: Criteria to Quantitatively Assess Non‐Auditory Injury Due to Underwater  Explosions  Impact  Category  Mortality1  Injury1    Exposure Threshold  144 1 65.8M 1 . . Threshold for Farthest Range to  Effect2   Pa‐s  103 1  Pa‐s  47.5M 1 243 dB re 1 µPa SPL peak   Pa‐s  . .  Pa‐s  237 dB re 1 µPa SPL peak  1  Impulse delivered over 20% of the estimated lung resonance period. See U.S.  Department of the Navy (2017e).   2  Threshold for one percent risk used to assess mitigation effectiveness. Note: dB re 1  µPa = decibels referenced to 1 micropascal, SPL = sound pressure level,   M = animal mass (kg), D = animal depth (m), and Pa‐s = Pascal‐second  When explosive ordnance (e.g., bomb or missile) detonates, fragments of the weapon are thrown at  high‐velocity from the detonation point, which can injure or kill marine mammals if they are struck. Risk  of fragment injury reduces exponentially with distance as the fragment density is reduced. Fragments  underwater tend to be larger than fragments produced by in‐air explosions (Swisdak & Montanaro,  1992). Underwater, the friction of the water would quickly slow these fragments to a point where they  no longer pose a threat. On the other hand, the blast wave from an explosive detonation moves  efficiently through the seawater. Because the ranges to mortality and injury due to exposure to the blast  wave are likely to far exceed the zone where fragments could injure or kill an animal, the above  thresholds are assumed to encompass risk due to fragmentation.   6.5.2.1.1.2 Auditory Weighting Functions Animals are not equally sensitive to noise at all frequencies. To capture the frequency‐dependent nature  of the effects of noise, auditory weighting functions are used. Auditory weighting functions are  mathematical functions based on a generic band‐pass filter that incorporate species‐specific hearing  abilities to calculate a weighted received sound level in units SPL or SEL (Figure 6‐41). Due to the band  pass nature of auditory weighting functions, they resemble an inverted “U” shape with amplitude  plotted as a function of frequency. The flatter portion of the plotted function, where the amplitude is  closest to zero, is the emphasized frequency range (i.e., the pass‐band), while the frequencies below and  above this range (where amplitude declines) are de‐emphasized.     249  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 6 – Take Estimates for Marine Mammals    Source: See Finneran (2015) for parameters used to generate the functions and more information on weighting  function derivation.   Notes: MF = mid‐frequency cetacean, HF = high‐frequency cetacean, LF = low‐frequency cetacean, PW = phocid  (in‐water), and OW = otariid (in‐water)   Figure 6‐41: Navy Phase 3 Weighting Functions for All Species Groups   6.5.2.1.1.3 Hearing Loss from Explosives Criteria used to define threshold shifts from explosions are derived from the two known studies  designed to induce TTS in marine mammals from impulsive sources. Finneran et al. (2002) reported  behaviorally measured TTS of 6 and 7 dB in a beluga exposed to single impulses from a seismic water  gun and Lucke et al. (2009) reported auditory evoked potential‐measured TTS of 7–20 dB in a harbor  porpoise exposed to single impulses from a seismic air gun. Since marine mammal PTS data from  impulsive noise exposures do not exist, onset‐PTS levels for all groups were estimated by adding 15 dB  to the threshold for non‐impulsive sources. This relationship was derived by Southall et al. (2007) from  impulsive noise TTS growth rates in chinchillas. These frequency dependent thresholds are depicted by  the exposure functions for each group’s range of best hearing (see Figure 6‐42). Weighted sound  exposure thresholds for underwater explosive sounds used in the analysis are shown in  Table 6‐43).    250  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 6 – Take Estimates for Marine Mammals    Notes: The dark dashed curve is the exposure function for PTS onset, the solid black curve is the exposure function for TTS onset,  and the light grey curve is the exposure function for behavioral response. Small dashed lines indicate the SEL threshold for  behavioral response, TTS, and PTS onset at each group’s most sensitive frequency (i.e., the weighted SEL threshold).  Figure 6‐42: Navy Phase III Behavioral, TTS and PTS Exposure Functions for Explosives    251  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 6 – Take Estimates for Marine Mammals  Table 6‐43: Navy Phase III Weighted Sound Exposure Level Behavioral Response, Temporary  Threshold and Permanent Onset Thresholds and Unweighted Peak Sound Pressure Level  Temporary Threshold and Permanent Onset Thresholds for Underwater Explosive Sounds   Explosive Sound Source  Hearing Group  Behavior (SEL)  TTS (SEL)  TTS (Peak SPL)  PTS (SEL)  PTS (Peak SPL)  weighted (dB)  weighted (dB)  unweighted (dB)  weighted (dB)  unweighted (dB)  Low‐frequency Cetacean  (LF)  163  168  213  183  219  Mid‐frequency Cetacean  (MF)  165  170  224  185  230  High‐frequency Cetacean  (HF)  135  140  196  155  202  Otariids in water (OW)  183  188  226  203  232  Phocid seal in water (PW)  165  170  212  185  218  Notes: dB = decibels; PTS = permanent threshold shift; SEL = sound exposure level; SPL = sound pressure level;  TTS = temporary threshold shift  6.5.2.1.1.4 Behavioral Responses from Explosives If more than one explosive event occurs within any given 24‐hour period within a training or testing  activity, criteria are applied to predict the number of animals that may have a behavioral reaction. For  exercises with multiple explosions, the behavioral threshold used in this analysis is 5 dB less than the TTS  onset threshold (in SEL). This value is derived from observed onsets of behavioral response by test  subjects (bottlenose dolphins) during non‐impulsive TTS testing (Schlundt et al., 2000).  Some multiple explosive exercises, such as certain naval gunnery exercises, may be treated as a single  event because a few explosions occur closely spaced within a very short time (a few seconds). For single  explosions at received sound levels below hearing loss thresholds, the most likely behavioral response is  a brief alerting or orienting response. Since no further sounds follow the initial brief impulses, significant  behavioral reactions would not be expected to occur. This reasoning was applied to previous shock trials  (63 FR 230; 66 FR 87; 73 FR 143) and is extended to the criteria used in this analysis.   6.5.2.1.2 Accounting for Mitigation The Navy will implement mitigation measures to avoid or reduce potential impacts from explosives, as  described in Chapter 11 (Mitigation Measures). Procedural mitigation measures include delaying or  ceasing applicable detonations when a marine mammal is observed in a mitigation zone. The mitigation  zones for explosives extend beyond the respective average ranges to mortality. Therefore, the impact  analysis quantifies the potential for procedural mitigation to reduce the risk of mortality due to  exposure to explosives. Two factors are considered when quantifying the effectiveness of procedural  mitigation: (1) the extent to which the type of mitigation proposed for an explosive activity (e.g.,  explosive bombing exercise) allows for observation of the mitigation zone prior to and during the  activity; and (2) the sightability of each species that may be present in the mitigation zone, which is    252  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 6 – Take Estimates for Marine Mammals  determined by species‐specific characteristics and the viewing platform. A detailed explanation of the  analysis is provided in the technical report Quantifying Acoustic Impacts on Marine Mammals and Sea  Turtles: Methods and Analytical Approach for Phase III Training and Testing (U.S. Department of the  Navy, 2018a).  In the quantitative analysis, consideration of procedural mitigation measures means that, for activities  that implement mitigation, model‐estimated mortality is considered mitigated to the level of injury. The  impact analysis does not analyze the potential for mitigation to reduce non‐auditory injury, PTS, TTS or  behavioral effects, even though mitigation could also reduce some likelihood of these effects for  explosive activities. In practice, mitigation also protects all unobserved (below the surface) animals in  the vicinity, including other species, in addition to the observed animal. However, the analysis assumes  that only animals sighted at the water surface would be protected by the applied mitigation. The  analysis, therefore, does not capture the protection afforded to all marine species that may be near or  within the mitigation zone.  The ability to observe the ranges to mortality was estimated for each training or testing event. The  ability of Navy Lookouts to detect marine mammals within a mitigation zone is dependent on the  animal’s presence at the surface and the characteristics of the animal that influence its sightability (such  as group size or surface active behavior). The behaviors and characteristics of some species may make  them easier to detect. Certain behaviors, such as leaping and breaching, are visible from a great distance  and likely increase sighting distances and detections of those species. Environmental conditions under  which the training or testing activity could take place are also considered, such as sea surface conditions,  weather (e.g., fog or rain), and day versus night.  The Navy will also implement mitigation measures for certain explosive activities within mitigation  areas, as described in Appendix K (Geographic Mitigation Assessment) in the NWTT Draft Supplemental  EIS/OEIS. The benefits of mitigation areas are discussed qualitatively and have not been factored into  the quantitative analysis process or reductions in take for the MMPA impact estimates. Mitigation areas  are designed to help avoid or reduce impacts during biologically important life processes within  particularly important habitat areas. Therefore, mitigation area benefits are discussed in terms of the  context of impact avoidance or reduction.  6.5.2.2 Impact Ranges for Explosives The following section provides the range (distance) over which specific physiological or behavioral  effects are expected to occur based on the explosive criteria and the explosive propagation calculations  from the Navy Acoustic Effects Model (Section 6.5.2.1, Methods for Analyzing Impacts from Explosives).  The range to effects are shown for a range of explosive bins, from E1 (up to 0.25 lb. net explosive  weight) to E11 (greater than 500 lb. to 650 lb. net explosive weight). Ranges are determined by  modeling the distance that noise from an explosion will need to propagate to reach exposure level  thresholds specific to a hearing group that will cause behavioral response, TTS, PTS, and non‐auditory  injury. Range to effects is important information in not only predicting impacts from explosives, but also  in verifying the accuracy of model results against real‐world situations and assessing the level of impact  that will likely be mitigated within applicable mitigation zones.  Table 6‐44 shows the minimum, average, and maximum ranges due to varying propagation conditions to  non‐auditory injury as a function of animal mass and explosive bin. Ranges to gastrointestinal tract  injury typically exceed ranges to slight lung injury; therefore, the maximum range to effect is not mass‐   253  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 6 – Take Estimates for Marine Mammals  dependent. Animals within these water volumes would be expected to receive minor injuries at the  outer ranges, increasing to more substantial injuries, and finally mortality as an animal approaches the  detonation point. Ranges to mortality, based on animal mass, are shown in Table 6‐45. Bins (net  explosive weight, lb.) are defined as follows: E1 (0.1 – 0.25), E2 (> 0.25 – 0.5), E3 (> 0.5 – 1), E4 (> 1 –  2.5), E5 (> 2.5 – 5), E7 (> 10 – 20), E8 (> 20 – 60), E10 (> 100 – 250), E11 (> 250 – 500).  The following tables (Table 6‐46 through Table 6‐55) show the minimum, average, and maximum ranges  to onset of auditory and behavioral effects based on the thresholds described in Section 6.5.2.1.1  (Criteria and Thresholds Used to Estimate Impacts to Marine Mammals from Explosives). Ranges are  provided for a representative source depth and cluster size (the number of rounds fired [or buoys  dropped] within a very short duration) for each bin. For events with multiple explosions, sound from  successive explosions can be expected to accumulate and increase the range to the onset of an impact  based on SEL thresholds. Modeled ranges to TTS and PTS based on peak pressure for a single explosion  generally exceed the modeled ranges based on SEL even when accumulated for multiple explosions.  Peak pressure‐based ranges are estimated using the best available science; however, data on peak  pressure at far distances from explosions are very limited. For additional information on how ranges to  impacts from explosions were estimated, see the technical report Quantifying Acoustic Impacts on  Marine Mammals and Sea Turtles: Methods and Analytical Approach for Phase III Training and Testing  Ranges (U.S. Department of the Navy, 2018a).  Table 6‐44: Ranges1 to Non‐Auditory Injury (in meters) for All Marine Mammal Hearing  Groups    Bin  Range to Non‐Auditory  Injury (meters)1  E1  12  (11–13)  E2  16  (15–16)  E3  25  (25–45)  E4  31  (23–50)  E5  40  (40–40)  E7  104  (80–190)  E8  149  (130–210)  E10  153  (100–400)  E11  419  (350–725)  254  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 6 – Take Estimates for Marine Mammals  1  Distances in meters (m). Average distance is shown with  the minimum and maximum distances due to varying  propagation environments in parentheses. Modeled ranges  based on peak pressure for a single explosion generally  exceed the modeled ranges based on impulse (related to  animal mass and depth).    255  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 6 – Take Estimates for Marine Mammals  Table 6‐45: Ranges1 to Mortality (in meters) for All Marine Mammal Hearing Groups as a  Function of Animal Mass  Bin  Range to Mortality (meters) for Various Animal Mass Intervals (kg)1  10 kg  250 kg  1,000 kg  5,000 kg  25,000 kg  72,000 kg  3  1  0  0  0  0  (2–3)  (0–3)  (0–0)  (0–0)  (0–0)  (0–0)  4  2  1  0  0  0  E2  (3–5)  (1–3)  (0–1)  (0–0)  (0–0)  (0–0)  10  5  2  0  0  0  E3  (9–20)  (3–20)  (1–5)  (0–3)  (0–1)  (0–1)  13  7  3  2  1  1  E4  (11–19)  (4–13)  (2–4)  (1–3)  (1–1)  (0–1)  13  7  3  2  1  1  E5  (11–15)  (4–11)  (3–4)  (1–3)  (1–1)  (0–1)  49  27  13  9  4  3  E7  (40–80)  (15–60)  (10–20)  (5–12)  (4–6)  (2–4)  65  34  17  11  6  5  E8  (60–75)  (22–55)  (14–20)  (9–13)  (5–6)  (4–5)  43  25  13  9  5  4  E10  (40–50)  (16–40)  (11–16)  (7–11)  (4–6)  (3–4)  185  90  40  28  15  11  E11  (90–230)  (30–170)  (30–50)  (23–30)  (13–16)  (9–13)  1 Average distance to mortality (meters) is depicted above the minimum and maximum distances, which are in  parentheses for each animal mass interval.  Notes: kg = kilogram    E1   Table 6‐46: SEL‐Based Ranges to Onset PTS, Onset TTS, and Behavioral Reaction (in meters)  for High‐Frequency Cetaceans  Bin  E1  E2    Range to Effects for Explosives: High‐Frequency Cetaceans¹  Range to PTS  Source Depth (m)  Cluster Size  Range to TTS (m)  Range to Behavioral (m)  (m)  1  361  (350–370)  1,108  (1,000–1,275)  1,515  (1,025–2,025)  18  1,002  (925–1,025)  2,404  (1,275–4,025)  3,053  (1,275–5,025)  1  439  (420–450)  1,280  (1,025–1,775)  1,729  (1,025–2,525)  5  826  (775–875)  1,953  (1,275–3,025)  2,560  (1,275–4,275)  0.1  0.1  256  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 6 – Take Estimates for Marine Mammals  Table 6‐46: SEL‐Based Ranges to Onset PTS, Onset TTS, and Behavioral Reaction (in meters)  for High‐Frequency Cetaceans (continued)  Range to Effects for Explosives: High‐frequency cetaceans¹  Bin  Source Depth  (m)  Cluster Size  Range to PTS (m)  Range to TTS (m)  Range to Behavioral (m)  1  1,647  (160–3,525)  2,942  (160–10,275)  3,232  (160–12,275)  12  3,140  (160–9,525)  3,804  (160–17,525)  3,944  (160–21,775)  1  684  (550–1,000)  2,583  (1,025–5,025)  4,217  (1,525–7,525)  12  1,774  (1,025–3,775)  5,643  (1,775–10,025)  7,220  (2,025–13,275)  10  2  1,390  (950–3,025)  5,250  (2,275–8,275)  7,004  (2,775–11,275)  30  2  1,437  (925–2,775)  4,481  (1,525–7,775)  5,872  (2,775–10,525)  70  2  1,304  (925–2,275)  3,845  (2,525–7,775)  5,272  (3,525–9,525)  90  2  1,534  (900–2,525)  5,115  (2,525–7,525)  6,840  (3,275–10,275)  1  940  (850–1,025)  2,159  (1,275–3,275)  2,762  (1,275–4,275)  20  1,930  (1,275–2,775)  4,281  (1,775–6,525)  5,176  (2,025–7,775)  10  1  2,536  (1,275–3,775)  6,817  (2,775–11,025)  8,963  (3,525–14,275)  30  1  1,916  (1,025–4,275)  5,784  (2,775–10,525)  7,346  (2,775–12,025)  E8  45.75  1  1,938  (1,275–4,025)  4,919  (1,775–11,275)  5,965  (2,025–15,525)  E10  0.1  1  1,829  (1,025–2,775)  4,166  (1,775–6,025)  5,023  (2,025–7,525)  91.4  1  3,245  (2,025–6,775)  6,459  (2,525–15,275)  7,632  (2,775–19,025)  200  1  3,745  (3,025–5,025)  7,116  (4,275–11,275)  8,727  (5,025–15,025)  10  E3  18.25  E4  E5  0.1  E7  E11  1  Average distance (meters) to PTS, TTS, and behavioral thresholds are depicted above the minimum and  maximum distances (due to varying propagation environments), which are in parentheses.   Notes: PTS = permanent threshold shift, SEL = sound exposure level, TTS = temporary threshold shift    257  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 6 – Take Estimates for Marine Mammals  Table 6‐47: Peak Pressure‐Based Ranges to Onset PTS and Onset TTS (in meters) for High‐ Frequency Cetaceans  Range to Effects for Explosives: High‐Frequency Cetaceans¹  Source Depth (meters)  Range to PTS (meters)  Range to TTS (meters)  713  1,018  E1  0.1  (625–800)  (775–1,275)  833  1,151  E2  0.1  (700–1,000)  (850–1,525)  2,229  2,994  10  (160–6,025)  (160–9,775)  E3  2,030  2,982  18.25  (1,275–5,775)  (1,275–6,775)  2,990  5,338  10  (1,275–5,775)  (2,275–10,025)  2,321  4,064  30  (1,525–4,025)  (2,275–7,525)  E4  3,100  4,731  70  (1,775–4,525)  (3,525–6,525)  3,046  4,850  90  (2,025–4,525)  (2,775–8,275)  1,508  2,078  E5  0.1  (1,000–2,275)  (1,025–3,525)  6,747  10,248  10  (3,275–12,025)  (4,275–20,525)  E7  6,159  10,175  30  (3,025–9,275)  (4,775–17,275)  4,661  10,961  E8  45.75  (1,775–18,775)  (1,775–47,025)  2,880  3,807  E10  0.1  (1,275–4,775)  (1,775–12,775)  39,992  16,639  91.4  (2,525–49,275)  (6,525–97,775)  E11  13,555  45,123  200  (4,275–42,775)  (39,525–88,775)  1  Average distance (meters) is shown with the minimum and maximum distances due to varying propagation  environments in parentheses.  Notes: PTS = permanent threshold shift, TTS = temporary threshold shift  Bin    258  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 6 – Take Estimates for Marine Mammals  Table 6‐48: SEL‐Based Ranges to Onset PTS, Onset TTS, and Behavioral Reaction (in meters)  for Low‐Frequency Cetaceans  Bin  Source Depth  (meters)  Range to Effects for Explosives: Low‐Frequency Cetaceans¹  Range to PTS  Range to TTS  Cluster Size  (meters)  (meters)  Range to Behavioral  (meters)  52  221  354  (50–55)  (120–250)  (160–420)  E1  0.1  177  656  836  18  (110–200)  (230–875)  (280–1,025)  66  276  432  1  (55–70)  (140–320)  (180–525)  E2  0.1  128  512  735  5  (90–140)  (200–650)  (250–975)  330  1,583  2,085  1  (160–550)  (160–4,025)  (160–7,525)  10  1,177  2,546  2,954  12  (160–2,775)  (160–11,775)  (160–17,025)  E3  198  1,019  1,715  1  (180–220)  (490–2,275)  (625–4,025)  18.25  646  3,723  6,399  12  (390–1,025)  (800–9,025)  (1,025–46,525)  462  3,743  6,292  10  2  (400–600)  (2,025–7,025)  (2,525–13,275)  527  3,253  5,540  30  2  (330–950)  (1,775–4,775)  (2,275–8,275)  E4  490  3,026  5,274  70  2  (380–775)  (1,525–4,775)  (2,275–7,775)  3,041  5,399  401  90  2  (360–500)  (1,275–4,525)  (1,775–9,275)  174  633  865  1  (100–260)  (220–850)  (270–1,275)  E5  0.1  550  1,352  2,036  20  (200–700)  (420–2,275)  (700–4,275)  1,375  7,724  11,787  10  1  (875–2,525)  (3,025–15,025)  (4,525–25,275)  E7  1,334  7,258  11,644  30  1  (675–2,025)  (2,775–11,025)  (4,525–24,275)  1,227  3,921  7,961  E8  45.75  1  (575–2,525)  (1,025–17,275)  (1,275–48,525)  546  1,522  3,234  E10  0.1  1  (200–700)  (440–5,275)  (850–30,525)  2,537  11,249  37,926  91.4  1  (950–5,525)  (1,775–50,775)  (6,025–94,775)  E11  2,541  7,407  42,916  200  1  (1,525–4,775)  (2,275–43,275)  (6,275–51,275)  1  Average distance (meters) is shown with the minimum and maximum distances due to varying propagation  environments in parentheses. Values depict the range produced by SEL hearing threshold criteria levels.   Notes: PTS = permanent threshold shift, SEL = sound exposure level, TTS = temporary threshold shift  1    259  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 6 – Take Estimates for Marine Mammals  Table 6‐49: Peak Pressure‐Based Ranges to Onset PTS and Onset TTS (in meters) for Low‐ Frequency Cetaceans  Range to Effects for Explosives: Low‐Frequency Cetaceans¹  Bin  Source Depth (meters)  Range to PTS (meters)  Range to TTS (meters)  133  234  (90–150)  (110–270)  165  288  E2  0.1  (100–180)  (120–340)  450  907  10  (160–1,000)  (160–3,275)  E3  355  664  18.25  (260–825)  (390–1,775)  402  833  10  (370–430)  (650–1,275)  582  938  30  (300–975)  (470–2,025)  E4  571  891  70  (370–1,275)  (550–1,775)  437  933  90  (370–750)  (650–1,525)  410  683  E5  0.1  (150–500)  (210–900)  1,121  2,248  10  (750–2,025)  (1,025–4,775)  E7  1,307  1,829  30  (525–2,275)  (775–3,775)  1,486  2,130  E8  45.75  (575–3,525)  (800–5,775)  925  1,243  E10  0.1  (280–1,275)  (350–1,775)  2,845  3,662  91.4  (950–7,525)  (1,025–9,025)  E11  3,284  4,586  200  (1,525–6,025)  (1,775–8,275)  1  Average distance (meters) is shown with the minimum and maximum distances due to varying propagation  environments in parentheses.  Notes: PTS = permanent threshold shift, TTS = temporary threshold shift  E1  0.1      260  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 6 – Take Estimates for Marine Mammals  Table 6‐50: SEL‐Based Ranges to Onset PTS, Onset TTS, and Behavioral Reaction (in meters)  for Mid‐Frequency Cetaceans  Bin  Source Depth  (meters)  Range to Effects for Explosives: Mid‐Frequency Cetaceans¹  Cluster  Range to PTS  Range to TTS  Range to Behavioral  Size  (meters)  (meters)  (meters)  25  118  203  (25–25)  (110–120)  (190–210)  E1  0.1  96  430  676  18  (90–100)  (410–440)  (600–700)  30  146  246  1  (30–30)  (140–150)  (230–250)  E2  0.1  64  298  493  5  (60–65)  (290–300)  (470–500)  61  512  928  1  (50–100)  (160–750)  (160–2,025)  10  300  1,604  2,085  12  (160–625)  (160–3,525)  (160–5,525)  E3  40  199  368  1  (35–40)  (180–280)  (310–800)  18.25  127  709  1,122  12  (120–130)  (575–1,000)  (875–2,525)  73  445  765  10  2  (70–75)  (400–575)  (600–1,275)  71  554  850  30  2  (65–90)  (320–1,025)  (525–1,775)  E4  63  382  815  70  2  (60–85)  (320–675)  (525–1,275)  411  870  59  90  2  (55–85)  (310–900)  (525–1,275)  79  360  575  1  (75–80)  (350–370)  (525–600)  E5  0.1  295  979  1,442  20  (280–300)  (800–1,275)  (925–1,775)  121  742  1,272  10  1  (110–130)  (575–1,275)  (875–2,275)  E7  111  826  1,327  30  1  (100–130)  (500–1,775)  (925–2,275)  133  817  1,298  E8  45.75  1  (120–170)  (575–1,525)  (925–2,525)  273  956  1,370  E10  0.1  1  (260–280)  (775–1,025)  (900–1,775)  242  1,547  2,387  91.4  1  (220–310)  (1,025–3,025)  (1,275–4,025)  E11  209  1,424  2,354  200  1  (200–300)  (1,025–2,025)  (1,525–3,775)  1  Average distance (meters) is shown with the minimum and maximum distances due to varying propagation  environments in parentheses.   Note: PTS = permanent threshold shift, SEL = sound exposure level, TTS = temporary threshold shift  1    261  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 6 – Take Estimates for Marine Mammals  Table 6‐51: Peak Pressure‐Based Ranges to Onset PTS and Onset TTS (in meters) for Mid‐ Frequency Cetaceans  Range to Effects for Explosives: Mid‐Frequency Cetaceans¹  Bin  Source Depth (meters)  Range to PTS (meters)  Range to TTS (meters)  44  86  (40–45)  (80–90)  59  106  E2  0.1  (55–60)  (100–110)  122  245  10  (100–230)  (160–410)  E3  100  190  18.25  (100–100)  (180–280)  120  247  10  (120–120)  (240–260)  136  365  30  (120–220)  (230–750)  E4  129  257  70  (120–200)  (230–440)  126  247  90  (120–190)  (230–380)  160  295  E5  0.1  (150–170)  (280–300)  309  592  10  (300–370)  (525–825)  E7  483  840  30  (290–850)  (525–1,775)  561  1,056  E8  45.75  (350–1,025)  (625–2,275)  557  878  E10  0.1  (490–600)  (625–1,025)  1,187  2,272  91.4  (650–2,525)  (1,025–4,275)  E11  683  1,972  200  (650–950)  (1,025–4,025)  1  Average distance (meters) is shown with the minimum and maximum distances due to varying propagation  environments in parentheses.  Notes: PTS = permanent threshold shift, TTS = temporary threshold shift  E1  0.1      262  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 6 – Take Estimates for Marine Mammals  Table 6‐52: SEL‐Based Ranges to Onset PTS, Onset TTS, and Behavioral Reaction (in meters)  for Otariids  Bin  Source Depth  (meters)  Range to Effects for Explosives: Otariids¹  Cluster  Range to PTS  Range to TTS  Size  (meters)  (meters)  Range to Behavioral  (meters)  7  34  58  (7–8)  (30–35)  (55–60)  E1  0.1  25  124  208  18  (25–25)  (120–130)  (200–210)  9  43  72  1  (9–10)  (40–45)  (70–75)  E2  0.1  19  88  145  5  (19–20)  (85–90)  (140–150)  21  135  250  1  (18–25)  (120–210)  (160–370)  10  82  551  954  12  (75–100)  (160–875)  (160–2,025)  E3  15  91  155  1  (15–15)  (85–95)  (150–160)  18.25  53  293  528  12  (50–55)  (260–430)  (420–825)  30  175  312  10  2  (30–30)  (170–180)  (300–350)  25  176  400  30  2  (25–25)  (160–250)  (290–750)  E4  26  148  291  70  2  (25–35)  (140–200)  (250–400)  139  271  26  90  2  (25–35)  (130–190)  (250–360)  25  111  188  1  (24–25)  (110–120)  (180–190)  E5  0.1  93  421  629  20  (90–95)  (390–440)  (550–725)  60  318  575  10  1  (60–60)  (300–360)  (500–775)  E7  53  376  742  30  1  (50–65)  (290–700)  (500–1,025)  55  387  763  E8  45.75  1  (55–55)  (310–750)  (525–1,275)  87  397  599  E10  0.1  1  (85–90)  (370–410)  (525–675)  100  775  1,531  91.4  1  (100–100)  (550–1,275)  (900–3,025)  E11  94  554  1,146  200  1  (90–100)  (525–700)  (900–1,525)  1  Average distance (meters) is shown with the minimum and maximum distances due to varying propagation  environments in parentheses.  Notes: PTS = permanent threshold shift, SEL = sound exposure level, TTS = temporary threshold shift  1    263  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 6 – Take Estimates for Marine Mammals  Table 6‐53: Peak Pressure‐Based Ranges to Onset PTS and Onset TTS (in meters) for Otariids  Range to Effects for Explosives: Otariids¹  Bin  Source Depth (meters)  Range to PTS (meters)  Range to TTS (meters)  37  69  (35–40)  (65–70)  48  88  E2  0.1  (45–50)  (80–90)  99  197  10  (85–170)  (150–370)  E3  80  154  18.25  (80–85)  (150–200)  100  190  10  (100–100)  (190–190)  105  262  30  (100–140)  (190–675)  E4  106  206  70  (100–160)  (190–350)  103  197  90  (100–150)  (190–320)  128  243  E5  0.1  (120–130)  (230–250)  255  471  10  (250–260)  (440–500)  E7  419  722  30  (240–1,025)  (440–1,025)  434  913  E8  45.75  (280–975)  (525–2,025)  476  739  E10  0.1  (450–490)  (600–875)  934  1,912  91.4  (525–1,775)  (1,000–3,775)  E11  553  1,516  200  (525–800)  (1,000–3,525)  1  Average distance (meters) is shown with the minimum and maximum distances due to varying propagation  environments in parentheses.  Notes: PTS = permanent threshold shift, TTS = temporary threshold shift  E1  0.1      264  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 6 – Take Estimates for Marine Mammals  Table 6‐54: SEL‐Based Ranges to Onset PTS, Onset TTS, and Behavioral Reaction (in meters)  for Phocids  Bin  Source Depth  (meters)  Range to Effects for Explosives: Phocids¹  Cluster  Range to PTS  Range to TTS  Size  (meters)  (meters)  Range to Behavioral  (meters)  47  219  366  (45–50)  (210–230)  (350–370)  E1  0.1  171  764  1,088  18  (160–180)  (725–800)  (1,025–1,275)  59  273  454  1  (55–60)  (260–280)  (440–460)  E2  0.1  118  547  881  5  (110–120)  (525–550)  (825–925)  185  1,144  1,655  1  (160–260)  (160–2,775)  (160–4,525)  10  760  2,262  2,708  12  (160–1,525)  (160–8,025)  (160–12,025)  E3  112  628  1,138  1  (110–120)  (500–950)  (875–2,525)  18.25  389  2,248  4,630  12  (330–625)  (1,275–4,275)  (1,275–8,525)  226  1,622  3,087  10  2  (220–240)  (950–3,275)  (1,775–5,775)  276  1,451  2,611  30  2  (200–600)  (1,025–2,275)  (1,775–4,275)  E4  201  1,331  2,403  70  2  (180–280)  (1,025–1,775)  (1,525–3,525)  188  1,389  2,617  90  2  (170–270)  (975–2,025)  (1,775–3,775)  151  685  1,002  1  (140–160)  (650–700)  (950–1,025)  E5  0.1  563  1,838  2,588  20  (550–575)  (1,275–2,275)  (1,525–3,525)  405  3,185  5,314  10  1  (370–490)  (1,775–6,025)  (2,275–11,025)  E7  517  2,740  4,685  30  1  (370–875)  (1,775–4,275)  (3,025–7,275)  523  2,502  3,879  E8  45.75  1  (390–1,025)  (1,525–6,025)  (2,025–10,275)  522  1,800  2,470  E10  0.1  1  (500–525)  (1,275–2,275)  (1,525–3,275)  1,063  5,043  7,371  91.4  1  (675–2,275)  (2,775–10,525)  (3,275–18,025)  E11  734  5,266  7,344  200  1  (675–850)  (3,525–9,025)  (5,025–12,775)  1  Average distance (meters) is shown with the minimum and maximum distances due to varying propagation  environments in parentheses.  Notes: PTS = permanent threshold shift, SEL = sound exposure level, TTS = temporary threshold shift  1    265  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 6 – Take Estimates for Marine Mammals  Table 6‐55: Peak Pressure‐Based Ranges to Onset PTS and Onset TTS (in meters) for Phocids  Range to Effects for Explosives: Phocids¹  Bin  Source Depth (meters)  Range to PTS (meters)  Range to TTS (meters)  156  291  (140–160)  (270–300)  198  366  E2  0.1  (190–200)  (350–370)  582  975  10  (160–1,775)  (160–2,525)  E3  398  795  18.25  (330–700)  (600–1,775)  456  940  10  (430–490)  (750–1,775)  700  1,111  30  (430–1,025)  (825–2,025)  E4  645  1,085  70  (420–1,275)  (750–1,775)  557  1,082  90  (420–875)  (750–1,775)  538  936  E5  0.1  (525–550)  (850–1,000)  1,241  2,571  10  (875–2,025)  (1,275–5,775)  E7  1,495  2,185  30  (900–2,275)  (1,275–3,775)  3,206  1,919  E8  45.75  (1,025–4,025)  (1,775–7,275)  1,469  2,244  E10  0.1  (1,025–1,775)  (1,275–3,025)  4,277  6,965  91.4  (2,525–9,275)  (3,025–13,775)  E11  4,388  6,853  200  (2,775–7,025)  (4,275–12,775)  1  Average distance (meters) is shown with the minimum and maximum distances due to varying propagation  environments in parentheses.  Notes: PTS = permanent threshold shift, TTS = temporary threshold shift  E1  0.1  6.5.2.3 Impacts from Explosives Stressors Under the Proposed Action The following provides a brief description of training and testing as it pertains to underwater and near‐ surface explosions under the Proposed Action:  As described in Section 1.5 (Proposed Action), Table 1‐3, and Table 1‐7, training activities under the  Proposed Action would use underwater detonations and explosive ordnance. Within the Proposed  Action, most training activities that use explosives reoccur on an annual basis, with some year‐to‐year  variability. Training activities involving explosives would be concentrated in the NWTT Offshore Area.  Detonations would generally occur greater than 50 NM from shore, with the exception of a very small    266  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 6 – Take Estimates for Marine Mammals  amount of mine neutralization training activities that would occur in existing mine warfare areas in  Inland Waters (i.e., Crescent Harbor and Hood Canal Explosive Ordinance Disposal Training Ranges).  As described in Table 1‐4 and Table 1‐8, testing activities under the Proposed Action would use  underwater detonations and explosive ordnance. Within the Proposed Action, most testing activities  that use explosives reoccur on an annual basis. All testing involving explosives will occur in the Offshore  Area, and with the exception of mine countermeasure and neutralization testing (new testing activities  in Phase III), will occur at distances greater than 50 NM from shore. This new activity would occur closer  to shore than other activities analyzed in the 2015 NWTT Final EIS/OEIS that involved the use of in‐water  explosives in the Offshore Area. This activity would occur in waters 3 NM or greater from shore at the  Quinault Range site (outside the Olympic Coast National Marine Sanctuary Mitigation Area) or 12 NM or  greater from shore elsewhere in the NWTT Offshore Area. This activity involving explosives would occur  approximately two times per year and typically in water depths shallower than 1,000 ft. To avoid  impacts on sanctuary resources, the Navy will not conduct explosive mine countermeasures and  neutralization testing activities in the Olympic Coast National Marine Sanctuary Mitigation Area.  6.5.2.3.1 Presentation of Estimated Impacts from the Quantitative Analysis The results of the analysis of potential impacts on marine mammals from explosives (see above Section  6.5.2.1, Methods for Analyzing Impacts from Explosives) are discussed below. The numbers of potential  impacts estimated for individual species of marine mammals from exposure to explosive energy and  sound for training activities under the Proposed Action are shown in Chapter 5 (Type of Incidental  Taking Authorization Requested). Additionally, estimated numbers of potential impacts from the  quantitative analysis for each species are presented below (e.g., Figure 6‐43). The most likely regions  and activity categories from which the impacts could occur are displayed in the impact graphics for each  species. There is a potential for impacts to occur anywhere within the Study Area where sound and  energy from explosives and the species overlap, although only regions or activity categories where  0.5 percent of the impacts, or greater, are estimated to occur are graphically represented in the impact  graphics below. All (i.e., grand total) estimated impacts are also included, regardless of region or  category.   The predictions of numbers of marine mammals that may be affected are shown for the three  subdivisions of the NWTT Action Area: the Offshore Area, Inland Waters, and Western Behm Canal  (Southeast Alaska). The Inland Waters area has been further divided into the following sub‐regions:  Dabob Bay Range Complex, Northeast Puget Sound, and Southwest Puget Sound.The numbers of  activities planned under the Proposed Action can vary slightly from year‐to‐year. The Proposed Action  results are presented for a maximum explosive use year; however, during most years, explosive use  would be less, resulting in fewer potential impacts.   6.5.2.3.2 Mysticetes Mysticetes may be exposed to sound and energy from explosions associated with training and testing  activities throughout the year. Explosions produce sounds that are within the hearing range of  mysticetes (see Section 6.3, Hearing and Vocalization). Potential impacts from explosive energy and  sound include non‐auditory injury, behavioral reactions, physiological stress, masking, and hearing loss.  The quantitative analysis estimates TTS and PTS in mysticetes. Impact ranges for mysticetes exposed to  explosive sound and energy are discussed under low‐frequency cetaceans in Section 6.5.2.2 (Impact  Ranges for Explosives).     267  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 6 – Take Estimates for Marine Mammals  Mysticetes that do experience threshold shift from explosive sounds may have reduced ability to detect  biologically important sounds (e.g., social vocalizations) until their hearing recovers. Recovery from  threshold shift begins almost immediately after the noise exposure ceases and can take a few minutes  to a few days, depending on the severity of the initial shift, to recover. TTS would recover fully, and PTS  would leave some residual hearing loss. Threshold shifts do not necessarily affect all hearing frequencies  equally, and typically manifest themselves at the exposure frequency or within an octave above the  exposure frequency. Noise from explosions is broadband with most energy below a few hundred Hertz;  therefore, any hearing loss from exposure to explosive sounds is likely to be broadband with effects  predominantly at lower frequencies. During the short period that a mysticete had TTS, or permanently  for PTS, social calls from conspecifics could be more difficult to detect or interpret, the ability to detect  predators may be reduced, and the ability to detect and avoid sounds from approaching vessels or other  stressors might be reduced. It is unclear how or if mysticetes use sound for finding prey or feeding;  therefore, it is unknown whether a TTS would affect a mysticete’s ability to locate prey or rate of  feeding.   Research and observations of auditory masking in marine mammals due to impulsive sounds are  discussed in Section 6.5.1.4 (Masking). Explosions introduce low‐frequency, broadband sounds into the  environment, which could mask hearing thresholds in mysticetes that are nearby, although sounds from  explosions last for only a few seconds at most. Masking due to time‐isolated detonations would not be  significant. Activities that have multiple detonations, such as some naval gunfire exercises, could create  some masking for mysticetes in the area over the short duration of the event. Potential costs to  mysticetes from masking are similar to those discussed above for TTS, with the primary difference being  that the effects of masking are only present when the sound from the explosion is present within the  water; the effect is over the moment the sound has ceased.   Research and observations (see Section 6.5.2.1.1.4, Behavioral Responses from Explosives) show that if  mysticetes are exposed to impulsive sounds such as those from explosives, they may react in a variety of  ways, which may include alerting, startling, breaking off feeding dives and surfacing, diving or swimming  away, changing vocalization, or showing no response at all. Overall, mysticetes have been observed to  be more reactive to acoustic disturbance when a noise sources is located directly on their migration  route. Mysticetes disturbed while migrating could pause their migration or route around the  disturbance. Animals disturbed while engaged in other activities such as feeding or reproductive  behaviors may be more likely to ignore or tolerate the disturbance and continue their natural behavior  patterns. Because noise from most activities using explosives is short term and intermittent, and  because detonations usually occur within a small area, behavioral reactions from mysticetes are likely to  be short term and low to moderate severity, although there are no estimated behavioral impacts to  mysticetes.   Physiological stress could be caused by injury or hearing loss and could accompany any behavioral  reaction as well. Research and observations of physiological stress in marine mammals are discussed in  Section 6.5.1.3 (Physiological Stress). Due to the short‐term and intermittent use of explosives,  physiological stress is also likely to be short term and intermittent. Long‐term consequences from  physiological stress due to the sound of explosives would not be expected.  6.5.2.3.2.1 North Pacific Right Whales (Endangered Species Act-Listed) North Pacific right whales are extremely rare in the Study Area. Data on right whale presence is  insufficient to develop density estimates for use in the Navy Acoustic Effects Model for estimating the    268  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 6 – Take Estimates for Marine Mammals  number of animals that may be exposed to explosives. Based on the highly unlikely presence of North  Pacific right whales in the offshore portion of the Study Area and no records of occurrence in the Inland  Waters or Behm Canal portions of the Study Area, in addition to the mitigation measures that would be  implemented as described in Chapter 11 (Mitigation Measures), exposure of any North Pacific right  whales to explosives associated with training activities is highly unlikely.  Impacts from Explosives Under the Proposed Action for Training Activities The use of explosives during training activities as described under the Proposed Action will not result in  the incidental taking of North Pacific right whales.   Impacts from Explosives Under the Proposed Action for Testing Activities The use of explosives during testing activities as described under the Proposed Action will not result in  the incidental taking of North Pacific right whales.  6.5.2.3.2.2 Blue Whales (Endangered Species Act-Listed) Impacts from Explosives Under the Proposed Action for Training Activities Blue whales may be exposed to sound or energy from explosions associated with training activities  throughout the year. The quantitative analysis, using the maximum number of explosives per year under  the Proposed Action, estimates no impacts for training activities (see Table 6‐56). Impact ranges for this  species are discussed in Section 6.5.2.2 (Impact Ranges for Explosives).   Considering these factors and the mitigation measures that would be implemented as described in  Chapter 11 (Mitigation Measures), long‐term consequences for the species or stock would not be  expected.  The use of explosives during training activities as described under the Proposed Action will not result in  the incidental taking of blue whales.   Impacts from Explosives Under the Proposed Action for Testing Activities Blue whales may be exposed to sound or energy from explosions associated with testing activities  throughout the year. The quantitative analysis, using the maximum number of explosives per year under  the Proposed Action, estimates behavioral reactions (see Figure 6‐43 and Table 6‐56 below). Impact  ranges for this species are discussed in Section 6.5.2.2 (Impact Ranges for Explosives). Estimated impacts  apply to the Eastern North Pacific stock (see Table 6‐56).  As described for mysticetes above, even a few minor to moderate behavioral impacts to an individual  over the course of a year are unlikely to have any significant costs or long‐term consequences for that  individual. Considering these factors and the mitigation measures that would be implemented as  described in Chapter 11 (Mitigation Measures), long‐term consequences for the species or stock would  not be expected.  The use of explosives during testing activities as described under the Proposed Action will result in the  unintentional taking of blue whales incidental to those activities.     269  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 6 – Take Estimates for Marine Mammals    Notes: Region and Activity Category bar charts show categories +/‐ 0.5 percent of the estimated impacts, which  could result in a total of 99‐101 percent. Estimated impacts most years would be less based on fewer explosions. The  model is probabilistic and therefore a single impact could be divided up among multiple regions or activity categories.  Figure 6‐43: Blue Whale Impacts Estimated per Year from the Maximum Number of  Explosions During Testing Under the Proposed Action  Table 6‐56: Estimated Impacts on Individual Blue Whale Stocks Within the Study Area per  Year from Training and Testing Explosions Using the Maximum Number of Explosions Under  the Proposed Action  Estimated Impacts by Effect  Training  Testing  Stock  Behavioral  TTS  PTS  Injury  Behavioral  TTS  PTS  Injury  Eastern North  0  0  0  0  1  0  0  0  Pacific  Note: Estimated impacts are based on the maximum number of activities in a given year under the  Proposed Action.  6.5.2.3.2.3 Fin Whales (Endangered Species Act-Listed) Impacts from Explosives Under the Proposed Action for Training Activities Fin whales may be exposed to sound or energy from explosions associated with training activities  throughout the year. The quantitative analysis, using the maximum number of explosions per year  under the Proposed Action, estimates no impacts for training activities (see Table 6‐57). Impact ranges  for this species are discussed in Section 6.5.2.2 (Impact Ranges for Explosives).   Considering these factors and the mitigation measures that would be implemented as described in  Chapter 11 (Mitigation Measures), long‐term consequences for the species or stocks would not be  expected.    270  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 6 – Take Estimates for Marine Mammals  The use of explosives during training activities as described under the Proposed Action will not result in  the incidental taking of fin whales.   Impacts from Explosives Under the Proposed Action for Testing Activities Fin whales may be exposed to sound or energy from explosions associated with testing activities  throughout the year. The quantitative analysis, using the maximum number of explosions per year  under the Proposed Action, estimates behavioral reactions and TTS (see Figure 6‐44 and Table 6‐57  below). Impact ranges for this species are discussed in Section 6.5.2.2 (Impact Ranges for Explosives).  Estimated impacts apply to California, Oregon, and Washington stock (see Table 6‐57).  As described for mysticetes above, even a few minor to moderate behavioral responses or TTS to an  individual over the course of a year are unlikely to have any significant costs or long‐term consequences  for that individual. Considering these factors and the mitigation measures that would be implemented  as described in Chapter 11 (Mitigation Measures), long‐term consequences for the species or stock  would not be expected.  The use of explosives during testing activities as described under the Proposed Action will result in the  unintentional taking of fin whales incidental to those activities.    Notes: Region and Activity Category bar charts show categories +/‐ 0.5 percent of the estimated impacts, which  could result in a total of 99‐101 percent. Estimated impacts most years would be less based on fewer explosions. The  model is probabilistic and therefore a single impact could be divided up among multiple regions or activity categories.  Figure 6‐44: Fin Whale Impacts Estimated per Year from the Maximum Number of Explosions  During Training and Testing Under the Proposed Action    271  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 6 – Take Estimates for Marine Mammals  Table 6‐57: Estimated Impacts on Individual Fin Whale Stocks Within the Study Area per Year  from Training and Testing Explosions Using the Maximum Number of Explosions Under the  Proposed Action  Estimated Impacts by Effect  Training  Testing  Stock  Behavioral  TTS  PTS  Injury  Behavioral  TTS  PTS  Injury  California, Oregon,  & Washington  0  0  0  0  6  2  0  0  Northeast Pacific  0  0  0  0  0  0  0  0  Note: Estimated impacts are based on the maximum number of activities in a given year under the  Proposed Action.  6.5.2.3.2.4 Sei Whales (Endangered Species Act-Listed) Impacts from Explosives Under the Proposed Action for Training Activities Sei whales may be exposed to sound or energy from explosions associated with training activities  throughout the year. The quantitative analysis, using the maximum number of explosions per year  under the Proposed Action, estimates no impacts for training activities. Impact ranges for this species  are discussed in Section 6.5.2.2 (Impact Ranges for Explosives).   Considering these factors and the mitigation measures that would be implemented as described in  Chapter 11 (Mitigation Measures), long‐term consequences for the species or stock would not be  expected.  The use of explosives during training activities as described under the Proposed Action will not result in  the incidental taking of sei whales.   Impacts from Explosives Under the Proposed Action for Testing Activities Sei whales may be exposed to sound or energy from explosions associated with testing activities  throughout the year. The quantitative analysis, using the maximum number of explosions per year  under the Proposed Action, estimates behavioral reactions and TTS (see Figure 6‐45 and Table 6‐58  below). Impact ranges for this species are discussed in Section 6.5.2.2 (Impact Ranges for Explosives).  Estimated impacts apply to the Eastern North Pacific stock (see Table 6‐58).  As described for mysticetes above, even a few minor to moderate behavioral responses or TTS to an  individual over the course of a year are unlikely to have any significant costs or long‐term consequences  for that individual. Considering these factors and the mitigation measures that would be implemented  as described in Chapter 11 (Mitigation Measures), long‐term consequences for the species or stock  would not be expected.  The use of explosives during testing activities as described under the Proposed Action will result in the  unintentional taking of sei whales incidental to those activities.     272  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 6 – Take Estimates for Marine Mammals    Notes: Region and Activity Category bar charts show categories +/‐ 0.5 percent of the estimated impacts, which  could result in a total of 99‐101 percent. Estimated impacts most years would be less based on fewer explosions. The  model is probabilistic and therefore a single impact could be divided up among multiple regions or activity categories.  Figure 6‐45: Sei Whale Impacts Estimated per Year from the Maximum Number of Explosions  During Testing Under the Proposed Action  Table 6‐58: Estimated Impacts on Individual Sei Whale Stocks Within the Study Area per Year  from Training and Testing Explosions Using the Maximum Number of Explosions Under the  Proposed Action  Estimated Impacts by Effect  Training  Testing  Stock  Behavioral  TTS  PTS  Injury  Behavioral  TTS  PTS  Injury  Eastern North  0  0  0  0  1  1  0  0  Pacific  Note: Estimated impacts are based on the maximum number of activities in a given year under the  Proposed Action.  6.5.2.3.2.5 Minke Whales Impacts from Explosives Under the Proposed Action for Training Activities Minke whales may be exposed to sound or energy from explosions associated with training activities  throughout the year. The quantitative analysis, using the maximum number of explosions per year  under the Proposed Action, estimates no impacts for training activities (see Table 6‐59). Impact ranges  for this species are discussed in Section 6.5.2.2 (Impact Ranges for Explosives).   Considering these factors and the mitigation measures that would be implemented as described in  Chapter 11 (Mitigation Measures), long‐term consequences for the species or stocks would not be  expected.    273  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 6 – Take Estimates for Marine Mammals  The use of explosives during training activities as described under the Proposed Action will not result in  the incidental taking of minke whales.   Impacts from Explosives Under the Proposed Action for Testing Activities Minke whales may be exposed to sound or energy from explosions associated with testing activities  throughout the year. The quantitative analysis, using the maximum number of explosions per year  under the Proposed Action, estimates behavioral reactions and TTS (see Figure 6‐46 and Table 6‐59  below). Impact ranges for this species are discussed in Section 6.5.2.2 (Impact Ranges for Explosives).  Estimated impacts apply to the California, Oregon, and Washington stock (see Table 6‐59).  Considering these factors and the mitigation measures that would be implemented as described in  Chapter 11 (Mitigation Measures), long‐term consequences for the species or stock would not be  expected.  The use of explosives during testing activities as described under the Proposed Action will result in the  unintentional taking of minke whales incidental to those activities.     Notes: Region and Activity Category bar charts show categories +/‐ 0.5 percent of the estimated impacts, which  could result in a total of 99‐101 percent. Estimated impacts most years would be less based on fewer explosions. The  model is probabilistic and therefore a single impact could be divided up among multiple regions or activity categories.  Figure 6‐46: Minke Whale Impacts Estimated per Year from the Maximum Number of  Explosions During Testing Under the Proposed Action        274  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 6 – Take Estimates for Marine Mammals  Table 6‐59: Estimated Impacts on Individual Minke Whale Stocks Within the Study Area per  Year from Training and Testing Explosions Using the Maximum Number of Explosions Under  the Proposed Action  Estimated Impacts by Effect  Training  Testing  Stock  Alaska  Behavioral  TTS  PTS  Injury  Behavioral  TTS  PTS  Injury  0  0  0  0  0  0  0  0  California, Oregon,  0  0  0  0  4  2  0  0  & Washington  Note: Estimated impacts are based on the maximum number of activities in a given year under the  Proposed Action.  6.5.2.3.2.6 Humpback Whales (some DPSs are Endangered Species Act-Listed) Impacts have been modeled for the Hawaii (Central North Pacific stock) population of humpback whales,  which are not ESA listed, and for the Mexico (California, Oregon, and Washington stock) and Central  America (California, Oregon, and Washington) stock populations of humpback whales, which are ESA  listed. Western North Pacific DPS/stock humpback whales are not likely to be present in the NWTT Study  Area during or in proximity to any of the proposed training or testing activities.   Impacts from Explosives Under the Proposed Action for Training Activities Humpback whales may be exposed to sound or energy from explosions associated with training  activities throughout the year. The quantitative analysis, using the maximum number of explosions per  year under the Proposed Action, estimates no impacts for training activities (see Table 6‐60). Impact  ranges for this species are discussed in Section 6.5.2.2 (Impact Ranges for Explosives).   Considering these factors and the mitigation measures that would be implemented as described in  Chapter 11 (Mitigation Measures), long‐term consequences for the species or stocks would not be  expected.  The use of explosives during training activities as described under the Proposed Action will not result in  the incidental taking of humpback whales.   Impacts from Explosives Under the Proposed Action for Testing Activities Humpback whales may be exposed to sound or energy from explosions associated with testing activities  throughout the year. The quantitative analysis, using the maximum number of explosions per year  under the Proposed Action, estimates behavioral reactions and TTS (see Figure 6‐47 and Table 6‐60  below). Impact ranges for this species are discussed in Section 6.5.2.2, Impact Ranges for Explosives.  Estimated impacts apply to the California, Oregon, and Washington stock (see Table 6‐60).  As described for mysticetes above, even a few minor to moderate behavioral impacts or TTS to an  individual over the course of a year are unlikely to have any significant costs or long‐term consequences  for that individual. Considering these factors and the mitigation measures that would be implemented    275  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 6 – Take Estimates for Marine Mammals  as described in Chapter 11 (Mitigation Measures), long‐term consequences for the species or stock  would not be expected.  The use of explosives during testing activities as described under the Proposed Action will result in the  unintentional taking of humpback whales incidental to those activities.     Notes: Region and Activity Category bar charts show categories +/‐ 0.5 percent of the estimated impacts, which  could result in a total of 99‐101 percent. Estimated impacts most years would be less based on fewer explosions. The  model is probabilistic and therefore a single impact could be divided up among multiple regions or activity categories.  Figure 6‐47: Humpback Whale Impacts Estimated per Year from the Maximum Number of  Explosions During Testing Under the Proposed Action  Table 6‐60: Estimated Impacts on Individual Humpback Whale Stocks Within the Study Area  per Year from Training and Testing Explosions Using the Maximum Number of Explosions  Under the Proposed Action  Estimated Impacts by Effect  Training  Testing  Stock  California, Oregon,  & Washington  Behavioral  TTS  PTS  Injury  Behavioral  TTS  PTS  Injury  0  0  0  0  1  1  0  0  Central North  0  0  0  0  0  1  0  0  Pacific  Note: Estimated impacts are based on the maximum number of activities in a given year under the  Proposed Action.    276  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 6 – Take Estimates for Marine Mammals  6.5.2.3.2.7 Gray Whales (one DPS is Endangered Species Act-Listed) The vast majority of gray whales in the study are from the non‐endangered Eastern North Pacific stock,  and all of the modeled impacts are attributed to this stock. On rare occasions Western North Pacific gray  whales, which are Endangered Species Act‐Listed, occur in the Study Area but are not included in this  analysis.  Impacts from Explosives Under the Proposed Action for Training Activities Gray whales may be exposed to sound or energy from explosions associated with training activities  throughout the year. The quantitative analysis, using the maximum number of explosions per year  under the Proposed Action, estimates no impacts for training activities (see Table 6‐61 below). Impact  ranges for this species are discussed in Section 6.5.2.2 (Impact Ranges for Explosives).   Considering these factors and the mitigation measures that would be implemented as described in  Chapter 11 (Mitigation Measures), long‐term consequences for the species or stocks would not be  expected.  The use of explosives during training activities as described under the Proposed Action will not result in  the incidental taking of gray whales.   Impacts from Explosives Under the Proposed Action for Testing Activities Gray whales may be exposed to sound or energy from explosions associated with testing activities  throughout the year. The quantitative analysis, using the maximum number of explosions per year  under the Proposed Action, estimates behavioral reactions and TTS (see Figure 6‐48 and Table 6‐61).  Impact ranges for this species are discussed in Section 6.5.2.2, Impact Ranges for Explosives. Estimated  impacts apply to the Eastern North Pacific stock (see Table 6‐61).  As described for mysticetes above, even a few minor to moderate behavioral impacts or TTS to an  individual over the course of a year are unlikely to have any significant costs or long‐term consequences  for that individual. Considering these factors and the mitigation measures that would be implemented  as described in Chapter 11 (Mitigation Measures), long‐term consequences for the species or stock  would not be expected.  The use of explosives during testing activities as described under the Proposed Action will result in the  unintentional taking of gray whales incidental to those activities.     277  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 6 – Take Estimates for Marine Mammals    Notes: Region and Activity Category bar charts show categories +/‐ 0.5 percent of the estimated impacts, which  could result in a total of 99‐101 percent. Estimated impacts most years would be less based on fewer explosions. The  model is probabilistic and therefore a single impact could be divided up among multiple regions or activity categories.  Figure 6‐48: Gray Whale Impacts Estimated per Year from the Maximum Number of  Explosions During Training and Testing Under the Proposed Action  Table 6‐61: Estimated Impacts on Individual Gray Whale Stocks Within the Study Area per  Year from Training and Testing Explosions Using the Maximum Number of Explosions Under  the Proposed Action  Estimated Impacts by Effect  Training  Testing  Stock  Behavioral  TTS  PTS  Injury  Behavioral  TTS  PTS  Injury  0  0  0  0  1  2  0  0  Eastern North  Pacific  Western North  0  0  0  0  0  0  0  0  Pacific  Note: Estimated impacts are based on the maximum number of activities in a given year under the  Proposed Action.  6.5.2.3.3 Odontocetes Odontocetes may be exposed to sound and energy from explosives associated with training and testing  activities throughout the year. Explosions produce sounds that are within the hearing range of  odontocetes (see Section 6.3, Hearing and Vocalization). Potential impacts from explosive energy and  sound include non‐auditory injury, behavioral reactions, physiological stress, masking, and hearing loss.  Impact ranges for odontocetes exposed to explosive sound and energy are discussed in Section 6.5.2.2  (Impact Ranges for Explosives) under mid‐frequency cetaceans for most species, and under high‐ frequency cetaceans for Kogia whales and Dall’s porpoises.     278  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 6 – Take Estimates for Marine Mammals  Non‐auditory injuries to odontocetes, if they did occur, could include anything from mild injuries that  are recoverable and are unlikely to have long‐term consequences, to more serious injuries, including  mortality. It is possible for marine mammals to be injured or killed by an explosion in isolated instances.  Animals that did sustain injury could have long‐term consequences for that individual. Considering that  dolphin species for which these impacts are predicted have populations with tens to hundreds of  thousands of animals, removing several animals from the population would be unlikely to have  measurable long‐term consequences for the species or stocks. As discussed in Section 11.1.2 (Explosive  Stressors), the Navy will implement procedural mitigation measures to delay or cease detonations when  a marine mammal is sighted in a mitigation zone to avoid or reduce potential explosive impacts.  Odontocetes that do experience a hearing threshold shift from explosive sounds may have reduced  ability to detect biologically important sounds (e.g., social vocalizations) until their hearing recovers.  Recovery from a hearing threshold shift begins almost immediately after the noise exposure ceases. A  threshold shift can take a few minutes to a few days, depending on the severity of the initial shift, to  recover. TTS would recover fully, and PTS would leave some residual hearing loss. Threshold shifts do  not necessarily affect all hearing frequencies equally and typically manifest themselves at the exposure  frequency or within an octave above the exposure frequency. Noise from explosions is broadband with  most energy below a few hundred Hertz; therefore, any hearing loss from exposure to explosive sounds  is likely to be broadband with effects predominantly at lower frequencies. During the period that an  odontocete had hearing loss, social calls from conspecifics and sounds from predators such as killer  whale vocalizations could be more difficult to detect or interpret, although many of these sounds may  be above the frequencies of the threshold shift. Odontocetes use echolocation clicks to find and capture  prey. These echolocation clicks and vocalizations are at frequencies above a few kHz, which are less  likely to be affected by threshold shift at lower frequencies, and should not affect odontocete’s ability to  locate prey or rate of feeding.   Research and observations of masking in marine mammals due to impulsive sounds are discussed in  Section 6.5.1.4 (Masking). Explosions introduce low‐frequency, broadband sounds into the environment,  which could mask hearing thresholds in odontocetes that are nearby, although sounds from explosions  last for only a few seconds at most. Also, odontocetes typically communicate, vocalize, and echolocate  at higher frequencies that would be less affected by masking noise at lower frequencies such as those  produced by an explosion. Masking due to time‐isolated detonations would not be significant. Activities  that have multiple detonations such as some naval gunfire exercises could create some masking for  odontocetes in the area over the short duration of the event. Potential costs to odontocetes from  masking are similar to those discussed above for TTS, with the primary difference being that the effects  of masking are only present when the sound from the explosion is present within the water and the  effect is over the moment the sound has ceased.  Research and observations (see Section 6.5.1.5, Behavioral Reactions) show that odontocetes do not  typically show strong behavioral reactions to impulsive sounds such as explosions. Reactions, if they did  occur, would likely be limited to short ranges, within a few kilometers of multiple explosions. Reactions  could include alerting, startling, breaking off feeding dives and surfacing, diving or swimming away,  change in vocalization, or showing no response at all. Animals disturbed while engaged in other  activities such as feeding or reproductive behaviors may be more likely to ignore or tolerate the  disturbance and continue their natural behavior patterns. Because noise from most activities using  explosives is short‐term and intermittent, and because detonations usually occur within a small area,  behavioral reactions from odontocetes are likely to be short‐term and low to moderate severity.     279  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 6 – Take Estimates for Marine Mammals  Physiological stress could be caused by injury or hearing loss and could accompany any behavioral  reaction as well. Research and observations of physiological stress in marine mammals are discussed in  Section 6.5.1.3 (Physiological Stress). Due to the short‐term and intermittent use of explosives,  physiological stress is also likely to be short term and intermittent. Long‐term consequences from  physiological stress due to the sound of explosives would not be expected.   6.5.2.3.3.1 Common Bottlenose Dolphins Impacts from Explosives Under the Proposed Action for Training Activities Common bottlenose dolphins may be exposed to sound or energy from explosions associated with  training activities throughout the year. The quantitative analysis, using the maximum number of  explosions per year under the Proposed Action, estimates no impacts for training activities. Impact  ranges for this species are discussed in Section 6.5.2.2 (Impact Ranges for Explosives).   Considering these factors and the mitigation measures that would be implemented as described in  Chapter 11 (Mitigation Measures), long‐term consequences for the species or stocks would not be  expected.  The use of explosives during training activities as described under the Proposed Action will not result in  the incidental taking of common bottlenose dolphins.   Impacts from Explosives Under the Proposed Action for Testing Activities Common bottlenose dolphins may be exposed to sound or energy from explosions associated with  testing activities throughout the year. The quantitative analysis, using the maximum number of  explosions per year under the Proposed Action, estimates no impacts for testing activities. Impact  ranges for this species are discussed in Section 6.5.2.2 (Impact Ranges for Explosives).   Considering these factors and the mitigation measures that would be implemented as described in  Chapter 11 (Mitigation Measures), long‐term consequences for the species or stocks would not be  expected.  The use of explosives during testing activities as described under the Proposed Action will not result in  the incidental taking of common bottlenose dolphins.  6.5.2.3.3.2 Killer Whales (one DPS is Endangered Species Act-Listed) For the populations of killer whales present in the Study Area, only the Southern Resident population is  listed as endangered under the ESA.   Impacts from Explosives Under the Proposed Action for Training Activities Killer whales may be exposed to sound or energy from explosions associated with training activities  throughout the year. The quantitative analysis, using the maximum number of explosions per year  under the Proposed Action, estimates no impacts for training activities. Impact ranges for this species  are discussed in Section 6.5.2.2 (Impact Ranges for Explosives).   Considering these factors and the mitigation measures that would be implemented as described in  Chapter 11 (Mitigation Measures), long‐term consequences for the species or stock would not be  expected.    280  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 6 – Take Estimates for Marine Mammals  Most, although not all, detonations would occur greater than 50 NM from shore in the Offshore Area of  the NWTT Study Area. A very small number of mine neutralization training activities using small charges  would occur in the Hood Canal Explosive Ordinance Disposal Range and Crescent Harbor Explosive  Ordnance Range.   The use of explosives during training activities as described under the Proposed Action will not result in  the incidental taking of killer whales.   Impacts from Explosives Under the Proposed Action for Testing Activities Killer whales may be exposed to sound or energy from explosions associated with testing activities  throughout the year. The quantitative analysis, using the maximum number of explosions per year  under the Proposed Action, estimates no impacts for testing activities. Impact ranges for this species are  discussed in Section 6.5.2.2 (Impact Ranges for Explosives).   Considering these factors and the mitigation measures that would be implemented as described in  Chapter 11 (Mitigation Measures), long‐term consequences for the species or stock would not be  expected.  All testing involving explosives will occur in the Offshore Area, and with the exception of mine  countermeasure and neutralization testing (new testing activities in Phase III), will typically occur at  distances greater than 50 NM from shore. There are no testing activities that involve the use of  explosives in Inland Waters.   The use of explosives during testing activities as described under the Proposed Action will not result in  the incidental taking of killer whales.   6.5.2.3.3.3 Northern Right Whale Dolphins Impacts from Explosives Under the Proposed Action for Training Activities Northern right whale dolphins may be exposed to sound or energy from explosions associated with  training activities throughout the year. The quantitative analysis, using the maximum number of  explosions per year under the Proposed Action, estimates no impacts for training activities (see Table  6‐62). Impact ranges for this species are discussed in Section 6.5.2.2 (Impact Ranges for Explosives).   Considering these factors and the mitigation measures that would be implemented as described in  Chapter 11 (Mitigation Measures), long‐term consequences for the species or stock would not be  expected.  The use of explosives during training activities as described under the Proposed Action will not result in  the incidental taking of Northern right whale dolphins.   Impacts from Explosives Under the Proposed Action for Testing Activities Northern right whale dolphins may be exposed to sound or energy from explosions associated with  testing activities throughout the year. The quantitative analysis, using the maximum number of  explosions per year under the Proposed Action, estimates behavioral reactions and TTS (see Figure 6‐49  and Table 6‐62 below). Impact ranges for this species are discussed in Section 6.5.2.2 (Impact Ranges for  Explosives). Estimated impacts apply to the California, Oregon, and Washington stock (see Table 6‐62).    281  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 6 – Take Estimates for Marine Mammals  As described for odontocetes above, even a few minor to moderate TTS or behavioral reactions to an  individual over the course of a year are unlikely to have any significant costs or long‐term consequences  for that individual. Considering these factors and the mitigation measures that would be implemented  as described in Chapter 11 (Mitigation Measures), long‐term consequences for the species or stock  would not be expected.  The use of explosives during testing activities as described under the Proposed Action will result in the  unintentional taking of Northern right whale dolphins incidental to those activities.   Notes: Region and Activity Category bar charts show categories +/‐ 0.5 percent of the estimated impacts, which  could result in a total of 99‐101 percent. Estimated impacts most years would be less based on fewer explosions. The  model is probabilistic and therefore a single impact could be divided up among multiple regions or activity categories.    Figure 6‐49: Northern Right Whale Dolphin Impacts Estimated per Year from the Maximum  Number of Explosions During Training and Testing Under the Proposed Action  Table 6‐62: Estimated Impacts on Individual Northern Right Whale Dolphin Stocks Within the  Study Area per Year from Training and Testing Explosions Using the Maximum Number of  Explosions Under the Proposed Action  Estimated Impacts by Effect  Training  Stock  California, Oregon,  & Washington  Testing  Behavioral  TTS  PTS  Injury  Behavioral  TTS  PTS  Injury  0  0  0  0  1  1  0  0  Note: Estimated impacts are based on the maximum number of activities in a given year under the Proposed  Action.  6.5.2.3.3.4 Pacific White-Sided Dolphins Impacts from Explosives Under the Proposed Action for Training Activities Pacific white‐sided dolphins may be exposed to sound or energy from explosions associated with  training activities throughout the year. The quantitative analysis, using the maximum number of    282  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 6 – Take Estimates for Marine Mammals  explosions per year under the Proposed Action, estimates no impacts from training activities (see Table  6‐63). Impact ranges for this species are discussed in Section 6.5.2.2 (Impact Ranges for Explosives).  Considering these factors and the mitigation measures that would be implemented as described in  Chapter 11 (Mitigation Measures), long‐term consequences for the species or stock would not be  expected.  The use of explosives during training activities as described under the Proposed Action will not result in  the incidental taking of Pacific white‐sided dolphins.   Impacts from Explosives Under the Proposed Action for Testing Activities Pacific white‐sided dolphins may be exposed to sound or energy from explosions associated with testing  activities throughout the year. The quantitative analysis, using the maximum number of explosions per  year under the Proposed Action, estimates behavioral reactions and TTS (see Figure 6‐50 and Table 6‐63  below). Impact ranges for this species are discussed in Section 6.5.2.2 (Impact Ranges for Explosives).  Estimated impacts apply to the California, Oregon, and Washington stock (see Table 6‐63).  As described for odontocetes above, even a few minor to moderate TTS or behavioral reactions to an  individual over the course of a year are unlikely to have any significant costs or long‐term consequences  for that individual. Considering these factors and the mitigation measures that would be implemented  as described in Chapter 11 (Mitigation Measures), long‐term consequences for the species or stock  would not be expected.  The use of explosives during testing activities as described under the Proposed Action will result in the  unintentional taking of Pacific white‐sided dolphins incidental to those activities.     283  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 6 – Take Estimates for Marine Mammals    Notes: Region and Activity Category bar charts show categories +/‐ 0.5 percent of the estimated impacts, which  could result in a total of 99‐101 percent. Estimated impacts most years would be less based on fewer explosions. The  model is probabilistic and therefore a single impact could be divided up among multiple regions or activity categories.  Figure 6‐50: Pacific White‐Sided Dolphin Impacts Estimated per Year from the Maximum  Number of Explosions During Training and Testing Under the Proposed Action    284  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 6 – Take Estimates for Marine Mammals  Table 6‐63: Estimated Impacts to Individual Pacific White‐Sided Dolphin Stocks Within the  Study Area per Year from Training and Testing Explosions Using the Maximum Number of  Explosions Under the Proposed Action  Estimated Impacts by Effect  Training  Testing  Stock  California, Oregon,  & Washington  Behavioral  TTS  PTS  Injury  Behavioral  TTS  PTS  Injury  0  0  0  0  1  1  0  0  0  0  0  0  0  0  0  0  North Pacific  Note: Estimated impacts are based on the maximum number of activities in a given year under the  Proposed Action.  6.5.2.3.3.5 Risso’s Dolphins Impacts from Explosives Under the Proposed Action for Training Activities Risso’s dolphins may be exposed to sound or energy from explosions associated with training activities  throughout the year. The quantitative analysis, using the maximum number of explosions per year  under the Proposed Action, estimates no impacts for training activities. Impact ranges for this species  are discussed in Section 6.5.2.2 (Impact Ranges for Explosives).   Considering these factors and the mitigation measures that would be implemented as described in  Chapter 11 (Mitigation Measures), long‐term consequences for the species or stocks would not be  expected.  The use of explosives during training activities as described under the Proposed Action will not result in  the incidental taking of Risso’s dolphins.   Impacts from Explosives Under the Proposed Action for Testing Activities Risso’s dolphins may be exposed to sound or energy from explosions associated with testing activities  throughout the year. The quantitative analysis, using the maximum number of explosions per year  under the Proposed Action, estimates TTS (see Figure 6‐51 and Table 6‐64 below). Impact ranges for this  species are discussed in Section 6.5.2.2 (Impact Ranges for Explosives). Estimated impacts apply to the  California, Oregon, and Washington stock (see Table 6‐64).  As described for odontocetes above, even a few minor to moderate TTS reactions to an individual over  the course of a year are unlikely to have any significant costs or long‐term consequences for that  individual. Considering these factors and the mitigation measures that would be implemented as  described in Chapter 11 (Mitigation Measures), long‐term consequences for the species or stock would  not be expected.  The use of explosives during testing activities as described under the Proposed Action will result in the  unintentional taking of Risso’s dolphins incidental to those activities.      285  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 6 – Take Estimates for Marine Mammals    Notes: Region and Activity Category bar charts show categories +/‐ 0.5 percent of the estimated impacts, which  could result in a total of 99‐101 percent. Estimated impacts most years would be less based on fewer explosions. The  model is probabilistic and therefore a single impact could be divided up among multiple regions or activity categories.  Figure 6‐51: Risso’s Dolphin Impacts Estimated per Year from the Maximum Number of  Explosions During Training and Testing Under the Proposed Action  Table 6‐64: Estimated Impacts to Individual Risso’s Dolphin Stocks Within the Study Area per  Year from Training and Testing Explosions Using the Maximum Number of Explosions Under  the Proposed Action  Estimated Impacts by Effect  Training  Testing  Stock  Behavioral  TTS  PTS  Injury  Behavioral  TTS  PTS  Injury  California, Oregon,  0  0  0  0  0  1  0  0  & Washington  Note: Estimated impacts are based on the maximum number of activities in a given year under the  Proposed Action.    6.5.2.3.3.6 Short-Beaked Common Dolphin Impacts from Explosives Under the Proposed Action for Training Activities Short‐beaked common dolphins may be exposed to sound or energy from explosions associated with  training activities throughout the year. The quantitative analysis, using the maximum number of  explosions per year under the Proposed Action, estimates no impacts for training activities. Impact  ranges for this species are discussed in Section 6.5.2.2 (Impact Ranges for Explosives).     286  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 6 – Take Estimates for Marine Mammals  Considering these factors and the mitigation measures that would be implemented as described in  Chapter 11 (Mitigation Measures), long‐term consequences for the species or stock would not be  expected.  The use of explosives during training activities as described under the Proposed Action will not result in  the incidental taking of short‐beaked common dolphins.   Impacts from Explosives Under the Proposed Action for Testing Activities Short‐beaked common dolphins may be exposed to sound or energy from explosions associated with  testing activities throughout the year. The quantitative analysis, using the maximum number of  explosions per year under the Proposed Action, estimates no impacts for testing activities. Impact  ranges for this species are discussed in Section 6.5.2.2 (Impact Ranges for Explosives).   Considering these factors and the mitigation measures that would be implemented as described in  Chapter 11 (Mitigation Measures), long‐term consequences for the species or stock would not be  expected.  The use of explosives during testing activities as described under the Proposed Action will not result in  the incidental taking of short‐beaked common dolphins.   6.5.2.3.3.7 Short-Finned Pilot Whales Impacts from Explosives Under the Proposed Action for Training Activities Short‐finned pilot whales may be exposed to sound or energy from explosions associated with training  activities throughout the year. The quantitative analysis, using the maximum number of explosions per  year under the Proposed Action, estimates no impacts for training activities. Impact ranges for these  species are discussed in Section 6.5.2.2 (Impact Ranges for Explosives).   Considering these factors and the mitigation measures that would be implemented as described in  Chapter 11 (Mitigation Measures), long‐term consequences for the species or stock would not be  expected.  The use of explosives during training activities as described under the Proposed Action will not result in  the incidental taking of short‐finned pilot whales.   Impacts from Explosives Under the Proposed Action for Testing Activities Short‐finned pilot whales may be exposed to sound or energy from explosions associated with testing  activities throughout the year. The quantitative analysis, using the maximum number of explosions per  year under the Proposed Action, estimates no impacts for testing activities. Impact ranges for these  species are discussed in Section 6.5.2.2 (Impact Ranges for Explosives).   Considering these factors and the mitigation measures that would be implemented as described in  Chapter 11 (Mitigation Measures), long‐term consequences for the species or stock would not  be expected.  The use of explosives during testing activities as described under the Proposed Action will not result in  the incidental taking of short‐finned pilot whales.     287  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 6 – Take Estimates for Marine Mammals  6.5.2.3.3.8 Striped Dolphins Impacts from Explosives Under the Proposed Action for Training Activities Striped dolphins may be exposed to sound or energy from explosions associated with training activities  throughout the year. The quantitative analysis, using the maximum number of explosions per year  under the Proposed Action, estimates no impacts for training activities. Impact ranges for this species  are discussed in Section 6.5.2.2 (Impact Ranges for Explosives).   Considering these factors and the mitigation measures that would be implemented as described in  Chapter 11 (Mitigation Measures), long‐term consequences for the species or stock would not be  expected.  The use of explosives during training activities as described under the Proposed Action will not result in  the incidental taking of striped dolphins.   Impacts from Explosives Under the Proposed Action for Testing Activities Striped dolphins may be exposed to sound or energy from explosions associated with testing activities  throughout the year. The quantitative analysis, using the maximum number of explosions per year  under the Proposed Action, estimates no impacts for testing activities. Impact ranges for this species are  discussed in Section 6.5.2.2 (Impact Ranges for Explosives).   Considering these factors and the mitigation measures that would be implemented as described in  Chapter 11 (Mitigation Measures), long‐term consequences for the species or stock would not be  expected.  The use of explosives during testing activities as described under the Proposed Action will not result in  the incidental taking of striped dolphins.   6.5.2.3.3.9 Kogia Whales Kogia whales include two species that are often difficult to distinguish from one another: dwarf sperm  whales and pygmy sperm whales.  TTS and PTS thresholds for high‐frequency cetaceans, such as Kogia whales, are lower than for all other  marine mammals, which leads to a higher number of estimated hearing loss impacts relative to the  number of animals exposed to the sound as compared to other hearing groups (e.g., mid‐frequency  cetaceans).  Impacts from Explosives Under the Proposed Action for Training Activities Kogia whales may be exposed to sound or energy from explosions associated with training activities  throughout the year. The quantitative analysis, using the maximum number of explosions per year  under the Proposed Action, estimates no impacts for training activities. Impact ranges for these species  are discussed in Section 6.5.2.2 (Impact Ranges for Explosives).   Considering these factors and the mitigation measures that would be implemented as described in  Chapter 11 (Mitigation Measures), long‐term consequences for the species or stocks would not be  expected.    288  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 6 – Take Estimates for Marine Mammals  The use of explosives during training activities as described under the Proposed Action will not result in  the incidental taking of Kogia whales (dwarf and pygmy sperm whales).   Impacts from Explosives Under the Proposed Action for Testing Activities Kogia whales may be exposed to sound or energy from explosions associated with testing activities  throughout the year. The quantitative analysis, using the maximum number of explosions per year  under the Proposed Action, estimates no impacts on dwarf sperm whales for training activities. The  quantitative analysis, using the maximum number of explosions per year under the Proposed Action,  estimates behavioral reactions, TTS, and PTS for pygmy sperm whales (see Figure 6‐52 and Table 6‐65  below). Impact ranges for these species are discussed in Section 6.5.2.2 (Impact Ranges for Explosives).  Estimated impacts to Kogia whales apply only to the California, Oregon, and Washington stocks (see  Table 6‐65).  As described for odontocetes above, even a few minor to moderate TTS or behavioral reactions to an  individual over the course of a year are unlikely to have any significant costs or long‐term consequences  for that individual. PTS in an individual could have no to minor long‐term consequences for individuals  although a single minor long‐term consequence for an individual is unlikely to lead to long‐term  consequences for a population. Considering these factors and the mitigation measures that would be  implemented as described in Chapter 11 (Mitigation Measures), long‐term consequences for the species  or stocks would not be expected.  The use of explosives during testing activities as described under the Proposed Action will result in the  unintentional taking of Kogia whales (dwarf and pygmy sperm whales) incidental to those activities.   Notes: Region and Activity bar charts show categories +/‐ 0.5 percent of the estimated impacts, which could result  in a total of 99‐101 percent. Estimated impacts most years would be less based on fewer explosions. The model is  probabilistic and therefore a single impact could be divided up among multiple regions or activity categories.    Figure 6‐52: Pygmy Sperm Whales Impacts Estimated per Year from the Maximum Number of  Explosions During Testing Under the Proposed Action    289  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 6 – Take Estimates for Marine Mammals  Table 6‐65: Estimated Impacts on Individual Pygmy Sperm Whale Stocks Within the Study  Area per Year from Training and Testing Explosions Using the Maximum Number of  Explosions Under the Proposed Action  Estimated Impacts by Effect  Training  Testing  Stock  Behavioral  TTS  PTS  Injury  Behavioral  TTS  PTS  Injury  California, Oregon,  0  0  0  0  1  3  1  0  & Washington  Note: Estimated impacts are based on the maximum number of activities in a given year under the  Proposed Action.  6.5.2.3.3.10 Dall’s Porpoises TTS and PTS thresholds for high‐frequency cetaceans, such as Dall’s porpoises, are lower than for all  other marine mammals, which leads to a higher number of estimated hearing loss impacts relative to  the number of animals exposed to the sound as compared to other hearing groups (e.g., mid‐frequency  cetaceans.   Impacts from Explosives Under the Proposed Action for Training Activities Dall’s porpoises may be exposed to sound or energy from explosions associated with training activities  throughout the year. The quantitative analysis, using the maximum number of explosions per year  under the Proposed Action, estimates behavioral reactions, TTS, and PTS (see Figure 6‐53 and Table 6‐66  below). Estimated impacts most years would be less based on fewer explosions. Impact ranges for this  species are discussed in Section 6.5.2.2 (Impact Ranges for Explosives). Estimated impacts apply to the  California, Oregon, and Washington stock (see Table 6‐66).  As described for odontocetes above, even a few minor to moderate TTS or behavioral reactions to an  individual over the course of a year are unlikely to have any significant costs or long‐term consequences  for that individual. PTS in an individual could have no to minor long‐term consequences for individuals  although a single minor long‐term consequence for an individual is unlikely to lead to long‐term  consequences for a population. Considering these factors and the mitigation measures that would be  implemented as described in Chapter 11 (Mitigation Measures), long‐term consequences for the species  or stock would not be expected.  The use of explosives during training activities as described under the Proposed Action will result in the  unintentional taking of Dall’s porpoises incidental to those activities.   Impacts from Explosives Under the Proposed Action for Testing Activities Dall’s porpoises may be exposed to sound or energy from explosions associated with testing activities  throughout the year. The quantitative analysis, using the maximum number of explosions per year  under the Proposed Action, estimates behavioral reactions, TTS, and PTS (see Figure 6‐53 and Table 6‐66  below). Impact ranges for this species are discussed in Section 6.5.2.2, Impact Ranges for Explosives.  Estimated impacts apply to the California, Oregon, and Washington stock (see Table 6‐66).    290  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 6 – Take Estimates for Marine Mammals  As described for odontocetes above, even a few minor to moderate TTS or behavioral reactions to an  individual over the course of a year are unlikely to have any significant costs or long‐term consequences  for that individual. PTS in an individual could have no to minor long‐term consequences for individuals,  although a single minor long‐term consequence for an individual is unlikely to lead to long‐term  consequences for a population. Considering these factors and the mitigation measures that would be  implemented as described in Chapter 11 (Mitigation Measures), long‐term consequences for the species  or stock would not be expected.  The use of explosives during testing activities as described under the Proposed Action will result in the  unintentional taking of Dall’s porpoises incidental to those activities.    Notes: Region and Activity Category bar charts show categories +/‐ 0.5 percent of the estimated impacts, which  could result in a total of 99‐101 percent. Estimated impacts most years would be less based on fewer explosions.  The model is probabilistic and therefore a single impact could be divided up among multiple regions or activity  categories.    291  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 6 – Take Estimates for Marine Mammals  Figure 6‐53: Dall’s Porpoise Impacts Estimated per Year from the Maximum Number of  Explosions During Training and Testing Under the Proposed Action  Table 6‐66: Estimated Impacts on Individual Dall’s Porpoise Stocks Within the Study Area per  Year from Training and Testing Explosions Using the Maximum Number of Explosions Under  the Proposed Action  Estimated Impacts by Effect  Training  Testing  Stock  Alaska  Behavioral  TTS  PTS  Injury  Behavioral  TTS  PTS  Injury  0  0  0  0  0  0  0  0  California, Oregon,  4  16  2  0  52  177  66  0  & Washington  Note: Estimated impacts are based on the maximum number of activities in a given year under the  Proposed Action.  6.5.2.3.3.11 Harbor Porpoises TTS and PTS thresholds for high‐frequency cetaceans, such as harbor porpoises, are lower than for all  other marine mammals, which leads to a higher number of estimated hearing loss impacts relative to  the number of animals exposed to the sound as compared to other hearing groups (e.g., mid‐frequency  cetaceans).   Impacts from Explosives Under the Proposed Action for Training Activities Harbor porpoises may be exposed to sound or energy from explosions associated with training activities  throughout the year. The quantitative analysis, using the maximum number of explosions per year  under the Proposed Action, estimates TTS and PTS (see Figure 6‐54 and Table 6‐67 below). Estimated  impacts most years would be less based on fewer explosions. Impact ranges for this species are  discussed in Section 6.5.2.2, Impact Ranges for Explosives. Estimated impacts apply to the Washington  Inland Waters stock (see Table 6‐67).  As described for odontocetes above, even a few minor to moderate TTS to an individual over the course  of a year are unlikely to have any significant costs or long‐term consequences for that individual. PTS in  an individual could have no to minor long‐term consequences for individuals, although a single minor  long‐term consequence for an individual is unlikely to lead to long‐term consequences for a population.  Considering these factors and the mitigation measures that would be implemented as described in  Chapter 11 (Mitigation Measures), long‐term consequences for the species or stock would not  be expected.  The use of explosives during training activities as described under the Proposed Action will result in the  unintentional taking of harbor porpoises incidental to those activities.    292  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 6 – Take Estimates for Marine Mammals  Impacts from Explosives Under the Proposed Action for Testing Activities Harbor porpoises may be exposed to sound or energy from explosions associated with testing activities  throughout the year. The quantitative analysis, using the maximum number of explosions per year  under the Proposed Action, estimates behavioral reactions, TTS, and PTS (see Figure 6‐54 and Table 6‐67  below). Impact ranges for this species are discussed in Section 6.5.2.2 (Impact Ranges for Explosives).  Estimated impacts apply to multiple stocks (see Table 6‐67).  As described for odontocetes above, even a few minor to moderate TTS or behavioral reactions to an  individual over the course of a year are unlikely to have any significant costs or long‐term consequences  for that individual. PTS in an individual could have no to minor long‐term consequences for individuals,  although a single minor long‐term consequence for an individual is unlikely to lead to long‐term  consequences for a population. Considering these factors and the mitigation measures that would be  implemented as described in Chapter 11 (Mitigation Measures), long‐term consequences for the species  or stocks would not be expected.  The use of explosives during testing activities as described under the Proposed Action will result in the  unintentional taking of harbor porpoises incidental to those activities.    293  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 6 – Take Estimates for Marine Mammals    Notes: Region and Activity Category bar charts show categories +/‐ 0.5 percent of the estimated impacts, which  could result in a total of 99‐101 percent. Estimated impacts most years would be less based on fewer explosions.  The model is probabilistic and therefore a single impact could be divided up among multiple regions or activity  categories.  Figure 6‐54: Harbor Porpoise Impacts Estimated per Year from the Maximum Number of  Explosions During Training and Testing Under the Proposed Action        294  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 6 – Take Estimates for Marine Mammals  Table 6‐67: Estimated Impacts on Individual Harbor Porpoise Stocks Within the Study Area  per Year from Training and Testing Explosions Using the Maximum Number of Explosions  Under the Proposed Action  Estimated Impacts by Effect  Training  Testing  Stock  Behavioral  TTS  PTS  Injury  Behavioral  TTS  PTS  Injury  Southeast Alaska  0  0  0  0  0  0  0  0  Northern Oregon/  Washington Coast  0  0  0  0  55  194  84  0  Northern California  /Southern Oregon  0  0  0  0  91  214  86  0  Washington Inland  0  61  27  0  0  0  0  0  Waters  Note: Estimated impacts are based on the maximum number of activities in a given year under the  Proposed Action.  6.5.2.3.3.12 Sperm Whales (Endangered Species Act-Listed) Impacts from Explosives Under the Proposed Action for Training Activities Sperm whales may be exposed to sound or energy from explosions associated with training activities  throughout the year. The quantitative analysis, using the maximum number of explosions per year  under the Proposed Action, estimates no impacts for training activities. Impact ranges for this species  are discussed in Section 6.5.2.2 (Impact Ranges for Explosives).   Considering these factors and the mitigation measures that would be implemented as described in  Chapter 11 (Mitigation Measures), long‐term consequences for the species or stock would not be  expected.  The use of explosives during training activities as described under the Proposed Action will not result in  the incidental taking of sperm whales.   Impacts from Explosives Under the Proposed Action for Testing Activities Sperm whales may be exposed to sound or energy from explosions associated with testing activities  throughout the year. The quantitative analysis, using the maximum number of explosions per year  under the Proposed Action, estimates no impacts for testing activities. Impact ranges for this species are  discussed in Section 6.5.2.2 (Impact Ranges for Explosives).   Considering these factors and the mitigation measures that would be implemented as described in  Chapter 11 (Mitigation Measures), long‐term consequences for the species or stock would not be  expected.  The use of explosives during testing activities as described under the Proposed Action will not result in  the incidental taking of sperm whales.     295  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 6 – Take Estimates for Marine Mammals  6.5.2.3.3.13 Beaked Whales Beaked whales within the NWTT study area include Baird’s beaked whale, Blainville’s beaked whale,  Cuvier’s beaked whale, Hubb's beaked whale, ginkgo‐toothed beaked whale, Perrin’s beaked whale,  Stejneger’s beaked whale, and the pygmy beaked whale. Impacts to Blainville’s beaked whale, Hubb's  beaked whale, ginkgo‐toothed beaked whale, Perrin’s beaked whale, Stejneger’s beaked whale, and the  pygmy beaked whale are combined and represented in the beaked whale guild (Mesoplodon spp.).  Research and observations (see Section 6.5.2.1.1.4, Behavioral Responses from Explosives) show that  beaked whales are sensitive to human disturbance including noise from sonars, although no research on  specific reactions to impulsive sounds or noise from explosions is available. Odontocetes overall have  shown little responsiveness to impulsive sounds, although it is likely that beaked whales are more  reactive than most other odontocetes. Reactions could include alerting, startling, breaking off feeding  dives and surfacing, diving or swimming away, change in vocalization, or showing no response at all.  Beaked whales on Navy ranges have been observed leaving the area for a few days during sonar training  exercises. It is reasonable to expect that animals may leave an area of more intense explosive activity for  a few days; however, most explosive use during Navy activities is short duration, consisting of only a  single or few closely timed explosions (i.e., detonated within a few minutes) with a limited footprint due  to a single detonation point. Because noise from most activities using explosives is short‐term and  intermittent and because detonations usually occur within a small area, behavioral reactions from  beaked whales are likely to be short term and moderate severity.   Impacts from Explosives Under the Proposed Action for Training Activities Beaked whales may be exposed to sound or energy from explosions associated with training activities  throughout the year. The quantitative analysis, using the maximum number of explosions per year  under the Proposed Action, estimates no impacts for training activities for Baird’s beaked whale,  Cuvier’s beaked whale, or the small beaked whale guild (Mesoplodon spp.). Impact ranges for these  species are discussed in Section 6.5.2.2 (Impact Ranges for Explosives).   Considering these factors and the mitigation measures that would be conducted as described in Chapter  11 (Mitigation Measures), long‐term consequences for the species or stock would not be expected.  The use of explosives during training activities as described under the Proposed Action will not result in  the incidental taking of Baird’s beaked whale, Cuvier’s beaked whale, or the small beaked whale guild  (Mesoplodon spp.).   Impacts from Explosives Under the Proposed Action for Testing Activities Beaked whales may be exposed to sound or energy from explosions associated with testing activities  throughout the year. The quantitative analysis, using the maximum number of explosions per year  under the Proposed Action, estimates no impacts for testing activities for Baird’s beaked whale, Cuvier’s  beaked whale, or the small beaked whale guild (Mesoplodon spp.). Impact ranges for these species are  discussed in Section 6.5.2.2 (Impact Ranges for Explosives).   Considering these factors and the mitigation measures that would be implemented as described in  Chapter 11 (Mitigation Measures), long‐term consequences for the species or stock would not be  expected.    296  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 6 – Take Estimates for Marine Mammals  The use of explosives during testing activities as described under the Proposed Action will not result in  the incidental taking of Baird’s beaked whale, Cuvier’s beaked whale, or the small beaked whale guild  (Mesoplodon spp.).   6.5.2.3.4 Pinnipeds Pinnipeds include phocid seals (true seals) and otariids (sea lions and fur seals).  If a pinniped was to experience TTS from explosive sounds, it may have a reduced ability to detect  biologically important sounds until their hearing recovers. Recovery from TTS begins almost immediately  after the noise exposure ceases and can take a few minutes to a few days, depending on the severity of  the initial shift, to fully recover. Threshold shifts do not necessarily affect all hearing frequencies equally,  and typically manifest themselves at the exposure frequency or within an octave above the exposure  frequency. Noise from explosions is broadband with most energy below a few hundred Hertz; therefore,  any hearing loss from exposure to explosive sounds is likely to be broadband with effects predominantly  at lower frequencies. During the short period that a pinniped had TTS, social calls from conspecifics  could be more difficult to detect or interpret; however; most pinniped vocalizations may be above the  frequency of TTS induced by an explosion. Killer whales are one of the pinniped primary predators. Killer  whale vocalizations are typically above a few kHz, well above the region of hearing that is likely to be  affected by exposure to explosive energy. Therefore, TTS in pinnipeds due to sound from explosions is  unlikely to reduce detection of killer whale calls. Pinnipeds may use sound underwater to find prey and  feed; therefore, a TTS could have a minor and temporary effect on a phocid seal’s ability to locate prey.   Research and observations of auditory masking in marine mammals due to impulsive sounds are  discussed in Section 6.5.1.4 (Masking). Explosions introduce low‐frequency, broadband sounds into the  environment, which could mask hearing thresholds in pinnipeds that are nearby, although sounds from  explosions last for only a few seconds at most. Masking due to time‐isolated detonations would not be  significant. Activities that have multiple detonations, such as some naval gunfire exercises, could create  some masking for pinnipeds in the area over the short duration of the event. Potential costs to  pinnipeds from masking are similar to those discussed above for TTS, with the primary difference being  that the effects of masking are only present when the sound from the explosion is present within the  water; the effect is over the moment the sound has ceased.   Research and observations (see Section 6.5.2.1.1.4, Behavioral Responses from Explosives) show that  pinnipeds may be the least sensitive taxonomic group to most noise sources. They are likely to only  respond to loud impulsive sound sources at close ranges by startling, jumping into the water when  hauled out, or even cease foraging, but only for brief periods before returning to their previous  behavior. Pinnipeds may even experience TTS before exhibiting a behavioral response (Southall et al.,  2007). Because noise from most activities using explosives is short term and intermittent, and because  detonations usually occur within a small area, behavioral reactions from phocid seals are likely to be  short term and low severity.   Physiological stress could be caused by injury or hearing loss and could accompany any behavioral  reaction as well. Research and observations of physiological stress in marine mammals are discussed in  Section 6.5.1.3, (Physiological Stress). Due to the short‐term and intermittent use of explosives,  physiological stress is also likely to be short term and intermittent. Long‐term consequences from  physiological stress due to the sound of explosives would not be expected.     297  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 6 – Take Estimates for Marine Mammals  6.5.2.3.4.1 California Sea Lions Impacts from Explosives Under the Proposed Action for Training Activities California sea lions may be exposed to sound or energy from explosions associated with training  activities throughout the year. The quantitative analysis, using the maximum number of explosions per  year under the Proposed Action, estimates no impacts for training activities. Impact ranges for this  species are discussed in Section 6.5.2.2 (Impact Ranges for Explosives).   Considering these factors and the mitigation measures that would be implemented as described in  Chapter 11 (Mitigation Measures), long‐term consequences for the species or stock would not be  expected.  The use of explosives during training activities as described under the Proposed Action will not result in  the incidental taking of California sea lions.   Impacts from Explosives Under the Proposed Action for Testing Activities California sea lions may be exposed to sound or energy from explosions associated with testing activities  throughout the year. The quantitative analysis, using the maximum number of explosions per year  under the Proposed Action, estimates behavioral reactions, TTS, PTS (see Figure 6‐55 and Table 6‐68  below). Impact ranges for these species are discussed in Section 6.5.2.2 (Impact Ranges for Explosives).  Estimated impacts apply to the U.S. stock (see Table 6‐68).  As described above, even a few minor to moderate TTS or behavioral reactions to an individual over the  course of a year are unlikely to have any significant costs or long‐term consequences for that individual.  PTS in an individual could have no to minor long‐term consequences for individuals although a single  minor long‐term consequence for an individual is unlikely to lead to long‐term consequences for a  population. Considering these factors and the mitigation measures that would be implemented as  described in Chapter 11 (Mitigation Measures), long‐term consequences for the species or stock would  not be expected.  The use of explosives during testing activities as described under the Proposed Action will result in the  unintentional taking of California sea lions incidental to those activities.     298  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 6 – Take Estimates for Marine Mammals    Notes: Region and Activity Category bar charts show categories +/‐ 0.5 percent of the estimated impacts, which  could result in a total of 99‐101 percent. Estimated impacts most years would be less based on fewer explosions.  The model is probabilistic and therefore a single impact could be divided up among multiple regions or activity  categories.  Figure 6‐55: California Sea Lion Impacts Estimated per Year from the Maximum Number of  Explosions During Training and Testing Under the Proposed Action  Table 6‐68: Estimated Impacts on Individual California Sea Lion Stocks Within the Study Area  per Year from Training and Testing Explosions Using the Maximum Number of Explosions  Under the Proposed Action  Estimated Impacts by Effect  Training  Testing  Stock  U.S. Stock  Behavioral  TTS  PTS  Injury  Behavioral  TTS  PTS  Injury  0  0  0  0  1  3  1  0  Note: Estimated impacts are based on the maximum number of activities in a given year under the  Proposed Action.  6.5.2.3.4.2 Steller Sea Lions (one DPS is Endangered Species Act-Listed) The Eastern U.S. stock of Steller sea lions is not listed under the Endangered Species Act. All impacts  estimated by the quantitative analysis are on the Eastern U.S. stock. The Western U.S. stock of Steller  sea lions is listed endangered under the ESA; however, Steller sea lions from the Western U.S. stock are  rare in the Study Area.    299  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 6 – Take Estimates for Marine Mammals  Impacts from Explosives Under the Proposed Action for Training Activities Steller sea lions may be exposed to sound or energy from explosions associated with training activities  throughout the year. The quantitative analysis, using the maximum number of explosions per year  under the Proposed Action, estimates no impacts for training activities (see Table 6‐69). Impact ranges  for this species are discussed in Section 6.5.2.2 (Impact Ranges for Explosives).   Considering these factors and the mitigation measures that would be implemented as described in  Chapter 11 (Mitigation Measures), long‐term consequences for the species or stock would not be  expected.  The use of explosives during training activities as described under the Proposed Action will not result in  the incidental taking of Steller sea lions.   Impacts from Explosives Under the Proposed Action for Testing Activities Steller sea lions may be exposed to sound or energy from explosions associated with testing activities  throughout the year. The quantitative analysis, using the maximum number of explosions per year  under the Proposed Action, estimates TTS (see Figure 6‐56 and Table 6‐69 below). Impact ranges for  these species are discussed in Section 6.5.2.2 (Impact Ranges for Explosives). Estimated impacts apply to  the Eastern U.S. stock (see Table 6‐69).  As described above, even a few minor to moderate TTS reactions to an individual over the course of a  year are unlikely to have any significant costs or long‐term consequences for that individual. Considering  these factors and the mitigation measures that would be implemented as described in Chapter 11  (Mitigation Measures), long‐term consequences for the species or stock would not be expected.  The use of explosives during testing activities as described under the Proposed Action will result in the  unintentional taking of Steller sea lions incidental to those activities.     Notes: Region and Activity Category bar charts show categories +/‐ 0.5 percent of the estimated impacts, which  could result in a total of 99‐101 percent. Estimated impacts most years would be less based on fewer explosions.    300  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 6 – Take Estimates for Marine Mammals  Figure 6‐56: Steller Sea Lion Impacts Estimated per Year from the Maximum Number of  Explosions During Testing Under the Proposed Action  Table 6‐69: Estimated Impacts on Individual Steller Sea Lion Stocks Within the Study Area per  Year from Training and Testing Explosions Using the Maximum Number of Explosions Under  the Proposed Action  Estimated Impacts by Effect  Training  Testing  Stock  Eastern U.S.  Behavioral  TTS  PTS  Injury  Behavioral  TTS  PTS  Injury  0  0  0  0  0  1  0  0  Note: Estimated impacts are based on the maximum number of activities in a given year under the  Proposed Action.  6.5.2.3.4.3 Guadalupe Fur Seals (Endangered Species Act-listed) Impacts from Explosives Under the Proposed Action for Training Activities Guadalupe fur seals may be exposed to sound or energy from explosions associated with training  activities throughout the year. The quantitative analysis, using the maximum number of explosions per  year under the Proposed Action, estimates no impacts for training activities. Impact ranges for these  species are discussed in Section 6.5.2.2 (Impact Ranges for Explosives).  Considering these factors and the mitigation measures that would be implemented as described in  Chapter 11 (Mitigation Measures), long‐term consequences for the species or stock would not be  expected.  The use of explosives during training or testing activities as described under the Proposed Action will not  result in the incidental taking of Guadalupe fur seals.   Impacts from Explosives Under the Proposed Action for Testing Activities Guadalupe fur seals may be exposed to sound or energy from explosions associated with testing  activities throughout the year. The quantitative analysis, using the maximum number of explosions per  year under the Proposed Action, estimates no impacts for testing activities. Impact ranges for these  species are discussed in Section 6.5.2.2 (Impact Ranges for Explosives).  Considering these factors and the mitigation measures that would be implemented as described in  Chapter 11 (Mitigation Measures), long‐term consequences for the species or stock would not be  expected.  The use of explosives during testing activities as described under the Proposed Action will not result in  the incidental taking of Guadalupe fur seals.     301  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 6 – Take Estimates for Marine Mammals  6.5.2.3.4.4 Northern Fur Seals Impacts from Explosives Under the Proposed Action for Training Activities Northern fur seals may be exposed to sound or energy from explosions associated with training  activities throughout the year. The quantitative analysis, using the maximum number of explosions per  year under the Proposed Action, estimates no impacts for training activities. Impact ranges for these  species are discussed in Section 6.5.2.2 (Impact Ranges for Explosives).  Considering these factors and the mitigation measures that would be implemented as described in  Chapter 11 (Mitigation Measures), long‐term consequences for the species or stock would not be  expected.  The use of explosives during training activities as described under the Proposed Action will not result in  the incidental taking of northern fur seals.   Impacts from Explosives Under the Proposed Action for Testing Activities Northern fur seals may be exposed to sound or energy from explosions associated with testing activities  throughout the year. The quantitative analysis, using the maximum number of explosions per year  under the Proposed Action, estimates no impacts for testing activities. Impact ranges for these species  are discussed in Section 6.5.2.2 (Impact Ranges for Explosives).   Considering these factors and the mitigation measures that would be implemented as described in  Chapter 11 (Mitigation Measures), long‐term consequences for the species or stock would not be  expected.  The use of explosives during testing activities as described under the Proposed Action will not result in  the incidental taking of northern fur seals.   6.5.2.3.4.5 Harbor Seals Impacts from Explosives Under the Proposed Action for Training Activities Harbor seals may be exposed to sound or energy from explosions associated with training activities  throughout the year. The quantitative analysis, using the maximum number of explosions per year  under the Proposed Action, estimates TTS and PTS (see Figure 6‐57 and Table 6‐70 below). Estimated  impacts most years would be less based on fewer explosions. Impact ranges for this species are  discussed in Section 6.5.2.2 (Impact Ranges for Explosives). Estimated impacts apply to multiple stocks  (see Table 6‐70).  As described above, even a few minor to moderate TTS to an individual over the course of a year are  unlikely to have any significant costs or long‐term consequences for that individual. PTS in an individual  could have no to minor long‐term consequences for individuals, although a single minor long‐term  consequence for an individual is unlikely to lead to long‐term consequences for a population.  Considering these factors and the mitigation measures that would be implemented as described in  Chapter 11 (Mitigation Measures), long‐term consequences for the species or stocks would not be  expected.  The use of explosives during training activities as described under the Proposed Action will result in the  unintentional taking of harbor seals incidental to those activities.     302  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 6 – Take Estimates for Marine Mammals  Impacts from Explosives Under the Proposed Action for Testing Activities Harbor seals may be exposed to sound or energy from explosions associated with testing activities  throughout the year. The quantitative analysis, using the maximum number of explosions per year  under the Proposed Action, estimates behavioral reactions, TTS, and PTS (see Figure 6‐57 and Table 6‐70  below). Impact ranges for these species are discussed in Section 6.5.2.2 (Impact Ranges for Explosives).  Estimated impacts apply to the Oregon / Washington coastal stock (see Table 6‐70).  As described above, even a few minor to moderate TTS or behavioral reactions to an individual over the  course of a year are unlikely to have any significant costs or long‐term consequences for that individual.  PTS in an individual could have no to minor long‐term consequences for individuals, although a single  minor long‐term consequence for an individual is unlikely to lead to long‐term consequences for a  population. Considering these factors and the mitigation measures that would be implemented as  described in Chapter 11 (Mitigation Measures), long‐term consequences for the species or stocks would  not be expected.  The use of explosives during testing activities as described under the Proposed Action will result in the  unintentional taking of harbor seals incidental to those activities.     303  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 6 – Take Estimates for Marine Mammals  Notes: Region and Activity bar charts show categories +/‐ 0.5 percent of the estimated impacts, which could result  in a total of 99‐101 percent. Estimated impacts most years would be less based on fewer explosions. The model is  probabilistic and therefore a single impact could be divided up among multiple regions or activity categories.    Figure 6‐57: Harbor Seal Impacts Estimated per Year from the Maximum Number of  Explosions During Training and Testing Under the Proposed Action    304  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 6 – Take Estimates for Marine Mammals  Table 6‐70: Estimated Impacts on Individual Harbor Seal Stocks Within the Study Area per  Year from Training and Testing Explosions Using the Maximum Number of Explosions Under  the Proposed Action  Estimated Impacts by Effect  Training  Testing  Stock  Hood Canal  Oregon/  Washington  Coastal  Southeast Alaska ‐  Clarence Strait  Southern Puget  Sound  Washington  Northern Inland  Waters  Behavioral  TTS  PTS  Injury  Behavioral  TTS  PTS  Injury  0  4  1  0  0  0  0  0  0  0  0  0  9  11  2  0  0  0  0  0  0  0  0  0  0  0  0  0  0  0  0  0  0  30  5  0  0  0  0  0  Note: Estimated impacts are based on the maximum number of activities in a given year under the  Proposed Action.  6.5.2.3.4.6 Northern Elephant Seals Impacts from Explosives Under the Proposed Action for Training Activities Northern elephant seals may be exposed to sound or energy from explosions associated with training  activities throughout the year. The quantitative analysis, using the maximum number of explosions per  year under the Proposed Action, estimates TTS and PTS (see Figure 6‐58 and Table 6‐71 below).  Estimated impacts most years would be less based on fewer explosions. Impact ranges for this species  are discussed in Section 6.5.2.2 (Impact Ranges for Explosives). Estimated impacts apply to the California  stock (see Table 6‐71).  As described above, even a few minor to moderate TTS to an individual over the course of a year are  unlikely to have any significant costs or long‐term consequences for that individual. PTS in an individual  could have no to minor long‐term consequences for individuals, although a single minor long‐term  consequence for an individual is unlikely to lead to long‐term consequences for a population.  Considering these factors and the mitigation measures that would be implemented as described in  Chapter 11 (Mitigation Measures), long‐term consequences for the species or stock would not be  expected.  The use of explosives during training activities as described under the Proposed Action will result in the  unintentional taking of northern elephant seals incidental to those activities.   Impacts from Explosives Under the Proposed Action for Testing Activities Northern elephant seals may be exposed to sound or energy from explosions associated with testing  activities throughout the year. The quantitative analysis, using the maximum number of explosions per    305  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 6 – Take Estimates for Marine Mammals  year under the Proposed Action, estimates behavioral reactions, TTS, and PTS (see Figure 6‐58 and Table  6‐71 below). Impact ranges for these species are discussed in Section 6.5.2.2 (Impact Ranges for  Explosives). Estimated impacts apply to the California stock (see Table 6‐71).  As described above, even a few minor to moderate TTS or behavioral reactions to an individual over the  course of a year are unlikely to have any significant costs or long‐term consequences for that individual.  PTS in an individual could have no to minor long‐term consequences for individuals, although a single  minor long‐term consequence for an individual is unlikely to lead to long‐term consequences for a  population. Considering these factors and the mitigation measures that would be implemented as  described in Chapter 11 (Mitigation Measures), long‐term consequences for the species or stock would  not be expected.  The use of explosives during testing activities as described under the Proposed Action will result in the  unintentional taking of northern elephant seals incidental to those activities.       306  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 6 – Take Estimates for Marine Mammals  Notes: Region and Activity Category bar charts show categories +/‐ 0.5 percent of the estimated impacts, which  could result in a total of 99‐101 percent. Estimated impacts most years would be less based on fewer explosions.  The model is probabilistic and therefore a single impact could be divided up among multiple regions or activity  categories.  Figure 6‐58: Northern Elephant Seal Impacts Estimated per Year from the Maximum Number  of Explosions During Training and Testing Under the Proposed Action      Table 6‐71: Estimated Impacts on Individual Northern Elephant Seal Stocks Within the Study  Area per Year from Training and Testing Explosions Using the Maximum Number of  Explosions Under the Proposed Action  Estimated Impacts by Effect  Training  Testing  Stock  California  Behavioral  TTS  PTS  Injury  Behavioral  TTS  PTS  Injury  0  2  1  0  7  8  3  0  Note: Estimated impacts are based on the maximum number of activities in a given year under the  Proposed Action.  6.6 VESSEL STRIKE ANALYSIS Reviews of the literature on vessel strikes mainly involve collisions between commercial vessels and  whales (Cascadia Research, 2017d; Currie et al., 2017; Douglas et al., 2008; Jensen & Silber, 2004; Laist  et al., 2001; Lammers et al., 2013; Monnahan et al., 2015; Nichol et al., 2017; Rockwood et al., 2017).  The ability of any ship to detect a marine mammal and avoid a collision depends on a variety of factors,  including environmental conditions, ship design, size, speed, and manning, as well as the behavior of the  animal (Conn & Silber, 2013; Currie et al., 2017; Gende et al., 2011; Silber et al., 2010; Vanderlaan &  Taggart, 2007; Wiley et al., 2016). In areas of both high whale density and a high volume of vessel traffic,  such as the Strait of Juan de Fuca and its entrance, whales are predicted to be susceptible to elevated  risk for vessel strike (Nichol et al., 2017).   Large Navy vessels (greater than 18 m in length) within the Offshore Area of the Study Area operate  differently from commercial vessels in ways important to the prevention of whale collisions. For  example, in the open ocean the average speed of large Navy ships ranges between 10 and 15 knots, and  submarines generally operate at speeds in the range of 8 and 13 knots, while a few specialized vessels  can travel at faster speeds. By comparison, this is slower than most commercial vessels where normal  design speed for a container ship is typically 24 knots (Bonney & Leach, 2010). Even given the advent of  “slow steaming” by commercial vessels in recent years due to fuel prices (Barnard, 2016; Maloni et al.,  2013), this generally reduces the design speed by only a few knots, given that 21 knots would be  considered slow, 18 knots is considered “extra slow,” and 15 knots is considered “super slow” (Bonney    307  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 6 – Take Estimates for Marine Mammals  & Leach, 2010). Small Navy craft (less than 50 ft. in length), have much more variable speeds (0–50 knots  or more, depending on the mission). While these speeds are considered averages and representative of  most events, some Navy vessels need to operate outside of these parameters during certain situations.  Differences between most military ships and commercial ships also include the following disparities:           The Navy has several standard operating procedures for vessel safety that could result in a  secondary benefit to marine mammals through a reduction in the potential for vessel strike. For  example, ships operated by or for the Navy have personnel assigned to stand watch at all times,  day and night, when moving through the water (i.e., when the vessel is underway). Watch  personnel undertake extensive training in accordance with the U.S. Navy Lookout Training  Handbook or civilian equivalent. A primary duty of watch personnel is to ensure safety of the  ship, which includes the requirement to detect and report all objects and disturbances sighted in  the water that may be indicative of a threat to the ship and its crew, such as debris, a periscope,  surfaced submarine, or surface disturbance. Per safety requirements, watch personnel also  report any marine mammals sighted that have the potential to be in the direct path of the ship,  as a standard collision avoidance procedure. Military vessels are required to operate in  accordance with applicable navigation rules. Applicable rules include the Inland Navigation Rules  (33 Code of Federal Regulations 83) and International Regulations for Preventing Collisions at  Sea (72 Collision Regulations), which were formalized in the Convention on the International  Regulations for Preventing Collisions at Sea, 1972. Further, Navy vessels operate in accordance  with the navigation rules established by the U.S. Coast Guard. All vessels operating on the water  are required to follow the International Navigation Rules (COMDTINST M16672.2D). These rules  require that vessels proceed at a safe speed so proper and effective action can be taken to avoid  collision and so vessels can be stopped within a distance appropriate to the prevailing  circumstances and conditions. In addition to complying with navigation requirements, Navy  ships transit at speeds that are optimal for fuel conservation, to maintain ship schedules, and to  meet mission requirements. Vessel captains use the totality of the circumstances to ensure the  vessel is traveling at appropriate speeds in accordance with navigation rules. Depending on the  circumstances, this may involve adjusting speeds during periods of reduced visibility or in certain  locations.  Many military ships have their bridges positioned closer to the bow, offering good visibility  ahead of the ship.  There are often aircraft associated with the training or testing activity, which can detect marine  mammals in the vicinity or ahead of a vessel’s present course.  Military ships are generally much more maneuverable than commercial merchant vessels if  marine mammals are spotted and it becomes necessary to change direction.   Military ships operate at the slowest speed possible consistent with either transit needs, or  training or testing need. While minimum speed is intended as a fuel conservation measure  particular to a certain ship class, secondary benefits include being better able to spot and avoid  objects in the water, including marine mammals.   In many cases, military ships will likely move randomly or with a specific pattern within a sub‐ area of the Study Area for a period of time, from one day to two weeks, as compared to straight  line point‐to‐point commercial shipping.  Military overall crew size is much larger than merchant ships, allowing for more potential  observers on the bridge.   308  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 6 – Take Estimates for Marine Mammals    When submerged, submarines are generally slow moving (to avoid detection), and therefore  marine mammals at depth with a submarine are likely able to avoid collision with the  submarine. When a submarine is transiting on the surface, there are Lookouts serving the same  function as they do on surface ships.  The Navy will implement mitigation to avoid potential impacts from vessel strikes on marine  mammals (see Chapter 11, Mitigation Measures). Mitigation includes training Lookouts and  watch personnel with the Marine Species Awareness Training (which provides information on  sighting cues, visual observation tools and techniques, and sighting notification procedures),  requiring vessels to maneuver to maintain a specified distance from marine mammals during  vessel movements.  Data from the ports of Vancouver, British Columbia; Seattle, Washington; and Tacoma, Washington  indicated there were in excess of 7,000 commercial vessel transits in 2017 associated with visits to just  those ports (The Northwest Seaport Alliance, 2018; Vancouver Fraser Port Authority, 2017). This number  of vessel transits does not account for other vessel traffic in the Strait of Juan de Fuca or Puget Sound  resulting from commercial ferries, tourist vessels, or recreational vessels. Additional commercial traffic  in the Study Area also includes vessels transiting offshore along the Pacific coast, bypassing ports in  Canada and Washington; traffic associated with ports to the south along the coast of Washington and in  Oregon; and vessel traffic in Southeast Alaska (Nuka Research & Planning Group, 2012). This level of  commercial vessel traffic for the ports of Vancouver, Seattle, and Tacoma is approximately the same as  was presented during consultation in 2015.   In the Study Area, the existing marine environment is dominated by non‐military vessel traffic given the  Navy has, in total, the following homeported operational vessels: 2 aircraft carriers, 6 destroyers,  14 submarines, and 22 smaller security vessels with a combined annual total of 241 Navy vessel transits.  Appendix A (Navy Activities Descriptions) of the Draft Supplemental EIS/OEIS describes the number of  vessels used during the various types of Navy’s proposed activities. Activities involving military vessel  movement would be widely dispersed throughout the Study Area.   Many marine mammals in the Study Area (especially large whales) have seasonal ranges that include the  remainder of the U.S. West Coast, Hawaii, and Alaska (beyond the Behm Canal portion of the Study  Area). Between 1986 and 2017, there have been 12 fin whales killed as a result of vessel strikes found in  the Inland Waters portion of the Study Area (Towers et al., 2018). For the latest five‐year reporting  periods, NMFS Technical Memoranda documented 65 vessel strikes to marine mammals off the U.S  West Coast (Washington and California) (Carretta et al., 2017b), 38 vessel strikes to humpback whales in  Hawaii (Bradford & Lyman, 2015), and approximately 14 vessel strikes to marine mammals in Alaska  (Helker et al., 2017).   Navy policy (Chief of Naval Operations Instruction 3100.6 H) is to report all whale strikes by Navy  vessels. By information agreement, that information has been provided to NMFS on an annual basis.  Only the Navy and the U.S. Coast Guard report vessel strike to NMFS in this manner, so all statistics are  skewed by a lack of comprehensive reporting by all vessels that may experience vessel strike.  Vessel strike records from the Navy have been kept since 1995, and there have been two Navy vessel  strikes to marine mammals in the NWTT Study Area, up to and through January 2019.   The fate of the two whales that were struck by Navy vessels in the Study Area is unknown. Although it  does not preclude the possibility that a serious injury or mortality may have occurred, in neither of these    309  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 6 – Take Estimates for Marine Mammals  two cases were there indications of serious injuries; there was no blood in the water, the whales did not  appear injured, and there were no whale strandings or mortalities reported within an associated time  frame in the Study Area. For purposes of the analysis in this request for LOAs, it is assumed that any  whale struck by any vessel would have sustained serious injury or mortality, although evidence of  whales displaying diagnostic but healed injuries and scars indicates that some struck whales may  survive, dependent on a variety of factors (Bradford & Lyman, 2015; Carretta et al., 2017b; Fulling et al.,  2017; Helker et al., 2017; Ritter, 2012; Rockwood et al., 2017; Towers et al., 2018; Van Waerebeek et al.,  2007).   The projected military vessel use has not significantly changed over time and is not projected to  significantly change under the Proposed Action. Integration of the Navy’s Marine Species Awareness  Training began in 2007 and was fully integrated across the Navy by 2009, resulting in a decrease in strike  incidents Navy‐wide. These factors and adaptation of additional mitigation measures since 2009 makes  the period since 2009 the most appropriate for calculation of future expected strikes; while the Navy  does not anticipate vessel strikes to marine mammals within the NWTT Study Area during the proposed  activities, military vessel strikes in the Study Area for the period between 2009 and 2018 can be used to  determine a statistical probability of future military vessel strike as a rate parameter of a Poisson  distribution. To estimate the probability of 0, 1, 2, 3,… n vessel strikes involving Navy vessels over the  time period considered in this request for LOAs, a simple computation can be generated: P(X) = P(X‐ 1)µ/X, where P(X) is the probability of occurrence in a unit of time (or space) and µ is the number of  occurrences in a unit of time (or space). For the 10‐year period from 2009 through 2018 there were 849  Navy vessel steaming days, if µ is based on two strikes over 849 steaming days in the 10 years  (2/849=0.00355) then µ = 0.002355. Plugging 0.002355 into the P(0) = e‐µ yields a values of  P(0)=0.002355 strikes per steaming day; and estimated probability of 1.36 military vessel strikes over a  7‐year period in NWTT. As shown in Table 6‐71, within any given year during the period of time  considered in this LOA Application, there is approximately a 26 percent probability that no Navy vessel  strikes will occur, a 35 percent chance one strike would occur, a 24 percent chance of two strikes, and an  11 percent chance of three strikes over the 7‐year period.   Table 6‐72: Poisson Probability of Striking “X” Number of Whales When Expecting 1.36 Total  Strikes over a 7‐year Period in the NWTT Study Area  Predicted Number of Strikes Per  Year  NWTT Study Area  No strikes  26%  1 strike   35%  2 strikes  24%  3 strikes  11%  Under the Proposed Action in NWTT, the proposed activities would not result in any appreciable  changes from the frequency and manner in which the Navy has operated vessels and would remain  consistent with the range of variability observed over the last decade. Consequently, the Navy is not  significantly changing the locations or frequency at which vessels are used and therefore does not  anticipate a change in the number of strikes expected to occur.     310  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 6 – Take Estimates for Marine Mammals  Based on the analysis presented above, the use of vessels during training and testing activities may  result in the incidental taking of marine mammals. Navy is therefore seeking authorization for a take to  account for the possibility of an accidental strike and the potential risk associated with any military  vessel movement within the Study Area. The Navy will request authorization for mortality or serious  injury from vessel strike over the 7 year period provided in this analysis for three (3) ship strike takes to  the following species: blue whale, fin whale, Eastern North Pacific gray whale, Hawaii DPS humpback  whale, minke whale, sei whale, or sperm whale.     311  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 7 – Anticipated Impact of the Activity  7 Anticipated Impact of the Activity  Consideration of negligible impact to the species or stock is required for NMFS to authorize incidental  take of marine mammals. An activity has a ‘negligible impact’ on a species or stock when the activity  cannot be reasonably expected to, and is not reasonably likely to, adversely affect the species or stock  through effects on annual rates of recruitment or survival.  The Navy concludes that training and testing activities proposed in the Study Area would result in  Level B and Level A takes, as summarized in Section 5.1 (Incidental Take Request from Acoustic and  Explosive Sources). Based on best available science, the Navy concludes that exposures to marine  mammal species and stocks due to training and testing activities would result in only short‐term effects  on most individuals exposed and would not affect annual rates of recruitment or survival for the  following reasons:   Most acoustic exposures are within the non‐injurious temporary threshold shift or behavioral  effects zones (Level B harassment).   Although the numbers presented in Table 5‐1 represent estimated harassment under the  MMPA, they are conservative estimates (i.e., overpredictions) of harassment, primarily by  behavioral disturbance.   The Navy Acoustic Effects Model calculates harassment without taking into consideration  mitigation measures, and is not indicative of a likelihood of either injury or harm. Additionally,  the mitigation measures described in Chapter 11 (Mitigation Measures) are designed to avoid or  reduce sound exposure and explosive effects on marine mammals to achieve the least  practicable adverse effect on marine mammal species or stocks.  This request for LOAs assumes that short‐term non‐injurious sound exposure levels predicted to cause  onset‐TTS or temporary behavioral disruptions (non‐TTS) qualify as Level B harassment. While many of  these exposures would likely not rise to the level of the National Defense Authorization Act definition of  Level B harassment, the Navy has no mechanism to quantify actual Level B harassment. The assumption  that exposures predicted to cause behavioral disruptions would qualify as Level B harassment results in  an overestimate of reactions qualifying as harassment under MMPA because there is no definitive level  of exposure to acoustic energy associated with short‐term sonar use or underwater detonations that  clearly results in long‐term abandonment or significant alteration of behavioral patterns in marine  mammals.  7.1 LONG-TERM CONSEQUENCES TO SPECIES AND STOCKS Long‐term consequences to a population are determined by examining changes in the population  growth rate. Physical effects that could lead to a reduction in the population growth rate include  mortality or injury, which could remove animals from the reproductive pool, and permanent hearing  impairment or chronic masking, which could impact navigation, foraging, predator avoidance, or  communication. The long‐term consequences due to individual behavioral reactions and short‐term or  chronic instances of physiological stress are especially difficult to predict because individual experience  over time can create complex contingencies, especially for long‐lived animals like marine mammals. For  example, a lost reproductive opportunity could be a measurable cost to the individual, or for very small  populations to the population as a whole; however, short‐term costs may be recouped during the life of  an otherwise healthy individual. These factors are taken into consideration when assessing risk of long‐ term consequences. It is more likely that any long‐term consequences to an individual would be a result    312  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 7 – Anticipated Impact of the Activity  of costs accumulated over a season, year, or life stage due to multiple behavioral or stress responses  resulting from exposure to many sound‐producing activities over significant periods.  Marine mammals exposed to high levels of human activities may leave the area, habituate to the  activity, or tolerate the disturbance and remain in the area (Wartzok et al., 2003). Highly resident or  localized populations may also stay in an area of disturbance because the cost of displacement may be  higher than the cost of remaining (Forney et al., 2017). Longer‐term displacement can lead to changes in  abundance or distribution patterns of the species in the affected region (Bejder et al., 2006b; Blackwell  et al., 2004; Teilmann et al., 2006). Gray whales in Baja California abandoned a historical breeding  lagoon in the mid‐1960s due to an increase in dredging and commercial shipping operations. However,  whales did repopulate the lagoon after shipping activities had ceased for several years (Bryant et al.,  1984). Mysticetes in the northeast tended to adjust to vessel traffic over a number of years, trending  towards more neutral responses to passing vessels (Watkins, 1986), indicating that some animals may  habituate or otherwise learn to cope with high levels of human activity. Bejder et al. (2006a) studied  responses of bottlenose dolphins to vessel approaches and found that lesser reactions in populations of  dolphins regularly subjected to high levels of vessel traffic could be a sign of habituation, or it could be  that the more sensitive animals in this population previously abandoned the area of higher human  activity.   Moore and Barlow (2013) noted a decline in the overall beaked whale population in a broad area of the  Pacific Ocean along the U.S. West Coast. Moore and Barlow (2013) provide several hypotheses for the  decline of beaked whales in those waters, one of which is anthropogenic sound including the use of  sonar by the U.S. Navy; however, new data has been published that raises uncertainties over whether a  decline in the beaked whale population occurred off the U.S. West Coast between 1996 and 2014  (Barlow, 2016). Moore and Barlow (2017) have since incorporated information from the entire 1991 to  2014 time series, which suggests an increasing abundance trend and a reversal of the declining trend  along the U.S. West Coast that had been noted in their previous (2013) analysis.   In addition, studies on the Atlantic Undersea Test and Evaluation Center instrumented range in the  Bahamas have shown that some Blainville's beaked whales may be resident during all or part of the year  in the area. Individuals may move off the range for several days during and following a sonar event, but  return within a few days (McCarthy et al., 2011; Tyack et al., 2011). Photo identification studies in the  Southern California Range Complex have identified approximately 100 individual Cuvier’s beaked whale  individuals, with 40 percent having been seen in one or more prior years and re‐sightings up to seven  years apart (Falcone et al., 2009; Falcone & Schorr, 2014). These results indicate long‐term residency by  individuals in an intensively used Navy training and testing area, which may suggest a lack of long‐term  consequences as a result of exposure to Navy training and testing activities, but could also be indicative  of high‐value resources that exceed the cost of remaining in the area. Long‐term residency does not  mean there has been no impact on population growth rates, and there are no data existing on the  reproductive rates of populations inhabiting the Navy range area around San Clemente Island as  opposed to beaked whales from other areas. In that regard however, recent results from photo‐ identifications are beginning to provide critically needed calving and weaning rate data for resident  animals on the Navy’s Southern California range. Three adult females that had been sighted with calves  in previous years were again sighted in 2016, one of these was associated with her second calf; and a  fourth female that was first identified in 2015 without a calf, was sighted in 2016 with a calf (Schorr et    313  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 7 – Anticipated Impact of the Activity  al., 2017). Resident females documented with and without calves from year to year will provide the data  for this population that can be applied to future research questions.  Research involving three tagged Cuvier’s beaked whales in the Southern California Range Complex  reported on by Falcone and Schorr (2012, 2014) has documented movements in excess of hundreds of  kilometers by some of those animals. Schorr et al. (2014) reported the results for an additional eight  tagged Cuvier’s beaked whales in the same area. Five of these eight whales made journeys of  approximately 250 km from their tag deployment location, and one of these five made an extra‐regional  excursion over 450 km south to Mexico and back again. Given that some beaked whales may routinely  move hundreds of kilometers as part of their normal pattern (Schorr et al., 2014), temporarily leaving an  area to avoid sonar or other anthropogenic activity may have little cost.   Another approach to investigating long‐term consequences of anthropogenic noise exposure has been  an attempt to link short‐term effects to individuals from anthropogenic stressors with long‐term  consequences to populations using population models. Population models are well known from many  fields in biology, including fisheries and wildlife management. These models accept inputs for the  population size and changes in vital rates of the population, such as the mean values for survival age,  lifetime reproductive success, and recruitment of new individuals into the population. Unfortunately, for  acoustic and explosive impacts on marine mammal populations, many of the inputs required by  population models are not known. (Nowacek et al., 2016) reviewed new technologies, including passive  acoustic monitoring, tagging, and the use of unmanned aerial vehicles, which can improve scientists’  abilities to study these model inputs and link behavioral changes to individual life functions and,  ultimately, population‐level effects. The linkage between immediate behavioral or physiological effects  to an individual due to a stressor such as sound, the subsequent effects on that individual’s vital rates  (growth, survival, and reproduction), and in turn the consequences for the population have been  reviewed in National Research Council (2005).   The Population Consequences of Acoustic Disturbance model (National Research Council 2005) proposes  a conceptual model for determining how changes in the vital rates of individuals (i.e., a biologically  significant consequence to the individual) translates into biologically significant consequences to the  population. In 2009, the U.S. Office of Naval Research set up a working group to transform the  Population Consequences of Acoustic Disturbance framework into a mathematical model and include  other stressors potentially causing disturbance in addition to noise. The model, now called Population  Consequences of Disturbance, has been used for case studies involving bottlenose dolphins, North  Atlantic right whales, beaked whales, southern elephant seals, California sea lions, blue whales,  humpback whales, and harbor porpoise (Costa et al., 2016a; Costa et al., 2016b; Harwood & King, 2014;  Hatch et al., 2012; King et al., 2015; New et al., 2013a; New et al., 2013b; New et al., 2014). Currently,  the Population Consequences of Disturbance model provides a theoretical framework and identifies  types of data that would be needed to assess population‐level impacts using this process. The process is  complicated and provides a foundation for the type of data that is needed, which is currently lacking for  many marine mammal species. Relevant data needed for improving these analytical approaches for  population‐level consequences resulting from disturbances will continue to be collected during projects  funded by the Navy’s marine species monitoring program.  Costa et al. (2016a) emphasized taking into account the size of an animal’s home range, whether  populations are resident and non‐migratory, or if they migrate over long areas and share their feeding  or breeding areas with other populations. These factors, coupled with the extent, location, and duration  of a disturbance, can lead to markedly different impact results. For example, Costa et al. (2016a)    314  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 7 – Anticipated Impact of the Activity  modeled seismic surveys with different radii of impacts on the foraging grounds of Bering Sea humpback  whales, West Antarctic Peninsula humpback whales, and California Current blue whales, and used data  from tagged whales to determine foraging locations and effort on those grounds. They found that for  the blue whales and the West Antarctic humpback whales, less than 19 percent and 16 percent,  respectively, of each population would be exposed, and less than 19 percent and 6 percent, respectively,  of foraging behavior would be disturbed. This was likely due to the fact that these populations forage for  krill over large areas. In contrast, the Bering Sea population of humpback whales had over 90 percent of  the population exposed when the disturbance zones extended beyond 50 km, but 100 percent of their  foraging time would occur during an exposure when the zone was 25 km or more. These animals forage  for fish over a much smaller area, thereby having a limited range for foraging that can be disturbed.  Energetic costs were estimated for western gray whales that migrated to possible wintering grounds  near China or to the Baja California wintering grounds of eastern gray whales versus the energetic costs  of the shorter migration of eastern gray whales (Villegas‐Amtmann et al., 2017). Researchers found that  when the time spent on the breeding grounds was held constant for both populations, the energetic  requirements for the western gray whales were estimated to be 11 percent and 15 percent greater  during the migration to Baja California and China, respectively, than for the migration of eastern gray  whales, and therefore this population would be more sensitive to energy lost through disturbance.  Using the Population Consequences of Disturbance framework, modeling of the long‐term  consequences of exposure has been conducted for a variety of marine mammal species and stressors.  Even when high and frequent exposure levels are included, few long‐term consequences have been  predicted. For example, De Silva et al. (2014) conducted a population viability analysis on the long‐term  impacts of pile driving and construction noise on harbor porpoises and bottlenose dolphins. Despite  including the extreme and unlikely assumptions that 25 percent of animals that received PTS would die,  and that behavioral displacement from an area would lead to breeding failure, the model only found  short‐term impacts on the population size and no long‐term effects on population viability. Similarly,  King et al. (2015) developed a Population Consequences of Disturbance framework using expert  elicitation data on impacts from wind farms on harbor porpoises and, even under the worst‐case  scenarios, predicted less than a 0.5 percent decline in harbor porpoise populations. Nabe‐Nelson et al.  (2014) also modeled the impact of noise from wind farms on harbor porpoises and predicted that even  when assuming a 10 percent reduction in population size if prey is impacted up to two days, the  presence of ships and wind turbines did not deplete the population. In contrast, Heinis and De Jong  (2015) used the Population Consequences of Disturbance framework to estimate impacts from both pile  driving and seismic exploration on harbor porpoises and found a 23 percent decrease in population size  over six years, with an increased risk for further reduction with additional disturbance days. These  seemingly contradictory results demonstrate that refinements to models need to be investigated to  improve consistency and interpretation of model results.  The Population Consequences of Disturbance model developed by New et al. (2013b) predicted that  beaked whales require energy‐dense prey and high‐quality habitat, and that non‐lethal disturbances  that displace whales from that habitat could lead to long‐term impacts on fecundity and survival;  however, the authors were forced to use many conservative assumptions within their model since many  parameters are unknown for beaked whales. As discussed above in Schorr et al. (2014), beaked whales  have been tracked roaming over distances of 250 km or more, indicating that temporary displacement  from a small area may not preclude finding energy‐dense prey or high‐quality habitat. Another  Population Consequences of Disturbance model developed in New et al. (2014) predicted elephant seal  populations to be relatively robust even with a greater than 50 percent reduction in foraging trips (only    315  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 7 – Anticipated Impact of the Activity  a 0.4 percent population decline in the following year). It should be noted that, in all of these models,  assumptions were made and many input variables were unknown and so were estimated using available  data. It is still not possible to utilize individual short‐term behavioral responses to estimate long‐term or  population‐level effects.   The best assessment of long‐term consequences from Navy training and testing activities will be to  monitor the populations over time within the Study Area. A U.S. workshop on Marine Mammals and  Sound (Fitch et al., 2011) indicated a critical need for baseline biological data on marine mammal  abundance, distribution, habitat, and behavior over sufficient time and space to evaluate impacts from  human‐generated activities on long‐term population survival. The Navy has developed and implemented  comprehensive monitoring plans since 2009 for protected marine mammals occurring on Navy ranges  with the goal of assessing the impacts of training and testing activities on marine species and the  effectiveness of the Navy’s mitigation measures. The results of this long‐term monitoring are now being  compiled and analyzed for trends in occurrence or abundance over time (e.g., Martin et al., 2017).  Preliminary results of this analysis at the Pacific Missile Range Facility off Kauai, Hawaii indicate no  changes in detection rates for several species over the past decade, demonstrating that Navy activities  may not be having long‐term population‐level impacts. This type of analysis can be expanded to the  other Navy ranges, such as the MIRC. Continued analysis of this 15‐year dataset and additional  monitoring efforts over time are necessary to fully understand the long‐term consequences of exposure  to military testing and training activities.  7.2 THE CONTEXT OF BEHAVIORAL DISRUPTION, TTS, AND PTS – BIOLOGICAL SIGNIFICANCE TO POPULATIONS The exposure estimates calculated by predictive models currently available reliably predict propagation  of sound and received levels and measure a short‐term, immediate response of an individual or the  potential for injury to an individual using applicable criteria. Consequences to populations are much  more difficult to predict, and empirical measurement of population effects from anthropogenic stressors  is limited (King et al., 2015; National Research Council, 2005). However, recent research concludes that  it is theoretically possible to implement monitoring that assesses the chain of potential relations from  initiation of a human activity to population dynamics—from physical and behavioral responses to the  activity, to shifts in health, and to changes in vital rates (Fleishman et al., 2016). In practice, the primary  impediment to predicting indirect, long‐term, and cumulative effects, is that the processes must be well  understood and the underlying data available for models. In response to the National Research Council  review (2005), the Office of Naval Research founded a working group to formalize the PCAD framework.  In addition, Navy‐funded efforts and other research efforts are underway to try to improve  understanding of and the ability to predict how stressors ultimately affect marine mammal populations  (e.g., King et al., 2015; New et al., 2013a; New et al., 2013b; Pirotta et al., 2015a). With respect to  acoustically induced stress, this includes not only determining how and to what degree various types of  anthropogenic sound cause stress in marine mammals, but what factors can mitigate those responses.  Factors potentially affecting an animal’s response to a stressor include the mammal’s life history stage,  sex, age, reproductive status, overall physiological and behavioral plasticity, and whether it is naïve or  experienced with the sound (e.g., prior experience with a stressor may result in a reduced response due  to habituation) (Finneran & Branstetter, 2013; St. Aubin & Dierauf, 2001). Because there are many  unknowns regarding the occurrence of acoustically induced stress responses in marine mammals, the  Navy assumes in its effect analysis that any physiological response (e.g., hearing loss or injury) or  significant behavioral response is also associated with a stress response. The long‐term goal is to    316  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 7 – Anticipated Impact of the Activity  improve the understanding of how effects of marine sound on marine mammals transfer between  behavior and life functions and between life functions and vital rates. This understanding will facilitate  assessment of the population level effects of anthropogenic sound on marine mammals. This field and  development of a state‐space model is ongoing.  Based on each species’ life history information, expected behavioral patterns in the Study Area, and the  application of mitigation procedures proposed in Chapter 11 (Mitigation Measures), NWTT training and  testing activities are anticipated to have a negligible impact on marine mammal populations within the  Study Area.   317  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 8 – Anticipated Impacts on Subsistence Uses  8 Anticipated Impacts on Subsistence Uses  Potential marine mammal impacts resulting from the Proposed Action in the NWTT Study Area will be  limited to individuals present in the Study Area and where no marine mammal subsistence uses exist.  Therefore, no impacts on the availability of species or stocks for subsistence use are considered.     318  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 9 – Anticipated Impacts on Habitat  9 Anticipated Impacts on Habitat  Activity components with the potential to impact marine mammal habitat as a result of the Proposed  Action include (1) changes in water quality, (2) the introduction of sound into the water column, and  (3) temporary changes to prey distribution and abundance. Each of these components was considered in  the NWTT Draft Supplemental EIS/OEIS and was determined to have no impact on marine mammal  habitat. A summary of the conclusions is included below.  Water Quality. The NWTT Draft Supplemental EIS/OEIS analyzed the potential effects on water quality  from military expended materials. Training and testing activities may introduce contaminants into the  water column. Based on the analysis of the NWTT Draft Supplemental EIS/OEIS, military expended  materials (e.g., undetonated explosive materials) would be released in quantities and at rates that  would not result in a violation of any water quality standard or criteria. High‐order explosions consume  most of the explosive material, creating typical combustion products (Carr & Nipper, 2003; Hewitt et al.,  2003; Juhasz & Naidu, 2007; Walker et al., 2006). For example, in the case of Royal Demolition Explosive,  98 percent of the products are common seawater constituents, and the remainder are rapidly degraded  below threshold effect level (Juhasz & Naidu, 2007; Walker et al., 2006). Explosion by‐products  associated with high order detonations present no secondary stressors to marine mammals through  sediment or water.   Indirect effects of explosives and unexploded ordnance to marine mammals via sediment are not  expected, even in the immediate vicinity of the ordnance (Briggs et al., 2016; Edwards et al., 2016;  Environmental Sciences Group, 2005; Kelley et al., 2016; Koide et al., 2015; U.S. Department of the  Navy, 2013a; University of Hawaii, 2010). Degradation products of Royal Demolition Explosive are not  toxic to marine organisms at realistic exposure levels (Rosen & Lotufo, 2010). Any remnant undetonated  components from explosives such as TNT, royal demolition explosive, and high melting explosive  experience rapid biological and photochemical degradation in marine systems (Cruz‐Uribe et al., 2007;  Juhasz & Naidu, 2007; Pavlostathis & Jackson, 2002; Singh et al., 2009; Walker et al., 2006).  Furthermore, while explosives and their degradation products were detectable in marine sediment next  to degrading unexploded ordnance, the concentrations of these compounds were not statistically  distinguishable from the natural background found in control samples taken from the environment  around the degrading ordnance (Briggs et al., 2016; Edwards et al., 2016; Environmental Sciences Group,  2005; Kelley et al., 2016; Koide et al., 2015; U.S. Department of the Navy, 2013a; University of Hawaii,  2010).  Equipment used by the Navy within the Study Area, including ships and other marine vessels, aircraft,  and other equipment, are also potential sources of contaminants. All equipment is properly maintained  in accordance with applicable Navy or legal requirements. All such operating equipment meets federal  water quality standards, where applicable.  Sound in the Water Column. Various activities and events, both natural and anthropogenic, above and  below the water’s surface contribute to oceanic ambient or background noise. Anthropogenic noise in  the area from non‐Navy sources includes commercial shipping and recreational boats. Low‐frequency  (15–30 Hz) ambient noise peaks during fall and winter and is likely due to seasonal presence of  vocalizing mysticetes (Hill et al., 2015; Hill et al., 2016a; Hill et al., 2016b; Hill et al., 2017; Klinck et al.,  2015a; Munger et al., 2015; Nieukirk et al., 2016; Norris et al., 2017; Oleson et al., 2015; Yack et al.,  2016).    319  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 9 – Anticipated Impacts on Habitat  Anthropogenic noise attributable to Navy training and testing activities in the Study Area emanates from  multiple sources, including sonar and other transducers, in‐water detonations, as well as from other  incidental sounds such as vessels, aircraft, weapons, and explosions in air. Sound produced from training  and testing activities in the Study Area is temporary and transitory, and the affected area would be  expected to immediately return to the original state when these activities cease. The Navy has  determined that only the use of sonar and other transducers and in‐water detonations have the  potential to affect marine mammals to a level that would constitute harassment under the MMPA.  Stressor/resource interactions that were determined to have negligible or no impacts (i.e., vessel noise,  aircraft noise, weapons noise, and explosions in air) are all sound sources other than sonar and other  transducers and in‐water detonations, as is consistent with previous rule‐making pursuant to the MMPA  (National Oceanic and Atmospheric Administration, 2015b).  Prey Distribution and Abundance. Fish and invertebrate (e.g., squid) marine mammal prey species are  present in the Study Area. Fishes, like other vertebrates, have variety of different sensory systems to  glean information from ocean around them (Astrup & Mohl, 1993; Astrup, 1999; Braun & Grande, 2008;  Carroll et al., 2017; Hawkins & Johnstone, 1978; Ladich & Popper, 2004; Ladich & Schulz‐Mirbach, 2016;  Mann et al., 2001; Nedwell et al., 2004; Popper, 2003; Popper et al., 2005). Fish detect both pressure  and particle motion (terrestrial vertebrates generally only detect pressure). Most marine fishes primarily  detect particle motion using the inner ear and lateral line system, while some fishes possess additional  morphological adaptations or specializations that can enhance their sensitivity to sound pressure, such  as a gas‐filled swim bladder (Braun & Grande, 2008; Popper & Fay, 2010).  Hearing capabilities vary considerably between different fish species, with data available for just over  100 species out of the 34,000 marine and freshwater fish species (Eschmeyer & Fong, 2017). In order to  better understand acoustic impacts on fishes, fish hearing groups are defined by species that possess a  similar continuum of anatomical features, which result in varying degrees of hearing sensitivity (Popper  & Hastings, 2009). There are four hearing groups defined for all fish species (modified from Popper et al.  (2014)) within this analysis. They include (1) fishes without a swim bladder (e.g., flatfish, sharks, rays,),  (2) fishes with a swim bladder not involved in hearing (e.g., salmon, cod, pollock), (3) fishes with a swim  bladder involved in hearing (e.g., sardines, anchovy, herring), and (4) fishes with a swim bladder  involved in high‐frequency hearing (e.g., shad and menhaden). Most fish species preyed upon by marine  mammals would not be likely to perceive or hear Navy mid‐ or high‐frequency sonars. While hearing  studies have not been done on sardines and northern anchovies, it would not be unexpected for them  to have hearing similarities to Pacific herring (up to 2–5 kHz) (Mann et al., 2005). Currently, less data are  available to estimate the range of best sensitivity for fishes without a swim bladder.  In terms of physiology, multiple scientific studies have documented a lack of mortality or physiological  effects to fish from exposure to low‐ and mid‐frequency sonar and other sounds (Halvorsen et al., 2012;  Jørgensen et al., 2005; Juanes et al., 2017; Kane et al., 2010; Kvadsheim & Sevaldsen, 2005; Popper et  al., 2007; Popper & Hawkins, 2016; Watwood et al., 2016). Techer et al. (2017) exposed carp in floating  cages for up to 30 days to low‐power 23 and 46 kHz sources without any significant physiological  response. Other studies have documented either a lack of TTS in species whose hearing range cannot  perceive Navy sonar; or for those species that could perceive sonar‐like signals, any TTS experienced  would be recoverable (Halvorsen et al., 2012; Jørgensen et al., 2005; Juanes et al., 2017; Kane et al.,  2010; Kvadsheim & Sevaldsen, 2005; Ladich & Fay, 2013; Popper et al., 2007; Popper & Hawkins, 2016;  Smith, 2016; Watwood et al., 2016). Only fishes that have specializations that enable them to hear  sounds above about 2,500 Hz (2.5 kHz) such as herring (Halvorsen et al., 2012; Mann et al., 2005; Popper    320  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 9 – Anticipated Impacts on Habitat  et al., 2014) would have the potential to receive TTS or exhibit behavioral responses from exposure to  mid‐frequency sonar. In addition, any sonar‐induced TTS to fish whose hearing range could perceive  sonar would only occur in the narrow spectrum of the source (e.g., 3.5 kHz) compared to the fish’s total  hearing range (e.g., 0.01 kHz to 5 kHz). Overall, Navy sonar sources are much narrower in terms of  source frequency compared to a given fish species full hearing range (Halvorsen et al., 2012; Jørgensen  et al., 2005; Juanes et al., 2017; Kane et al., 2010; Kvadsheim & Sevaldsen, 2005; Popper et al., 2007;  Popper & Hawkins, 2016; Watwood et al., 2016).   In terms of behavioral responses, Juanes et al. (2017) discuss the potential for negative impacts from  anthropogenic soundscapes on fish, but the author’s focus was on broader‐based sounds such as ship  and boat noise sources. Watwood et al. (2016) also documented no behavioral responses by reef fish  after exposure to mid‐frequency active sonar. Doksaeter et al. (2009); Doksaeter et al. (2012) reported  no behavioral responses to mid‐frequency naval sonar by Atlantic herring—specifically, no escape  reactions (vertically or horizontally) observed in free swimming herring exposed to mid‐frequency sonar  transmissions. Based on these results (Doksaeter et al., 2009; Doksaeter et al., 2012; Sivle et al., 2012a),  Sivle et al. (2014) created a model in order to report on the possible population‐level effects on Atlantic  herring from active naval sonar. The authors concluded that the use of naval sonar poses little risk to  populations of herring regardless of season, even when the herring populations are aggregated and  directly exposed to sonar. Finally, Bruintjes et al. (2016) commented that fish exposed to any short‐term  noise within their hearing range might initially startle but would quickly return to normal behavior.   Occasional behavioral reactions to intermittent explosions and impulsive sound sources are unlikely to  cause long‐term consequences for individual fish or populations. Fish that experience hearing loss as a  result of exposure to explosions and impulsive sound sources may have a reduced ability to detect  relevant sounds such as predators, prey, or social vocalizations. However, PTS has not been known to  occur in fishes, and any hearing loss in fish may be as temporary as the timeframe required to repair or  replace the sensory cells that were damaged or destroyed (Popper et al., 2005; Popper et al., 2014;  Smith et al., 2006). It is not known if damage to auditory nerve fibers could occur, and if so, whether  fibers would recover during this process. It is also possible for fish to be injured or killed by an explosion  in the immediate vicinity of the surface from dropped or fired ordnance, or near the bottom from  shallow water bottom‐placed underwater mine warfare detonations. Physical effects from pressure  waves generated by underwater sounds (e.g., underwater explosions) could potentially affect fish within  proximity of training or testing activities. The shock wave from an underwater explosion is lethal to fish  at close range, causing massive organ and tissue damage and internal bleeding (Keevin & Hempen,  1997). At greater distance from the detonation point, the extent of mortality or injury depends on a  number of factors, including fish size, body shape, orientation, and species (Keevin & Hempen, 1997;  Wright, 1982). At the same distance from the source, larger fish are generally less susceptible to death  or injury, elongated forms that are round in cross‐section are less at risk than deep‐bodied forms, and  fish oriented sideways to the blast suffer the greatest impact (Edds‐Walton & Finneran, 2006; O'Keeffe,  1984; O'Keeffe & Young, 1984; Wiley et al., 1981; Yelverton et al., 1975). Species with gas‐filled organs  have a higher potential for mortality than those without them (Gaspin, 1975; Gaspin et al., 1976;  Goertner et al., 1994).  Fish not killed or driven from a location by an explosion might change their behavior, feeding pattern, or  distribution. Changes in behavior of fish have been observed as a result of sound produced by  explosives, with effect intensified in areas of hard substrate (Wright, 1982). However, Navy avoids hard  substrate to the best extent practical during in‐water detonations or surface detonations over deep    321  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 9 – Anticipated Impacts on Habitat  water. Stunning from pressure waves could also temporarily immobilize fish, making them more  susceptible to predation.  In conclusion, for fishes exposed to Navy sonar, there would be limited sonar use spread out in time and  space across large offshore areas such that only small areas are actually ensonified (tens of miles)  compared to the total life history distribution of fish prey species. There would be no probability for  mortality and physical injury from sonar, and for most species, no or little potential for hearing or  behavioral effects, except to a few select fishes with hearing specializations (e.g., herring) that could  perceive mid‐frequency sonar. Training and testing exercises involving explosions are dispersed in space  and time; therefore, repeated exposure of individual fishes are unlikely. Mortality and injury effects to  fishes from explosives would be localized around the area of a given in‐water explosion, but only if  individual fish and the explosive (and immediate pressure field) were co‐located at the same time.  Fishes deeper in the water column or on the bottom would not be affected by water surface explosions.  Repeated exposure of individual fish to sound and energy from underwater explosions is not likely given  fish movement patterns, especially schooling prey species. Most acoustic effects, if any, are expected to  be short term and localized. Long‐term consequences for fish populations, including key prey species  within the Study Area, would not be expected.  Vessels and in‐water devices do not normally collide with adult fish, most of which can detect and avoid  them. Exposure of fishes to vessel strike stressors is limited to those fish groups that are large, slow‐ moving, and may occur near the surface, such as ocean sunfish, whale sharks, basking sharks, and manta  rays, which are not marine mammal prey species. Vessel strikes would not pose a risk to most of the  other marine fish groups, because many fish can detect and avoid vessel movements, making strikes  rare and allowing the fish to return to their normal behavior after the ship or device passes. As a vessel  approaches a fish, it could have a detectable behavioral or physiological response (e.g., swimming away  and increased heart rate) as the passing vessel displaces it. However, such reactions are not expected to  have lasting effects on the survival, growth, recruitment, or reproduction of these marine fish groups at  the population level.  In addition to fish, prey sources such as marine invertebrates could potentially be impacted by sound  stressors as a result of the proposed activities. Data on response of invertebrates such as squid has been  documented (de Soto, 2016; Sole et al., 2017). Sole et al. (2017) reported physiological injuries to  cuttlefish in cages placed at sea when exposed during a controlled exposure experiment to low‐ frequency sources (315 Hz, 139–142 dB re 1 μPa2 and 400 Hz, 139–141 dB re 1 μPa2). Fewtrell and  McCauley (2012) reported squids maintained in cages displayed startle responses and behavioral  changes when exposed to seismic air gun sonar (136–162 re 1 μPa2∙s). However, the sources Sole et al.  (2017) and Fewtrell and McCauley (2012) used are not similar and are much lower frequency than  typical Navy sources or those included in the proposed action within the Study Area. Nor do the studies  address the issue of individual displacement outside of a zone of impact when exposed to sound. Squids,  like most fish species, are likely more sensitive to low‐frequency sounds, and may not perceive mid‐ and  high‐frequency sonars such as Navy sonars. Like fish, cumulatively individual and population‐level  impacts from exposure to Navy sonar and explosives for squid are not likely to be significant, and  explosive impacts would be short term, localized and would likely be inconsequential to invertebrate  populations. Explosions could kill or injure nearby marine invertebrates. Vessels also have the potential  to impact marine invertebrates by disturbing the water column or sediments, or directly striking  organisms (Bishop, 2008). The propeller wash (water displaced by propellers used for propulsion) from  vessel movement and water displaced from vessel hulls can potentially disturb marine invertebrates in    322  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 9 – Anticipated Impacts on Habitat  the water column and is a likely cause of zooplankton mortality (Bickel et al., 2011). The localized and  short‐term exposure to explosions or vessels could displace, injure, or kill zooplankton, invertebrate  eggs or larvae, and macro‐invertebrates. However, mortality or long‐term consequences for a few  animals is unlikely to have measurable effects on overall stocks or populations. Long‐term consequences  to marine invertebrate populations would not be expected as a result of exposure to sounds or vessels  in the Study Area.  Military expended materials resulting from training and testing could potentially result in minor long‐ term changes to benthic habitat. Military expended materials may be colonized over time by benthic  organisms that prefer hard substrate and would provide structure that could attract some species of fish  or invertebrates. Overall, the combined impacts of sound exposure, explosions, vessel strikes, and  military expended materials resulting from the proposed activities would not be expected to have  measurable effects on populations of marine mammal prey species.  Overall, the combined impacts of the Proposed Action would not be expected to have measurable  effects on populations of marine mammal prey species and marine mammal habitat.   323  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 10 – Anticipated Effects of Habitat Impacts on Marine Mammals  10 Anticipated Effects of Habitat Impacts on Marine Mammals   The proposed training and testing events for the NWTT Study Area are not expected to have any  habitat‐related effects that could cause significant or long‐term consequences for individual marine  mammals or their populations. Based on the discussions in Chapter 9 (Anticipated Impacts on Habitat),  there will be no impacts on marine mammals resulting from loss or modification of marine mammal  habitat.    324  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 11 – Mitigation Measures  11 Mitigation Measures  The Navy will continue to implement mitigation measures to avoid or reduce potential impacts from  acoustic, explosive, and physical disturbance and strike stressors. As applicable to marine mammals, the  Navy’s mitigation measures are organized into two categories: procedural mitigation and mitigation  areas. A more detailed and complete discussion of the evaluation process used to develop, assess, and  select mitigation measures can be found in Chapter 5 (Mitigation) of the NWTT Draft Supplemental  EIS/OEIS.   The mitigation measures are designed to achieve one or more benefits, such as the following:  • Effect the least practicable adverse impact on marine mammal species or stocks and their  habitat and have a negligible impact on marine mammal species and stocks (as required  under the MMPA)  • Ensure that the Proposed Action does not jeopardize the continued existence of endangered  or threatened species or result in destruction or adverse modification of critical habitat (as  required under the ESA)  • Avoid or minimize adverse effects on essential fish habitat (as required under the  Magnuson‐Stevens Fishery Conservation and Management Act)   The following sections summarize the mitigation measures that will be implemented in association with  the training and testing activities analyzed in this document. Navy operators, environmental planners,  and scientific experts developed mitigation that is likely to be effective at avoiding or reducing impacts  on marine mammals, and that is practical to implement by the definitions provided in Section 5.2.3  (Practicality of Implementation) of the NWTT Draft Supplemental EIS/OEIS. For some activities, the Navy  also implements mitigation for other species or resources, such as sea turtles and birds, as detailed in  Chapter 5 (Mitigation) of the NWTT Draft Supplemental EIS/OEIS.  11.1 PROCEDURAL MITIGATION The first procedural mitigation (Table 11‐1) is designed to aid Lookouts and other personnel with the  observation and environmental compliance responsibilities that are outlined in the remainder of this  section, as well as training and testing activity reporting requirements. The remainder of the procedural  mitigation measures are organized by stressor type and activity category.                325  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 11 – Mitigation Measures  Table 11‐1: Procedural Mitigation for Environmental Awareness and Education  Procedural Mitigation Description  Stressor or Activity   All training and testing activities, as applicable  Mitigation Requirements   Appropriate personnel (including civilian personnel) involved in mitigation and training or testing activity reporting under  the Proposed Action will complete one or more modules of the U.S. Navy Afloat Environmental Compliance Training Series,  as identified in their career path training plan. Modules include:      Introduction to the U.S. Navy Afloat Environmental Compliance Training Series. The introductory module provides  information  on  environmental  laws  (e.g.,  ESA,  MMPA)  and  the  corresponding  responsibilities  that  are  relevant  to  Navy training and testing activities. The material explains why environmental compliance is important in supporting  the Navy’s commitment to environmental stewardship.  Marine Species Awareness Training. All bridge watch personnel, Commanding Officers, Executive Officers, maritime  patrol  aircraft  aircrews,  anti‐submarine  warfare  and  mine  warfare  rotary‐wing  aircrews,  Lookouts,  and  equivalent  civilian  personnel  must  successfully  complete  the  Marine  Species  Awareness  Training  prior  to  standing  watch  or  serving  as  a  Lookout.  The  Marine  Species  Awareness  Training  provides  information  on  sighting  cues,  visual  observation  tools  and  techniques,  and  sighting  notification  procedures.  Navy  biologists  developed  Marine  Species  Awareness Training to improve the effectiveness of visual observations for biological resources, focusing on marine  mammals and sea turtles, and including floating vegetation, jellyfish aggregations, and flocks of seabirds.  U.S. Navy Protective Measures Assessment Protocol. This module provides the necessary instruction for accessing  mitigation  requirements  during  the  event  planning  phase  using  the  Protective  Measures  Assessment  Protocol  software tool.  U.S.  Navy  Sonar  Positional  Reporting  System  and  Marine  Mammal  Incident  Reporting.  This  module  provides  instruction  on  the  procedures  and  activity  reporting  requirements  for  the  Sonar  Positional  Reporting  System  and  marine mammal incident reporting.                          326  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 11 – Mitigation Measures  ACOUSTIC STRESSORS Mitigation measures for acoustic stressors are provided in Table 11‐2 and Table 11‐3.  Table 11‐2: Procedural Mitigation for Active Sonar  Procedural Mitigation Description  Stressor or Activity   Low‐frequency active sonar, mid‐frequency active sonar, high‐frequency active sonar   For  vessel‐based  active  sonar  activities,  mitigation  applies  only  to  sources  that  are  positively  controlled  and  deployed  from  manned surface vessels (e.g., sonar sources towed from manned surface platforms).   For aircraft‐based active sonar activities, mitigation applies only to sources that are positively controlled and deployed from  manned  aircraft  that  do  not  operate  at  high  altitudes  (e.g.,  rotary‐wing  aircraft).  Mitigation  does  not  apply  to  active  sonar  sources deployed from unmanned aerial systems or aircraft operating at high altitudes (e.g., maritime patrol aircraft).  Number of Lookouts and Observation Platform   Hull‐mounted sources:    1  Lookout:  Platforms  with  space  or  manning  restrictions  while  underway  (at  the  forward  part  of  a  small  boat  or  ship)  and  platforms using active sonar while moored or at anchor (including pierside)   2 Lookouts: Platforms without space or manning restrictions while underway (at the forward part of the ship)   Sources that are not hull‐mounted:   1 Lookout on the ship or aircraft conducting the activity  Mitigation Requirements   Mitigation zones:   1,000 yd. power down, 500 yd. power down, and 200 yd. or 100 yd. shut down for low‐frequency active sonar ≥200 decibels  (dB) and hull‐mounted mid‐frequency active sonar   200 yd. or 100 yd. shut down for low‐frequency active sonar <200 dB, mid‐frequency active sonar sources that are not hull‐ mounted, and high‐frequency active sonar   Prior to the initial start of the activity (e.g., when maneuvering on station):   Observe the mitigation zone for floating vegetation; if observed, relocate or delay the start until the mitigation zone is clear.   Observe the mitigation zone for marine mammals; if observed, relocate or delay the start of active sonar transmission.   During the activity:   Low‐frequency  active  sonar ≥200  decibels  (dB)  and  hull‐mounted  mid‐frequency  active  sonar:  Observe  the  mitigation  zone  for marine mammals; power down active sonar transmission by 6 dB if a marine mammal is observed within 1,000 yd. of the  sonar source; power down an additional 4 dB (10 dB total) if a marine mammal is observed within 500 yd.; cease transmission  if a cetacean or pinniped in the NWTT Offshore Area or Western Behm Canal is observed within 200 yd.; cease transmission  if  a  pinniped  in  NWTT  Inland  Waters  is  observed  within  100  yd.  (except  if  hauled  out  on,  or  in  the  water  near,  man‐made  structures and vessels).   Low‐frequency  active  sonar  <200  dB,  mid‐frequency  active  sonar  sources  that  are  not  hull‐mounted,  and  high‐frequency  active  sonar:  Observe  the  mitigation  zone  for  marine  mammals;  cease  transmission  if  a  cetacean  or  pinniped  in  the  NWTT  Offshore  Area  or  Western  Behm  Canal  is  observed  within  200  yd.  of  the  sonar  source;  cease  transmission  if  a  pinniped  in  NWTT  Inland  Waters  is  observed  within  100  yd.  (except  if  hauled  out  on,  or  in  the  water  near,  man‐made  structures  and  vessels).   Commencement/recommencement conditions after a marine mammal sighting before or during the activity:   The Navy will allow a sighted marine mammal to leave the mitigation zone prior to the initial start of the activity (by delaying  the  start)  or  during  the  activity  (by  not  recommencing  or  powering  up  active  sonar  transmission)  until  one  of  the  following  conditions has been met: (1) the animal is observed exiting the mitigation zone; (2) the animal is thought to have exited the  mitigation zone based on a determination of its course, speed, and movement relative to the sonar source; (3) the mitigation  zone has been clear from any additional sightings for 10 minutes for aircraft‐deployed sonar sources or 30 minutes for vessel‐ deployed sonar sources; (4) for mobile activities, the active sonar source has transited a distance equal to double that of the  mitigation  zone  size  beyond  the  location  of  the  last  sighting;  or  (5)  for  activities  using  hull‐mounted  sonar,  the  Lookout  concludes that dolphins are deliberately closing in on the ship to ride the ship’s bow wave, and are therefore out of the main  transmission axis of the sonar (and there are no other marine mammal sightings within the mitigation zone).    327  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 11 – Mitigation Measures  Table 11‐3: Procedural Mitigation for Weapons Firing Noise  Procedural Mitigation Description  Stressor or Activity   Weapons firing noise associated with large‐caliber gunnery activities  Number of Lookouts and Observation Platform   1 Lookout positioned on the ship conducting the firing  Depending  on  the  activity,  the  Lookout  could  be  the  same  one  described  in  Table  11‐6  for  Explosive  Medium‐Caliber and Large‐Caliber Projectiles or    Table 11‐13 for Small‐, Medium‐, and Large‐Caliber Non‐Explosive Practice Munitions.  Mitigation Requirements   Mitigation zone:   30° on either side of the firing line out to 70 yd. from the muzzle of the weapon being fired   Prior to the initial start of the activity:   Observe the mitigation zone for floating vegetation; if observed, relocate or delay the start until the mitigation zone is  clear.   Observe the mitigation zone for marine mammals; if observed, relocate or delay the start of weapons firing.   During the activity:   Observe the mitigation zone for marine mammals; if observed, cease weapons firing.   Commencement/recommencement conditions after a marine mammal sighting before or during the activity:   The  Navy  will  allow  a  sighted  marine  mammal  to  leave  the  mitigation  zone  prior  to  the  initial  start  of  the  activity  (by  delaying  the  start)  or  during  the  activity  (by  not  recommencing  weapons  firing)  until  one  of  the  following  conditions  has  been  met:  (1)  the  animal  is  observed  exiting  the  mitigation  zone;  (2)  the  animal  is  thought  to  have  exited  the  mitigation  zone  based  on  a  determination  of  its  course,  speed,  and  movement  relative  to  the  firing  ship;  (3)  the  mitigation zone has been clear from any additional sightings for 30 minutes; or (4) for mobile activities, the firing ship  has transited a distance equal to double that of the mitigation zone size beyond the location of the last sighting.                          328  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 11 – Mitigation Measures  EXPLOSIVE STRESSORS Mitigation measures for explosives are provided in Table 11‐4 through Table 11‐10.  Table 11‐4: Procedural Mitigation for Explosive Sonobuoys  Procedural Mitigation Description  Stressor or Activity   Explosive sonobuoys  Number of Lookouts and Observation Platform   1 Lookout positioned in an aircraft or on a small boat   If  additional  platforms  are  participating  in  the  activity,  personnel  positioned  in  those  assets  (e.g.,  safety  observers,  evaluators) will support observing the mitigation zone for marine mammals while performing their regular duties  Mitigation Requirements   Mitigation zone:   600 yd. around an explosive sonobuoy   Prior to the initial start of the activity (e.g., during deployment of a sonobuoy field, which typically lasts 20–30 minutes):   Observe the mitigation zone for floating vegetation; if observed, relocate or delay the start until the mitigation zone is  clear.   Conduct  passive  acoustic  monitoring  for  marine  mammals;  use  information  from  detections  to  assist  visual  observations.   Visually  observe  the  mitigation  zone  for  marine  mammals;  if  observed,  relocate  or  delay  the  start  of  sonobuoy  or  source/receiver pair detonations.    During the activity:   Observe the mitigation zone for marine mammals; if observed, cease sonobuoy or source/receiver pair detonations.   Commencement/recommencement conditions after a marine mammal sighting before or during the activity:   The  Navy  will  allow  a  sighted  marine  mammal  to  leave  the  mitigation  zone  prior  to  the  initial  start  of  the  activity  (by  delaying the start) or during the activity (by not recommencing detonations) until one of the following conditions has  been met: (1) the animal is observed exiting the mitigation zone; (2) the animal is thought to have exited the mitigation  zone based on a determination of its course, speed, and movement relative to the sonobuoy; or (3) the mitigation zone  has been clear from any additional sightings for 10 minutes when the activity involves aircraft that have fuel constraints,  or 30 minutes when the activity involves aircraft that are not typically fuel constrained.   After completion of the activity (e.g., prior to maneuvering off station):   When  practical  (e.g.,  when  platforms  are  not  constrained  by  fuel  restrictions  or  mission‐essential  follow‐on  commitments),  observe  for  marine  mammals  in  the  vicinity  of  where  detonations  occurred;  if  any  injured  or  dead  marine mammals are observed, follow established incident reporting procedures.   If additional platforms are supporting this activity (e.g., providing range clearance), these assets will assist in the visual  observation of the area where detonations occurred.            329  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 11 – Mitigation Measures  Table 11‐5: Procedural Mitigation for Explosive Torpedoes  Procedural Mitigation Description  Stressor or Activity   Explosive torpedoes  Number of Lookouts and Observation Platform   1 Lookout positioned in an aircraft   If  additional  platforms  are  participating  in  the  activity,  personnel  positioned  in  those  assets  (e.g.,  safety  observers,  evaluators) will support observing the mitigation zone for marine mammals while performing their regular duties.  Mitigation Requirements   Mitigation zone:   2,100 yd. around the intended impact location   Prior to the initial start of the activity (e.g., during deployment of the target):   Observe the mitigation zone for floating vegetation; if observed, relocate or delay the start until the mitigation zone is  clear.   Conduct  passive  acoustic  monitoring  for  marine  mammals;  use  information  from  detections  to  assist  visual  observations.   Visually observe the mitigation zone for marine mammals; if observed, relocate or delay the start of firing.    During the activity:   Observe the mitigation zone for marine mammals; if observed, cease firing.   Commencement/recommencement conditions after a marine mammal sighting before or during the activity:   The  Navy  will  allow  a  sighted  marine  mammal  to  leave  the  mitigation  zone  prior  to  the  initial  start  of  the  activity  (by  delaying  the  start)  or  during  the  activity  (by  not  recommencing  firing)  until  one  of  the  following  conditions  has  been  met: (1) the animal is observed exiting the mitigation zone; (2) the animal is thought to have exited the mitigation zone  based  on  a  determination  of  its  course,  speed,  and  movement  relative  to  the  intended  impact  location;  or  (3)  the  mitigation zone has been clear from any additional sightings for 10 minutes when the activity involves aircraft that have  fuel constraints, or 30 minutes when the activity involves aircraft that are not typically fuel constrained.   After completion of the activity (e.g., prior to maneuvering off station):   When  practical  (e.g.,  when  platforms  are  not  constrained  by  fuel  restrictions  or  mission‐essential  follow‐on  commitments),  observe  for  marine  mammals  in  the  vicinity  of  where  detonations  occurred;  if  any  injured  or  dead  marine mammals are observed, follow established incident reporting procedures.   If additional platforms are supporting this activity (e.g., providing range clearance), these assets will assist in the visual  observation of the area where detonations occurred.                330  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 11 – Mitigation Measures  Table 11‐6: Procedural Mitigation for Explosive Medium‐Caliber and Large‐Caliber Projectiles  Procedural Mitigation Description  Stressor or Activity   Gunnery activities using explosive medium‐caliber and large‐caliber projectiles   Mitigation applies to activities using a surface target  Number of Lookouts and Observation Platform   1 Lookout on the vessel conducting the activity   For activities using explosive large‐caliber projectiles, depending on the activity, the Lookout could be the same as the  one described in Table 11‐3 for Weapons Firing Noise.   If  additional  platforms  are  participating  in  the  activity,  personnel  positioned  in  those  assets  (e.g.,  safety  observers,  evaluators) will support observing the mitigation zone for marine mammals while performing their regular duties.  Mitigation Requirements   Mitigation zones:   600 yd. around the intended impact location for explosive medium‐caliber projectiles   1,000 yd. around the intended impact location for explosive large‐caliber projectiles   Prior to the initial start of the activity (e.g., when maneuvering on station):   Observe the mitigation zone for floating vegetation; if observed, relocate or delay the start until the mitigation zone is  clear.   Observe the mitigation zone for marine mammals; if observed, relocate or delay the start of firing.    During the activity:   Observe the mitigation zone for marine mammals; if observed, cease firing.   Commencement/recommencement conditions after a marine mammal sighting before or during the activity:   The  Navy  will  allow  a  sighted  marine  mammal  to  leave  the  mitigation  zone  prior  to  the  initial  start  of  the  activity  (by  delaying  the  start)  or  during  the  activity  (by  not  recommencing  firing)  until  one  of  the  following  conditions  has  been  met: (1) the animal is observed exiting the mitigation zone; (2) the animal is thought to have exited the mitigation zone  based  on  a  determination  of  its  course,  speed,  and  movement  relative  to  the  intended  impact  location;  (3)  the  mitigation zone has been clear from any additional sightings for 30 minutes for vessel‐based firing; or (4) for activities  using mobile targets, the intended impact location has transited a distance equal to double that of the mitigation zone  size beyond the location of the last sighting.   After completion of the activity (e.g., prior to maneuvering off station):   When  practical  (e.g.,  when  platforms  are  not  constrained  by  fuel  restrictions  or  mission‐essential  follow‐on  commitments),  observe  for  marine  mammals  in  the  vicinity  of  where  detonations  occurred;  if  any  injured  or  dead  marine mammals are observed, follow established incident reporting procedures.   If additional platforms are supporting this activity (e.g., providing range clearance), these assets will assist in the visual  observation of the area where detonations occurred.            331  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 11 – Mitigation Measures  Table 11‐7: Procedural Mitigation for Explosive Missiles  Procedural Mitigation Description  Stressor or Activity   Aircraft‐deployed explosive missiles   Mitigation applies to activities using a surface target  Number of Lookouts and Observation Platform   1 Lookout positioned in an aircraft   If  additional  platforms  are  participating  in  the  activity,  personnel  positioned  in  those  assets  (e.g.,  safety  observers,  evaluators) will support observing the mitigation zone for marine mammals while performing their regular duties.  Mitigation Requirements   Mitigation zone:   2,000 yd. around the intended impact location   Prior to the initial start of the activity (e.g., during a fly‐over of the mitigation zone):   Observe the mitigation zone for floating vegetation; if observed, relocate or delay the start until the mitigation zone is  clear.   Observe the mitigation zone for marine mammals; if observed, relocate or delay the start of firing.    During the activity:   Observe the mitigation zone for marine mammals; if observed, cease firing.   Commencement/recommencement conditions after a marine mammal sighting before or during the activity:   The  Navy  will  allow  a  sighted  marine  mammal  to  leave  the  mitigation  zone  prior  to  the  initial  start  of  the  activity  (by  delaying  the  start)  or  during  the  activity  (by  not  recommencing  firing)  until  one  of  the  following  conditions  has  been  met: (1) the animal is observed exiting the mitigation zone; (2) the animal is thought to have exited the mitigation zone  based  on  a  determination  of  its  course,  speed,  and  movement  relative  to  the  intended  impact  location;  or  (3)  the  mitigation zone has been clear from any additional sightings for 10 minutes when the activity involves aircraft that have  fuel constraints, or 30 minutes when the activity involves aircraft that are not typically fuel constrained.   After completion of the activity (e.g., prior to maneuvering off station):   When  practical  (e.g.,  when  platforms  are  not  constrained  by  fuel  restrictions  or  mission‐essential  follow‐on  commitments),  observe  for  marine  mammals  in  the  vicinity  of  where  detonations  occurred;  if  any  injured  or  dead  marine mammals are observed, follow established incident reporting procedures.   If additional platforms are supporting this activity (e.g., providing range clearance), these assets will assist in the visual  observation of the area where detonations occurred.                  332  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 11 – Mitigation Measures  Table 11‐8: Procedural Mitigation for Explosive Bombs  Procedural Mitigation Description  Stressor or Activity   Explosive bombs  Number of Lookouts and Observation Platform   1 Lookout positioned in the aircraft conducting the activity   If  additional  platforms  are  participating  in  the  activity,  personnel  positioned  in  those  assets  (e.g.,  safety  observers,  evaluators) will support observing the mitigation zone for marine mammals while performing their regular duties.  Mitigation Requirements   Mitigation zone:   2,500 yd. around the intended target   Prior to the initial start of the activity (e.g., when arriving on station):   Observe the mitigation zone for floating vegetation; if observed, relocate or delay the start until the mitigation zone is  clear.   Observe the mitigation zone for marine mammals; if observed, relocate or delay the start of bomb deployment.    During the activity (e.g., during target approach):   Observe the mitigation zone for marine mammals; if observed, cease bomb deployment.   Commencement/recommencement conditions after a marine mammal sighting before or during the activity:   The  Navy  will  allow  a  sighted  marine  mammal  to  leave  the  mitigation  zone  prior  to  the  initial  start  of  the  activity  (by  delaying the start) or during the activity (by not recommencing bomb deployment) until one of the following conditions  has  been  met:  (1)  the  animal  is  observed  exiting  the  mitigation  zone;  (2)  the  animal  is  thought  to  have  exited  the  mitigation zone based on a determination of its  course, speed, and movement relative to the intended target; (3) the  mitigation  zone  has  been  clear  from  any  additional  sightings  for  10  minutes;  or  (4)  for  activities  using  mobile  targets,  the intended target has transited a distance equal to double that of the mitigation zone size beyond the location of the  last sighting.   After completion of the activity (e.g., prior to maneuvering off station):   When  practical  (e.g.,  when  platforms  are  not  constrained  by  fuel  restrictions  or  mission‐essential  follow‐on  commitments),  observe  for  marine  mammals  in  the  vicinity  of  where  detonations  occurred;  if  any  injured  or  dead  marine mammals are observed, follow established incident reporting procedures.   If additional platforms are supporting this activity (e.g., providing range clearance), these assets will assist in the visual  observation of the area where detonations occurred.                333  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 11 – Mitigation Measures  Table 11‐9: Procedural Mitigation for Explosive Mine Countermeasure and  Neutralization Activities  Procedural Mitigation Description  Stressor or Activity   Explosive mine countermeasure and neutralization activities  Number of Lookouts and Observation Platform   1 Lookout positioned on a vessel or in an aircraft when implementing the smaller mitigation zone   2 Lookouts (one positioned in an aircraft and one on a small boat) when implementing the larger mitigation zone   If  additional  platforms  are  participating  in  the  activity,  personnel  positioned  in  those  assets  (e.g.,  safety  observers,  evaluators) will support observing the mitigation zone for marine mammals while performing their regular duties.  Mitigation Requirements   Mitigation zones:   600 yd. around the detonation site for activities using ≤ 5 lb. net explosive weight   2,100 yd. around the detonation site for activities using > 5–60 lb. net explosive weight   Prior to the initial start of the activity (e.g., when maneuvering on station; typically, 10 minutes when the activity involves  aircraft that have fuel constraints, or 30 minutes when the activity involves aircraft that are not typically fuel constrained):   Observe the mitigation zone for floating vegetation; if observed, relocate or delay the start until the mitigation zone is  clear.   Observe the mitigation zone for marine mammals; if observed, relocate or delay the start of detonations.    During the activity:   Observe for marine mammals; if observed, cease detonations.   Commencement/recommencement conditions after a marine mammal sighting before or during the activity:   The  Navy  will  allow  a  sighted  marine  mammal  to  leave  the  mitigation  zone  prior  to  the  initial  start  of  the  activity  (by  delaying the start) or during the activity  (by not  recommencing detonations) until one of the following conditions has  been met: (1) the animal is observed exiting the mitigation zone; (2) the animal is thought to have exited the mitigation  zone  based  on  a  determination  of  its  course,  speed,  and  movement  relative  to  detonation  site;  or  (3)  the  mitigation  zone  has  been  clear  from  any  additional  sightings  for  10  minutes  when  the  activity  involves  aircraft  that  have  fuel  constraints, or 30 minutes when the activity involves aircraft that are not typically fuel constrained.   After  completion  of  the  activity  (typically  10  minutes  when  the  activity  involves  aircraft  that  have  fuel  constraints,  or  30  minutes when the activity involves aircraft that are not typically fuel constrained):   Observe  for  marine  mammals  in  the  vicinity  of  where  detonations  occurred;  if  any  injured  or  dead  marine  mammals  are observed, follow established incident reporting procedures.   If additional platforms are supporting this activity (e.g., providing range clearance), these assets will assist in the visual  observation of the area where detonations occurred.            334  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 11 – Mitigation Measures  Table 11‐10: Procedural Mitigation for Explosive Mine Neutralization Activities lnvolving  Navy Divers  Procedural Mitigation Description  Stressor or Activity   Explosive mine neutralization activities involving Navy divers  Number of Lookouts and Observation Platform   2 Lookouts on two small boats with one Lookout each, one of which will be a Navy biologist   All divers placing the charges on mines will support the Lookouts while performing their regular duties and will report applicable  sightings to the lead Lookout, the supporting small boat, or the Range Safety Officer.   If additional platforms are participating in the activity, personnel positioned in those assets (e.g., safety observers, evaluators) will  support observing the mitigation zone for marine mammals while performing their regular duties.  Mitigation Requirements   Mitigation zone:   500 yd. around the detonation site during activities using > 0.5–2.5 lb. net explosive weight    Prior to the initial start of the activity (starting 30 minutes before the first planned detonation):      Observe the mitigation zone for floating vegetation; if observed, relocate or delay the start until the mitigation zone is clear.  Observe the mitigation zone for marine mammals; if observed, relocate or delay the start of detonations.  The Navy will ensure the area is clear of marine mammals for 30 minutes prior to commencing a detonation.   A  Navy  biologist  will  serve  as  the  lead  Lookout  and  will  make  the  final  determination  that  the  mitigation  zone  is  clear  of  any  biological  resource  sightings  prior  to  the  commencement  of  a  detonation.  The  Navy  biologist  will  maintain  radio  communication with the unit conducting the event and the other Lookout.  During the activity:   Observe the mitigation zone for marine mammals; if observed, cease detonations.    To  the  maximum  extent  practicable  depending  on  mission  requirements,  safety,  and  environmental  conditions,  boats  will  position themselves near the mid‐point of the mitigation zone radius (but outside of the detonation plume and human safety  zone),  will  position  themselves  on  opposite  sides  of  the  detonation  location,  and  will  travel  in  a  circular  pattern  around  the  detonation location with one Lookout observing inward toward the detonation site and the other observing outward toward  the perimeter of the mitigation zone.   The Navy will use only positively controlled charges (i.e., no time‐delay fuses).    The Navy will use the smallest practicable charge size for each activity.   Activities  will  be  conducted  in  Beaufort  sea  state  number  2  conditions  or  better  and  will  not  be  conducted  in  low  visibility  conditions.   Commencement/recommencement conditions after a marine mammal sighting before or during the activity:   The Navy will allow a sighted marine mammal to leave the mitigation zone prior to the initial start of the activity (by delaying  the start) or during the activity (by not recommencing detonations) until one of the following conditions has been met: (1) the  animal  is  observed  exiting  the  mitigation  zone;  (2)  the  animal  is  thought  to  have  exited  the  mitigation  zone  based  on  a  determination  of  its  course,  speed,  and  movement  relative  to  the  detonation  site;  or  (3)  the  mitigation  zone  has  been  clear  from any additional sightings for 30 minutes.  After each detonation and the completion of an activity (for 30 minutes):   Observe for  marine  mammals in the  vicinity  of  where  detonations  occurred and immediately downstream of the detonation  location; if any injured or dead marine mammals are observed, follow established incident reporting procedures.    If  additional  platforms  are  supporting  this  activity  (e.g.,  providing  range  clearance),  these  assets  will  assist  in  the  visual  observation of the area where detonations occurred.   Additional requirements:   At  the  Hood  Canal  Explosive  Ordnance  Disposal  Range  and  Crescent  Harbor  Explosive  Ordnance  Disposal  Range,  naval  units  will obtain permission from the appropriate designated Command authority prior to conducting explosive mine neutralization  activities involving the use of Navy divers.   At  the  Hood  Canal  Explosive  Ordnance  Disposal  Range,  during  February,  March,  and  April  (the  juvenile  migration  period  for  Hood Canal summer‐run chum), the Navy will not use > 0.5–2.5 lb. net explosive weight detonations.        335  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 11 – Mitigation Measures  Procedural Mitigation Description   At the Hood Canal Explosive Ordnance Disposal Range, during August, September, and October (the adult migration period for  Hood  Canal  summer‐run  chum  and  Puget  Sound  Chinook),  the  Navy  will  avoid  using  > 0.5–2.5  lb.  net  explosive  weight  detonations to the maximum extent practicable unless necessitated by mission requirements.   Requirements  to  prohibit  or  avoid  using  explosives  in  bin  E3  will  result  in  the  Navy  using  explosives  in  bin  E0  during  the  applicable seasons at the Hood Canal Explosive Ordnance Disposal Range.   At  the  Crescent  Harbor  Explosive  Ordnance  Disposal  Range,  the  Navy  will  conduct  explosive  activities  at  least  1,000  m  from  the closest point of land to avoid or reduce impacts on fish (e.g., bull trout) in nearshore habitat areas.  PHYSICAL DISTURBANCE AND STRIKE STRESSORS Mitigation measures for physical disturbance and strike stressors are provided in Table 11‐11 through  Table 11‐15.  Table 11‐11: Procedural Mitigation for Vessel Movement  Procedural Mitigation Description  Stressor or Activity   Vessel movement   The  mitigation  will  not  be  applied  if:  (1)  the  vessel’s  safety  is  threatened,  (2)  the  vessel  is  restricted  in  its  ability  to  maneuver  (e.g.,  during  launching  and  recovery  of  aircraft  or  landing  craft,  during  towing  activities,  when  mooring,  during  Transit  Protection  Program  exercises  or  other  events  involving  escort  vessels),  (3)  the  vessel  is  operated  autonomously, or (4) when impractical based on mission requirements (e.g., during test body retrieval by range craft).  Number of Lookouts and Observation Platform   1 Lookout on the vessel that is underway  Mitigation Requirements   Mitigation zones:   500 yd. (for surface ships) around whales    200 yd. (for surface ships) around other marine mammals (except bow‐riding dolphins and pinnipeds hauled out man‐ made navigational structures, port structures, and vessels)   100  yd.  (for  small  boats,  such  as  range  craft)  around  marine  mammals  (except  bow‐riding  dolphins  and  pinnipeds  hauled out man‐made navigational structures, port structures, and vessels)   During the activity:   When underway, observe the mitigation zone for marine mammals; if observed, maneuver to maintain distance.    Additional requirements:   Prior to Small Boat Attack exercises at Naval Station Everett, Naval Base Kitsap Bangor, or Naval Base Kitsap Bremerton,  Navy event planners  will  coordinate  with Navy biologists  during  the  event  planning  process.  Navy  biologists  will  work  with  NMFS  to  determine  the  likelihood  of  marine  mammal  presence  in  the  planned  training  location.  Navy  biologists  will  notify  event  planners  of  the  likelihood  of  species  presence  as  they  plan  specific  details  of  the  event  (e.g.,  timing,  location,  duration).  The  Navy  will  provide  additional  environmental  awareness  training  to  event  participants.  The  training  will  alert  participating  ship  and  aircraft  crews  to  the  possible  presence  of  marine  mammals  in  the  training  location.  Lookouts  will  use  the  information  to  assist  their  visual  observation  of  applicable  mitigation  zones  and  to  aid  in the implementation of procedural mitigation.   If a marine mammal vessel strike occurs, the Navy will follow the established incident reporting procedures.          336  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 11 – Mitigation Measures    Table 11‐12: Procedural Mitigation for Towed In‐Water Devices  Procedural Mitigation Description  Stressor or Activity   Towed in‐water devices    Mitigation  applies  to  devices  towed  from  a  manned  surface platform  or  manned  aircraft, or when a manned support  craft is already participating in an activity involving in‐water devices being towed by unmanned platforms.   The mitigation will not be applied if the safety of the towing platform or in‐water device is threatened.  Number of Lookouts and Observation Platform   1 Lookout positioned on the towing platform or support craft  Mitigation Requirements   Mitigation zones:   250 yd. (for in‐water devices towed by aircraft or surface ships) around marine mammals (except bow‐riding dolphins  and pinnipeds hauled out on man‐made navigational structures, port structures, and vessels)   100  yd.  (for  in‐water  devices  towed  by  small  boats,  such  as  range  craft)  around  marine  mammals  (except  bow‐riding  dolphins and pinnipeds hauled out on man‐made navigational structures, port structures, and vessels)   During the activity (i.e., when towing an in‐water device)   Observe the mitigation zone for marine mammals; if observed, maneuver to maintain distance.          337  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 11 – Mitigation Measures  Table 11‐13: Procedural Mitigation for Small‐, Medium‐, and Large‐Caliber Non‐Explosive  Practice Munitions  Procedural Mitigation Description  Stressor or Activity   Gunnery activities using small‐, medium‐, and large‐caliber non‐explosive practice munitions   Mitigation applies to activities using a surface target  Number of Lookouts and Observation Platform   1 Lookout positioned on the platform conducting the activity   Depending on the activity, the Lookout could be the same as the one described in Table 11‐3 for Weapons Firing Noise.  Mitigation Requirements   Mitigation zone:   200 yd. around the intended impact location   Prior to the initial start of the activity (e.g., when maneuvering on station):   Observe the mitigation zone for floating vegetation; if observed, relocate or delay the start until the mitigation zone is  clear.   Observe the mitigation zone for marine mammals; if observed, relocate or delay the start of firing.   During the activity:   Observe the mitigation zone for marine mammals; if observed, cease firing.   Commencement/recommencement conditions after a marine mammal sighting before or during the activity:   The  Navy  will  allow  a  sighted  marine  mammal  to  leave  the  mitigation  zone  prior  to  the  initial  start  of  the  activity  (by  delaying  the  start)  or  during  the  activity  (by  not  recommencing  firing)  until  one  of  the  following  conditions  has  been  met: (1) the animal is observed exiting the mitigation zone; (2) the animal is thought to have exited the mitigation zone  based  on  a  determination  of  its  course,  speed,  and  movement  relative  to  the  intended  impact  location;  (3)  the  mitigation zone  has been clear from any additional sightings for 10 minutes for aircraft‐based firing or 30 minutes for  vessel‐based  firing;  or  (4)  for  activities  using  a  mobile  target,  the  intended  impact  location  has  transited  a  distance  equal to double that of the mitigation zone size beyond the location of the last sighting.          338  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 11 – Mitigation Measures  Table 11‐14: Procedural Mitigation for Non‐Explosive Missiles  Procedural Mitigation Description  Stressor or Activity   Aircraft‐deployed non‐explosive missiles   Mitigation applies to activities using a surface target  Number of Lookouts and Observation Platform   1 Lookout positioned in an aircraft  Mitigation Requirements   Mitigation zone:   900 yd. around the intended impact location   Prior to the initial start of the activity (e.g., during a fly‐over of the mitigation zone):   Observe the mitigation zone for floating vegetation; if observed, relocate or delay the start until the mitigation zone is clear.   Observe the mitigation zone for marine mammals; if observed, relocate or delay the start of firing.   During the activity:   Observe the mitigation zone for marine mammals; if observed, cease firing.   Commencement/recommencement conditions after a marine mammal sighting prior to or during the activity:   The Navy will allow a sighted marine mammal to leave the mitigation zone prior to the initial start of the activity (by delaying  the  start)  or  during  the  activity  (by  not  recommencing  firing)  until  one  of  the  following  conditions  has  been  met:  (1)  the  animal  is  observed  exiting  the  mitigation  zone;  (2)  the  animal  is  thought  to  have  exited  the  mitigation  zone  based  on  a  determination of its course, speed, and movement relative to the intended impact location; or (3) the mitigation zone has  been clear from any additional sightings for 10 minutes when the activity involves aircraft that have fuel constraints, or 30  minutes when the activity involves aircraft that are not typically fuel constrained.          339  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 11 – Mitigation Measures  Table 11‐15: Procedural Mitigation for Non‐Explosive Bombs and Mine Shapes  Procedural Mitigation Description  Stressor or Activity   Non‐explosive bombs   Non‐explosive mine shapes during mine laying activities  Number of Lookouts and Observation Platform   1 Lookout positioned in an aircraft  Mitigation Requirements   Mitigation zone:   1,000 yd. around the intended target   Prior to the initial start of the activity (e.g., when arriving on station):   Observe the mitigation zone for floating vegetation; if observed, relocate or delay the start until the mitigation zone is clear.   Observe  the  mitigation  zone  for  marine  mammals;  if  observed,  relocate  or  delay  the  start  of  bomb  deployment  or  mine  laying.   During the activity (e.g., during approach of the target or intended minefield location):   Observe the mitigation zone for marine mammals; if observed, cease bomb deployment or mine laying.   Commencement/recommencement conditions after a marine mammal sighting prior to or during the activity:   The Navy will allow a sighted marine mammal to leave the mitigation zone prior to the initial start of the activity (by delaying  the start) or during the activity (by not recommencing bomb deployment or mine laying) until one of the following conditions  has been met: (1) the animal is observed exiting the mitigation zone; (2) the animal is thought to have exited the mitigation  zone based on a determination of its course, speed, and movement relative to the intended target or minefield location; (3)  the mitigation zone has been clear from any additional sightings for 10 minutes; or (4) for activities using mobile targets, the  intended  target  has  transited  a  distance  equal  to  double  that  of  the  mitigation  zone  size  beyond  the  location  of  the  last  sighting.    11.2 MITIGATION AREAS The Navy conducted a biological assessment and operational analysis of potential mitigation areas for  marine mammals, which is detailed in Appendix K (Geographic Mitigation Assessment) of the NWTT  Draft Supplemental EIS/OEIS. The appendix includes background information and details for each of the  areas considered, and includes analyses of areas identified during the NEPA scoping process. The Navy  will finalize its mitigation areas during the consultation and permitting processes.   The Navy considered the potential for a mitigation area to be effective if it met the following criteria:    The mitigation area is a key area of biological importance to marine mammals: The best  available science suggests that the mitigation area is important to one or more species or  resources for a biologically important life process (i.e., foraging, migration, reproduction); and  The mitigation would result in an avoidance or reduction of impacts: Implementing the  mitigation would likely result in an avoidance or reduction of impacts on species, stocks, or  populations of marine mammals based on data regarding their seasonality, density, and  behavior. Furthermore, implementing the mitigation will not shift or transfer adverse effects  from one species to another (e.g., to a more vulnerable or sensitive species).  The benefits of mitigation areas are considered qualitatively and are not factored into the quantitative  analysis process or reductions in take for MMPA and ESA impact estimates. In Appendix K (Geographic    340  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 11 – Mitigation Measures  Mitigation Assessment) of the NWTT Draft Supplemental EIS/OEIS, potential geographic mitigation area  benefits are discussed in terms of the context of impact avoidance or reduction.   During its assessment to determine how and to what degree the implementation of mitigation would be  compatible with meeting the purpose and need of the Proposed Action, the Navy considered a  mitigation measure to be practical to implement if it met all criteria listed below:     Implementing the mitigation is safe: Mitigation measures must not increase safety risks to Navy  personnel and equipment, or to the public. When assessing whether implementing a mitigation  measure would be safe, the Navy factored in the potential for increased pilot fatigue; accelerated  fatigue‐life of aircraft; typical fuel restrictions of participating aircraft; locations of refueling  stations; proximity to aircraft emergency landing fields, critical medical facilities, and search and  rescue resources; space restrictions of the observation platforms; the ability to de‐conflict  platforms and activities to ensure that training and testing activities do not impact each other;  and the ability to avoid interaction with non‐Navy sea space and airspace uses, such as  established commercial air traffic routes, commercial vessel shipping lanes, and areas used for  energy exploration or alternative energy development. Other safety considerations included  identifying if mitigation measures would reasonably allow Lookouts to safely and effectively  maintain situational awareness while observing the mitigation zones during typical activity  conditions, or if the mitigation would increase the safety risk for personnel. For example, the  safety risk would increase if Lookouts were required to direct their attention away from essential  mission requirements.  Implementing the mitigation is sustainable: One of the primary factors that the Navy  incorporates into the planning and scheduling of its training and testing activities is the amount  and type of available resources, such as funding, personnel, and equipment. Mitigation measures  must be sustainable over the life of the Proposed Action, meaning that they will not require the  use of resources in excess of what is available. When assessing whether implementing a  mitigation measure would be sustainable, the Navy considered if the measure would require  excessive time on station or time away from homeport for Navy personnel, require the use of  additional personnel (i.e., manpower) or equipment (e.g., adding a small boat to serve as an  additional observation platform), or result in additional operational costs (e.g., increased fuel  consumption, equipment maintenance, or acquisition of new equipment).   Implementing the mitigation allows the Navy to continue meeting its mission requirements:  The Navy considered if each individual measure and the iterative and cumulative impact of all  potential measures would be within the Navy’s legal authority to implement. The Navy also  considered if mitigation would modify training or testing activities in a way that would prevent  individual activities from meeting their mission objectives and if mitigation would prevent the  Navy from meeting its national security requirements or statutorily‐mandated Title 10  requirements, such as by:   Impacting training and testing realism or preventing ready access to ranges, operating areas,  facilities, or range support structures (which would reduce realism and present sea space and  airspace conflicts).   Impacting the ability of Sailors to train and become proficient in using sensors and weapon  systems as would be required in areas analogous to where the military operates or causing  an erosion of capabilities or reduction in perishable skills (which would result in a significant  risk to personnel or equipment safety during military missions and combat operations).    341  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 11 – Mitigation Measures   Impacting the ability of units to meet their individual training and certification requirements  (which would impact the ability to deploy with the required level of readiness necessary to  accomplish any tasking by Combatant Commanders).   Impacting the ability to certify forces to deploy to meet national security tasking (which  would limit the flexibility of Combatant Commanders and warfighters to project power,  engage in multi‐national operations, and conduct the full range of naval warfighting  capabilities in support of national security interests).   Impacting the ability of researchers, program managers, and weapons system acquisition  programs to conduct accurate acoustic research to meet research objectives, effectively test  systems and platforms (and components of these systems and platforms) before full‐scale  production or delivery to the fleet, or complete shipboard maintenance, repairs, or pierside  testing prior to at‐sea operations (which would not allow the Navy to ensure safety,  functionality, and accuracy in military mission and combat conditions per required acquisition  milestones or on an as‐needed basis to meet operational requirements).   Requiring the Navy to provide advance notification of specific times and locations of Navy  platforms, such as platforms using active sonar (which would present national security  concerns).   Reducing the Navy’s ability to be ready, maintain deployment schedules, or respond to  national emergencies or emerging national security challenges (which would present national  security concerns).   Based on the analysis presented in Appendix K (Geographic Mitigation Assessment) of the NWTT Draft  Supplemental EIS/OEIS, the Navy is proposing to implement mitigation measures to avoid or reduce  impacts on marine mammals within the following mitigation areas, as provided in Table 11‐16 and  shown in Figure 11‐1.        342  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 11 – Mitigation Measures  Table 11‐16: Mitigation Areas in the NWTT Study Area  Mitigation Area Description  Stressor or Activity     Sonar   Explosives  Physical disturbance and strikes  Mitigation Requirements   Marine Species Coastal Mitigation Area (year‐round)   Within 50 NM from shore in the Marine Species Coastal Mitigation Area, the Navy will not conduct: (1) explosive  training activities, (2) explosive testing activities (with the exception of explosive Mine Countermeasure and  Neutralization Testing activities), and (3) non‐explosive missile training activities. Should national security present a  requirement to conduct these activities in the mitigation area, naval units will obtain permission from the  appropriate designated Command authority prior to commencement of the activity. The Navy will provide NMFS  with advance notification and include information about the event in its annual activity reports to NMFS.   Within 20 NM from shore in the Marine Species Coastal Mitigation Area, the Navy will not conduct non‐explosive  large‐caliber gunnery training activities and non‐explosive bombing training activities. Should national security  present a requirement to conduct these activities in the mitigation area, naval units will obtain permission from the  appropriate designated Command authority prior to commencement of the activity. The Navy will provide NMFS  with advance notification and include information about the event in its annual activity reports to NMFS.   Within 12 NM from shore in the Marine Species Coastal Mitigation Area, the Navy will not conduct: (1) non‐ explosive small‐ and medium‐caliber gunnery training activities, (2) non‐explosive torpedo training activities, and (3)  Anti‐Submarine Warfare Tracking Exercise – Helicopter, Maritime Patrol Aircraft, Ship, or Submarine training  activities. Should national security present a requirement to conduct these activities in the mitigation area, naval  units will obtain permission from the appropriate designated Command authority prior to commencement of the  activity. The Navy will provide NMFS with advance notification and include information about the event in its annual  activity reports to NMFS.   Olympic Coast National Marine Sanctuary Mitigation Area (year‐round)   Within the Olympic Coast National Marine Sanctuary Mitigation Area, the Navy will not conduct more than 32 hours  of MF1 mid‐frequency active sonar during training annually and will not conduct non‐explosive bombing training  activities. Should national security present a requirement to conduct more than 32 hours of MF1 mid‐frequency  active sonar during training annually or conduct non‐explosive bombing training activities in the mitigation area,  naval units will obtain permission from the appropriate designated Command authority prior to commencement of  the activity. The Navy will provide NMFS with advance notification and include information about the event in its  annual activity reports to NMFS.    Within the Olympic Coast National Marine Sanctuary Mitigation Area, the Navy will not conduct more than 33 hours  of MF1 mid‐frequency active sonar during testing annually (except within the portion of the mitigation area that  overlaps the Quinault Range Site) and will not conduct explosive Mine Countermeasure and Neutralization Testing  activities. Should national security present a requirement for the Navy to conduct more than 33 hours of MF1 mid‐ frequency active sonar during testing annually (except within the portion of the mitigation area that overlaps the  Quinault Range Site) or conduct explosive Mine Countermeasure and Neutralization Testing activities in the  mitigation area, naval units will obtain permission from the appropriate designated Command authority prior to  commencement of the activity. The Navy will provide NMFS with advance notification and include information  about the event in its annual activity reports to NMFS.    Stonewall and Heceta Bank Humpback Whale Mitigation Area (May 01 – November 30)   Within the Stonewall and Heceta Bank Humpback Whale Mitigation Area, the Navy will not use MF1 mid‐frequency  active sonar or explosives during training and testing from May 01 to November 30. Should national security present  a requirement to use MF1 mid‐frequency active sonar or explosives during training and testing from May 01 to  November 30, naval units will obtain permission from the appropriate designated Command authority prior to  commencement of the activity. The Navy will provide NMFS with advance notification and include information  about the event in its annual activity reports to NMFS.        343  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 11 – Mitigation Measures  Table 11‐16: Mitigation Areas in the NWTT Study Area (continued)  Mitigation Area Description   Point St. George Humpback Whale Mitigation Area (July 01 – November 30)   Within the Point St. George Humpback Whale Mitigation Area, the Navy will not use MF1 mid‐frequency active  sonar or explosives during training and testing from July 01 to November 30. Should national security present a  requirement to use MF1 mid‐frequency active sonar or explosives during training and testing from July 01 to  November 30, naval units will obtain permission from the appropriate designated Command authority prior to  commencement of the activity. The Navy will provide NMFS with advance notification and include information  about the event in its annual activity reports to NMFS.   Puget Sound and Strait of Juan de Fuca Mitigation Area (year‐round)   Within the Puget Sound and Strait of Juan de Fuca Mitigation Area, the Navy will require units to obtain approval  from the appropriate designated Command authority prior to: (1) the use of hull‐mounted mid‐frequency active  sonar during training while underway, and (2) conducting ship and submarine active sonar pierside maintenance or  testing.    Within the Puget Sound and Strait of Juan de Fuca Mitigation Area for Civilian Port Defense – Homeland Security  Anti‐Terrorism/Force Protection Exercises, Navy event planners will coordinate with Navy biologists during the  event planning process. Navy biologists will work with NMFS to determine the likelihood of gray whale and Southern  Resident Killer Whale presence in the planned training location. Navy biologists will notify event planners of the  likelihood of species presence as they plan specific details of the event (e.g., timing, location, duration). The Navy  will ensure environmental awareness of event participants. Environmental awareness will help alert participating  ship and aircraft crews to the possible presence of marine mammals in the training location, such as gray whales  and Southern Resident Killer Whales.   Northern Puget Sound Gray Whale Mitigation Area (March 01 – May 31)   Within the Northern Puget Sound Gray Whale Mitigation Area, the Navy will not conduct Civilian Port Defense –  Homeland Security Anti‐Terrorism/Force Protection Exercises from March 01 to May 31. Should national security  present a requirement to conduct Civilian Port Defense – Homeland Security Anti‐Terrorism/Force Protection  Exercises from March 01 to May 31, naval units will obtain permission from the appropriate designated Command  authority prior to commencement of the activity. The Navy will provide NMFS with advance notification and include  information about the event in its annual activity reports to NMFS.         344  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 11 – Mitigation Measures    Figure 11‐1: Marine Mammal Mitigation Areas in the Study Area    345  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 11 – Mitigation Measures  11.3 MITIGATION SUMMARY The Navy’s procedural mitigation measures for marine mammals are summarized in Table 11‐17.   Table 11‐17: Summary of Procedural Mitigation for Marine Mammals  Stressor or  Activity  Environmental  Awareness and  Education  Active Sonar  Weapons Firing  Noise  Explosive  Sonobuoys  Explosive  Torpedoes  Explosive Medium‐ Caliber and Large‐ Caliber Projectiles  Explosive Missiles  Explosive Bombs  Explosive Mine  Countermeasure  and Neutralization  Activities  Explosive Mine  Neutralization  Activities Involving  Navy Divers    Mitigation Zone Sizes and Other Requirements   Afloat Environmental Compliance Training program for applicable personnel   2  Lookouts  (hull‐mounted  sources  on  platforms  without  space  or  manning  restrictions  while  underway)   1 Lookout (all other sources)   Mitigation zones:   1,000 yd. power down, 500 yd. power down, and 200 yd. or 100 yd. shut down for low‐frequency  active  sonar ≥200  decibels  (dB)  and  hull‐mounted  mid‐frequency  active  sonar  (with  exceptions  for pinnipeds hauled out on, or in the water near, man‐made structures and vessels)   200 yd. or 100 yd. shut down for low‐frequency active sonar <200 dB, mid‐frequency active sonar  sources  that  are  not  hull‐mounted,  and  high‐frequency  active  sonar  (with  exceptions  for  pinnipeds hauled out on, or in the water near, man‐made structures and vessels)   1 Lookout   Mitigation zone: 30° on either side of firing line out to 70 yd. from the muzzle of weapon being fired   1 Lookout   Mitigation zone: 600 yd.   1 Lookout   Mitigation zone: 2,100 yd.   1 Lookout   Mitigation zones:   600 yd. for medium‐caliber projectiles   1,000 yd. for large‐caliber projectiles    1 Lookout   Mitigation zone: 2,000 yd.   1 Lookout   Mitigation zone: 2,500 yd.   1 Lookout (≤ 5 lb. charge)   2 Lookouts (> 5–60 lb. charge)   Mitigation zones:   600 yd. (≤ 5 lb. charge)    2,100 yd. (> 5–60 lb. charge)   2 Lookouts, including 1 Navy biologist   Mitigation zone:   500 yd. for > 0.5–2.5 lb. charges    Special pre‐ and post‐event observations   Use of smallest practicable positive control charges   Requirements for low sea state (Beaufort 2 or less) and good visibility conditions   Permission  required  from  the  appropriate  designated  Command  authority  prior  to  explosive  activities   At  the  Hood  Canal  Explosive  Ordnance  Disposal  Range:  no  use  of  >  0.5–2.5  lb.  charge  during  February,  March,  and  April;  avoidance  of  >  0.5–2.5  lb.  charges  to  the  maximum  extent  practicable  during August, September, and October   346  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 11 – Mitigation Measures  Stressor or  Activity  Vessel Movement  Towed In‐Water  Devices  Small‐, Medium‐,  and Large‐Caliber  Non‐Explosive  Practice Munitions  Non‐Explosive  Missiles  Non‐Explosive  Bombs and Mine  Shapes  Mitigation Zone Sizes and Other Requirements   At the Crescent Harbor Explosive Ordnance Disposal Range, no explosive activities at least 1,000 m  from the closest point of land   1 Lookout   Mitigation zones:   500 yd. (for surface ships) around whales    200  yd.  (for  surface  ships)  around  other  marine  mammals  (except  bow‐riding  dolphins  and  pinnipeds hauled out man‐made navigational structures, port structures, and vessels)   100  yd.  (for  small  boats,  such  as  range  craft)  around  marine  mammals  (except  bow‐riding  dolphins  and  pinnipeds  hauled  out  man‐made  navigational  structures,  port  structures,  and  vessels)   Special event planning and environmental training measures prior to Small Boat Attack Exercises   1 Lookout   Mitigation zones:    250 yd. (for in‐water devices towed by aircraft or surface ships) around marine mammals (except  bow‐riding  dolphins  and  pinnipeds  hauled  out  on  man‐made  navigational  structures,  port  structures, and vessels)   100 yd. (for in‐water devices towed by small boats, such as range craft) around marine mammals  (except  bow‐riding  dolphins  and  pinnipeds  hauled  out  on  man‐made  navigational  structures,  port structures, and vessels)   1 Lookout   Mitigation zone: 200 yd. during small‐, medium‐, and large‐caliber events   1 Lookout   Mitigation zone: 900 yd.   1 Lookout   Mitigation zone: 1,000 yd.        347  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 12 – Arctic Plan of Cooperation  12 Arctic Plan of Cooperation  Subsistence use is the traditional exploitation of marine mammals by native peoples (i.e., for their own  consumption). In terms of this Request for LOAs, none of the proposed training or testing activities in  the Study Area occurs in or near the Arctic. Based on the Navy discussions and conclusions in Chapter 7  (Anticipated Impact of the Activity) and Chapter 8 (Anticipated Impacts on Subsistence Uses), there are  no anticipated impacts on any species or stocks migrating through the Study Area that might impact  their availability for subsistence use.     348  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 13 – Monitoring and Reporting  13 Monitoring and Reporting  The Navy has been conducting marine species research and monitoring for over 20 years in areas where  the Navy has been training and testing. The Navy developed a formal marine species monitoring  program in support of the MMPA and ESA authorizations in 2009. This robust program has resulted in  hundreds of technical reports and publications on marine mammals that have informed Navy and NMFS  analysis in environmental planning documents, Rules, and Biological Opinions. The reports are made  available to the public on the Navy’s marine species monitoring website  (https://www.navymarinespeciesmonitoring.us) and the data on the Ocean Biogeographic Information  System Spatial Ecological Analysis of Megavertebrate Populations (OBIS‐SEAMAP)  (http://www.seamap.env.duke.edu).  The Navy commits to continue monitoring the occurrence, exposure, response, and consequences of  marine species to Navy training and testing and to further research the effectiveness of implemented  mitigation measures. Taken together, mitigation and monitoring comprise the Navy’s integrated  approach for reducing environmental impacts from the Proposed Action. The Navy’s overall monitoring  approach will seek to leverage and build on existing research efforts whenever possible.   Consistent with the cooperating agency agreement with NMFS, monitoring measures presented here, as  well as mitigation measures discussed in Chapter 11 (Mitigation Measures), focus on the requirements  for protection and management of marine resources. A well‐designed monitoring program can provide  important feedback for validating assumptions made in analyses and allow for adaptive management of  marine resources. Monitoring is required for compliance with final rules issued under the MMPA, and  details of the monitoring program under the Proposed Action have already been developed in  coordination with NMFS through the regulatory process for previous Navy at‐sea training and testing  actions. No changes are anticipated to the monitoring program or reporting that has been conducted to  date. However, discussions with resource agencies during the consultation and permitting processes  may result in changes to the mitigation as described in this document.  13.1 MONITORING, RESEARCH, AND REPORTING INITIATIVES The Navy, NMFS, and the Marine Mammal Commission have held annual adaptive management  meetings and additional meetings as needed. These meetings have provided both agencies with an  opportunity to clarify information and provide feedback on progress as well as revise monitoring  projects and goals within permit cycles.   Dynamic revisions to the monitoring program as a result of adaptive management review include the  further development of the Strategic Planning Process (U.S. Department of the Navy, 2013d), which is a  planning tool for selection of monitoring investments, and its incorporation into the Integrated  Comprehensive Monitoring Program, which was used for subsequent monitoring. Recent monitoring  efforts address the Integrated Comprehensive Monitoring Program top‐level goals through a collection  of specific regional and ocean basin studies based on scientific objectives. The adaptive management  review process and reporting requirements serve as the basis for evaluating performance and  compliance.  The adaptive management review process is anticipated to continue between the Navy, NMFS, the  Marine Mammal Commission, and other experts in the scientific community through technical review  meetings and ongoing discussions.    349  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 13 – Monitoring and Reporting  13.2 INTEGRATED COMPREHENSIVE MONITORING PROGRAM The Integrated Comprehensive Monitoring Program (U.S. Department of the Navy, 2010) provides the  overarching framework for coordination of the Navy’s marine species monitoring efforts and serves as a  planning tool to focus Navy monitoring priorities pursuant to ESA and MMPA requirements. The purpose  of the Integrated Comprehensive Monitoring Program is to coordinate monitoring efforts across all  regions and to allocate the most appropriate level and type of monitoring effort for each range complex  based on a set of standardized objectives, regional expertise, and resource availability. Although the  Integrated Comprehensive Monitoring Program does not identify specific field work or individual  projects, it is designed to provide a flexible, scalable, and adaptable framework using adaptive  management and strategic planning processes that periodically assess progress and reevaluate  objectives.  The Integrated Comprehensive Monitoring Program is evaluated through the Adaptive Management  Review process to (1) assess progress, (2) provide a matrix of goals and objectives, and (3) make  recommendations for refinement and analysis of monitoring and mitigation techniques. This process  includes conducting an annual adaptive management review meeting at which the Navy and NMFS  jointly consider the prior‐year goals, monitoring results, and related scientific advances to determine if  monitoring plan modifications are warranted to more effectively address program goals. Modifications  to the Integrated Comprehensive Monitoring Program that result from annual Adaptive Management  Review discussions are incorporated by an addendum or revision to the Integrated Comprehensive  Monitoring Program as needed.  Under the Integrated Comprehensive Monitoring Program, Navy‐funded monitoring relating to the  effects of Navy training and testing activities on protected marine species is designed to accomplish one  or more top‐level goals as described in the Integrated Comprehensive Monitoring Program charter (U.S.  Department of the Navy, 2010):      An increase in the understanding of the likely occurrence of marine mammals and ESA‐listed  marine species in the vicinity of the action (i.e., presence, abundance, distribution, and density  of species)   An increase in the understanding of the nature, scope, or context of the likely exposure of  marine mammals and ESA‐listed species to any of the potential stressors associated with the  action (e.g., sound, explosive detonation, or expended materials), through better understanding  of one or more of the following: (1) the nature of the action and its surrounding environment  (e.g., sound‐source characterization, propagation, and ambient noise levels), (2) the affected  species (e.g., life history or dive patterns), (3) the likely co‐occurrence of marine mammals and  ESA‐listed marine species with the action (in whole or part), and (4) the likely biological or  behavioral context of exposure to the stressor for the marine mammal and ESA‐listed marine  species (e.g., age class of exposed animals or known pupping, calving, or feeding areas)   An increase in the understanding of how individual marine mammals or ESA‐listed marine  species respond (behaviorally or physiologically) to the specific stressors associated with the  action (in specific contexts, where possible [e.g., at what distance or received level])   An increase in the understanding of how anticipated individual responses, to individual stressors  or anticipated combinations of stressors, may impact either (1) the long‐term fitness and  350  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 13 – Monitoring and Reporting  survival of an individual; or (2) the population, species, or stock (e.g., through impacts on annual  rates of recruitment or survival)   An increase in the understanding of the effectiveness of mitigation and monitoring measures   A better understanding and record of the manner in which the authorized entity complies with  the Incidental Take Authorization and Incidental Take Statement   An increase in the probability of detecting marine mammals (through improved technology or  methods), both specifically within the mitigation zone (thus allowing for more effective  implementation of the mitigation) and in general, to better achieve the above goals   A reduction in the adverse impact of activities to the least practicable level, as defined in the  MMPA  In 2011, a Scientific Advisory Group provided specific programmatic recommendations that continue to  serve as guiding principles for the continued evolution of the Integrated Comprehensive Monitoring  Program. Key recommendations include    working within a conceptual framework of knowledge, from basic information on the  occurrence of species within each range complex, to more specific matters of exposure,  response, and consequences;    facilitating collaboration among researchers in each region, with the intent to develop a  coherent and synergistic regional monitoring and research effort; and   approaching the monitoring program holistically and selecting projects that offer the best  opportunity to advance understanding of the issues, as opposed to establishing range‐specific  requirements.  13.3 STRATEGIC PLANNING PROCESS The Strategic Planning Process (U.S. Department of the Navy, 2013d) serves to guide the investment of  resources to most efficiently address Integrated Comprehensive Monitoring Program objectives and  intermediate scientific objectives developed through this process.  The U.S. Navy marine species monitoring program has evolved and improved as a result of the adaptive  management review process through changes that include:     recognizing the limitations of effort‐based compliance metrics;    developing a conceptual framework based on recommendations from the Scientific Advisory  Group (U.S. Department of the Navy, 2013d);   shifting focus to projects based on scientific objectives that facilitate generation of statistically  meaningful results upon which natural resources management decisions may be based;   focusing on priority species or areas of interest as well as best opportunities to address specific  monitoring objectives in order to maximize return on investment; and  351  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 13 – Monitoring and Reporting   increasing transparency of the program and management standards, improving collaboration  among participating researchers, and improving accessibility to data and information resulting  from monitoring activities.  As a result, the Navy’s marine species monitoring program has undergone a transition with the  implementation of the Strategic Planning Process under MMPA authorizations. Under this process,  Intermediate Scientific Objectives serve as the basis for developing and executing new monitoring  projects across Navy training and testing areas in the Atlantic and Pacific Oceans. Implementation of the  Strategic Planning Process involves coordination among fleets, system commands, Chief of Naval  Operations Energy and Environmental Readiness Division, NMFS, and the Marine Mammal Commission  with five primary steps:   Identify overarching intermediate scientific objectives. Through the adaptive management  process, the Navy coordinates with NMFS as well as the Marine Mammal Commission to review  and revise the list of intermediate scientific objectives that are used to guide development of  individual monitoring projects. Examples include addressing information gaps in species  occurrence and density, evaluating behavioral response of marine mammals to Navy training  and testing activities, and developing tools and techniques for passive acoustic monitoring.   Develop individual monitoring project concepts. This step generally takes the form of soliciting  input from the scientific community in terms of potential monitoring projects that address one  or more of the intermediate scientific objectives. This can be accomplished through a variety of  forums, including professional societies, regional scientific advisory groups, and contractor  support.   Evaluate, prioritize, and select monitoring projects. Navy technical experts and program  managers review and evaluate all monitoring project concepts and develop a prioritized ranking.  The goal of this step is to establish a suite of monitoring projects that address a cross‐section of  intermediate scientific objectives spread over a variety of range complexes.    Execute and manage selected monitoring projects. Individual projects are initiated through  appropriate funding mechanisms and include clearly defined objectives and deliverables  (e.g., data, reports, publications).   Report and evaluate progress and results. Progress on individual monitoring projects is updated  through the Navy Marine Species Monitoring Program website as well as annual monitoring  reports submitted to NMFS. Both internal review and discussions with NMFS through the  adaptive management process are used to evaluate progress toward addressing the primary  objectives of the Integrated Comprehensive Monitoring Program and serve to periodically  recalibrate the focus of the monitoring program.  These steps serve three primary purposes: (1) to facilitate the Navy in developing specific projects  addressing one or more intermediate scientific objectives; (2) to establish a more structured and  collaborative framework for developing, evaluating, and selecting monitoring projects across all areas  where the Navy conducts training and testing activities; and (3) to maximize the opportunity for input  and involvement across the research community, academia, and industry. Furthermore, this process is  designed to integrate various elements, including;     Integrated Comprehensive Monitoring Program top‐level goals,  352  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 13 – Monitoring and Reporting   Scientific Advisory Group recommendations,   integration of regional scientific expert input,   ongoing adaptive management review dialog between NMFS and the Navy,   lessons learned from past and future monitoring at Navy training and testing ranges, and   leverage of research and lessons learned from other Navy‐funded science programs.  The Strategic Planning Process will continue to shape the future of the U.S. Navy Marine Species  Monitoring Program and serve as the primary decision‐making tool for guiding investments. Information  on monitoring projects currently underway in the Atlantic and Pacific oceans, as well as results, reports,  and publications can be accessed through the U.S. Navy Marine Species Monitoring Program website  (https://www.navymarinespeciesmonitoring.us).  13.4 MONITORING PROGRESS IN NWTT The monitoring program has undergone significant changes that highlight its progress through adaptive  management. The monitoring program developed for the first cycle of environmental compliance  documents (e.g., (U.S. Department of the Navy, 2008a, 2008b)) utilized effort‐based compliance metrics  that were somewhat limiting. Through adaptive management discussions, the Navy designed and  conducted monitoring studies according to scientific objectives and eliminated specific effort  requirements.  Progress has also been made on the conceptual framework categories from the Scientific Advisory  Group for Navy Marine Species Monitoring (U.S. Department of the Navy, 2011b), ranging from  occurrence of animals, to their exposure, response, and population consequences. The Navy continues  to manage the Atlantic and Pacific program as a whole, with monitoring in each range complex taking a  slightly different but complementary approach. The Navy has continued to use the approach of layering  multiple simultaneous components in many of the range complexes to leverage an increase in return of  the progress toward answering scientific monitoring questions. This included, in the NWTT Study Area  for example, (a) satellite tagging of blue whales, fin whales, humpback whales, and Southern Resident  killer whales; (b) analysis of existing passive acoustic monitoring datasets; and (c) line‐transect aerial  surveys for marine mammals in Puget Sound, Washington.  Numerous publications, dissertations and conference presentations have resulted from research  conducted under the marine species monitoring program  (https://www.navymarinespeciesmonitoring.us/reading‐room/publications/), leading to a significant  contribution to the body of marine mammal science. Publications on occurrence, distribution, and  density have fed the modeling input, and publications on exposure and response have informed Navy  and NMFS analysis of behavioral response and consideration of mitigation measures.  Furthermore, collaboration between the monitoring program and the Navy’s research and development  (e.g., the Office of Naval Research) and demonstration‐validation (e.g., Living Marine Resources)  programs has been strengthened, leading to research tools and products that have already transitioned  to the monitoring program. These include Marine Mammal Monitoring on Ranges, controlled exposure  experiment behavioral response studies, acoustic sea glider surveys, and global positioning system‐ enabled satellite tags. Recent progress has been made with better integration with monitoring across all  Navy at‐sea study areas, including the Atlantic Fleet Training and Testing Study Area in the Atlantic    353  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 13 – Monitoring and Reporting  Ocean, and various other ranges. Publications from the Living Marine Resources and Office of Naval  Research programs have also resulted in significant contributions to hearing, acoustic criteria used in  effects modeling, exposure, and response, as well as in developing tools to assess biological significance  (e.g., consequences).  NMFS and Navy also consider data collected during procedural mitigation measures as monitoring  throughout areas where the Navy trains and tests. Data are collected by shipboard personnel on topic  such as hours spent training, hours of observation, hours of sonar, marine mammals observed within  the mitigation zone during Major Training Exercises (which are not conducted within the NWTT Study  Area), and mitigation measures implemented. This data is provided to NMFS in both classified and  unclassified annual exercise reports.  13.5 PROPOSED NAVY-FUNDED MONITORING This emphasis on monitoring in the Pacific Northwest is directed at collecting and analyzing tagging data  related to the occurrence of blue whales, fin whales, humpback whales, and Southern Resident killer  whales. In 2017, researchers deployed 28 tags on blue whales and one tag on a fin whale off southern  and central California (Mate et al., 2017). Detailed analyses for the 2017 tagging effort are ongoing and  will be available later in a final report. Humpback whales have been tagged with satellite tags, and  biopsy samples have been collected (Mate et al., 2017). Location information on Southern Resident killer  whales was provided via satellite tag data and acoustic detections (Hanson et al., 2018). Also,  distribution of Chinook salmon (a key prey species of Southern Resident killer whales) in coastal waters  from Alaska to Northern California was studied (Shelton et al., in review).  Future monitoring efforts will continue along the same objectives: determining the species and  populations of marine mammals present and potentially exposed to Navy training and testing activities  in the NWTT Study Area, through tagging, passive acoustic monitoring, refined modeling, photo  identification, biopsies, and visual monitoring.  13.6 REPORTING Under the current LOA and Biological Opinion, the Navy adheres to the following reporting and  coordination requirements:            Annual total usage of each type of sound source  Sonar Exercise notification  Geographic information (the geographic extent of Navy sound source use within NWTT)  Annual marine species Monitoring Reports (currently combined into two overall reports, one for  Pacific and one for Atlantic)   Annual marine species monitoring technical review meetings with researchers, regulators, and  Marine Mammal Commission (currently, every two years a joint meeting is held)  Annual Adaptive Management meetings with NMFS, regulators, and Marine Mammal  Commission (recently modified to occur in conjunction with the annual monitoring meeting)  Ship strike notification  Stranding notification   354  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 13 – Monitoring and Reporting  The Navy will discuss the need to continue all of these requirements with NMFS during the MMPA and  ESA consultations.     355  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 14 – Suggested Means of Coordination  14 Suggested Means of Coordination  14.1 OVERVIEW The U.S. Navy is one of the world's leading organizations in assessing the effects of human activities on  the marine environment, including marine mammals. Navy scientists work cooperatively with other  government researchers and scientists, universities, industry, and non‐governmental conservation  organizations in collecting, evaluating, and modeling information on marine resources. They also  develop approaches to ensure that these resources are minimally impacted by existing and future Navy  operations. There are three pillars to the Navy’s monitoring and research program: the Research and  Development programs under the Navy’s Chief of Naval Operations Energy and Environmental  Readiness (OPNAV N45), the Office of Naval Research marine mammal and biology program, and the  Fleet/Systems Commands compliance monitoring program. The goal of the Navy’s Research and  Development program is to enable collection and publication of scientifically valid research as well as  development of techniques and tools for Navy, academic, and commercial use. Research and  Development programs are funded and developed by OPNAV N45 and the Office of Naval Research,  Code 322 Marine Mammals and Biological Oceanography Program. Since the 1990s, the primary focus of  these programs has been understanding the effects of sound on marine mammals, including  physiological, behavioral, and ecological effects. The third pillar of the Navy’s marine species research  and monitoring programs is the Fleet Systems Command compliance program that started in 2009 with  the first MMPA permits. Coordination is frequent between the three programs, with members of each  program sitting on advisory or steering committees of the others’ to facilitate collaboration, transition,  and feedback loops to all three.  The Office of Naval Research’s current Marine Mammals and Biology Program thrusts include, but are  not limited to (1) monitoring and detection research; (2) integrated ecosystem research, including  sensor and tag development; (3) effects of sound on marine life (such as hearing, behavioral response  studies, physiology [diving and stress], Population Consequences of Acoustic Disturbance); and (4)  models and databases for environmental compliance.   To manage some of the Navy’s marine mammal research programmatic elements, in 2011 OPNAV N45  developed a new Living Marine Resources Research and Development Program. The goal of the Living  Marine Resources Research and Development Program is to identify and fill knowledge gaps and to  demonstrate, validate, and integrate new processes and technologies to minimize potential effects to  marine mammals and other marine resources. The Living Marine Resources has an Advisory Committee  comprised of Navy biologists and staff from the Fleets, Systems Commands, and service providers,  providing a nexus for feedback and collaboration for the three pillars of the Navy’s Research and  Monitoring programs. Key elements of the Living Marine Resources program include        develop an open and transparent process with a dedicated web site for both project  management and public review;  provide program management and execution, including inputs from various Navy commands  involved in monitoring and research;  ensure funding of research and development projects that include internationally respected and  authoritative researchers and institutions;  establish and validate critical needs and requirements with input from a Navy Regional Advisory  Committee;  356  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 14 – Suggested Means of Coordination       interact with key stakeholders outside of the Navy via the Regional Advisory Committee;  identify key enabling capabilities and investment areas with advice and assistance from a Navy  Technical Review Committee;  maintain close interaction and coordination with the Office of Naval Research’s basic and early‐ stage applied research program;  develop effective information for Navy environmental planners and operators; and  provide effective management of project funding.  The Navy also collaborates regularly with the Bureau of Ocean Energy Management, NMFS, and other  federal agencies on projects with mutual goals. Examples are Atlantic Marine Assessment Program for  Protected Species; Pacific Marine Assessment Program for Protected Species; and monitoring projects in  the Mariana Islands, Hawaii, Southern California, and the Atlantic.   14.2 NAVY RESEARCH AND DEVELOPMENT NAVY FUNDED RESEARCH In the Study Area, because training and testing events are, by comparison to other Navy areas, less  frequent and generally small in scope, the majority of Navy’s research effort has been focused  elsewhere. Despite this, funding by the Navy has provided much of the marine mammal science  collected in the Pacific Northwest. Since the 2015 NWTT Final EIS/OEIS and the issuance of the current  authorization, new research has continued to be funded by the Navy in the Pacific Northwest and has  included, but not been limited to the following:    The continuation of Southern Resident killer whale passive acoustic monitoring, model  development, and analysis of multi‐year archival data.   Humpback whale tagging in support of marine mammal monitoring across multiple Navy  training and testing areas in the Pacific Ocean, including the NWTT Study Area.   Characterizing the distribution of salmonids in the Pacific Northwest with pop‐up satellite tags.  As detailed in the 2015 NWTT Final EIS/OEIS, these reporting, monitoring, and research efforts by the  Navy have added to the baseline data for marine mammal species inhabiting the Study Area. In addition,  subsequent research and monitoring across the Navy has continued to broaden the sample of  observations regarding the general health of marine mammal populations in locations where the Navy  has been conducting training and testing activities for decades, which has been considered in the  analysis of marine mammal impacts presented in this Request for LOAs in the same manner that the  previous findings were used in the analyses associated with the 2015 NWTT Final EIS/OEIS, the prior  NMFS authorization of takes under MMPA in the Study Area, and the NMFS Biological Opinion pursuant  to the ESA (National Marine Fisheries Service, 2015).   OTHER GOVERNMENT FUNDED RESEARCH The Navy also periodically coordinates with, shares information with, and on occasion contributes  funding to NMFS’ Southwest Fisheries Science Center, which conducts marine mammal studies along the  U.S. West Coast. The objective of this coordination is to ensure both agencies are aware of each other’s  efforts, as well as aware of data and resource gaps when specific projects overlap with the Navy’s  interests in the Pacific Northwest.     357  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 15 – List of Preparers  15 List of Preparers  Andrea Balla‐Holden (Commander, U.S. Pacific Fleet)   B.S., Fisheries   Years of experience: 26  Victoria Bowman (National Marine Mammal Foundation), Environmental Scientist  B.A., Psychology     Years of experience: 6  Conrad Erkelens (ManTech International), Senior Scientist  M.A., Anthropology  B.A., Anthropology  Years of experience: 20  Peter Hulton (Naval Undersea Warfare Center, Division Newport), Technical Project Manager  B.S., Mechanical Engineering  Years of experience: 33  Keith Jenkins (Space & Naval Warfare Systems Command), Marine Scientist  M.S., Fisheries Oceanography  B.S., Marine Biology  Years of experience: 16  Rose Johnson (Naval Sea Systems Command, Environmental Protection Specialist, Environmental  Planning Branch)  M.S., Environmental Management  B.S., Environmental Science and Policy  Years of experience: 9  Sarah Kotecki (Space & Naval Warfare Systems Command Pacific), Engineer   B.S., Civil and Environmental Engineering  Years of experience: 16  Kimberly Kler (Naval Facilities Engineering Command, Northwest), Project Manager  B.S., Environmental Policy, Analysis and Planning  Years of experience: 24  John Mosher (Commander, U.S. Pacific Fleet)   B.S., Geology   Years of experience: 31  Nicholas Paraskevas (Naval Air Systems Command)   B.S., Aerospace and Ocean Engineering  Years of experience: 43    358  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 15 – List of Preparers  Jennifer Paulk (Naval Air Systems Command)   M.S., Physiology  B.S., Psychology  Years of experience: 22  Corey Pressley Plakos (Naval Air Systems Command Patuxent River)   M.S., Conservation and Marine Ecology   Years of experience: 15  Sarah Rider (G2 Software Systems), Natural Resources Management Specialist  M.E.M., Coastal Environmental Management  B.S., Marine Science  Years of experience: 10  Stephanie Sleeman (Naval Facilities Engineering Command Northwest)   M.E.S., Environmental Science  B.A., Environmental Policy and Planning; Minor, Marine Science  Years of experience: 14  Brian D. Wauer (ManTech International), Project Manager  B.S., Administrative Management  B.S., Industrial Management  Years of experience: 31  Mike Zickel (ManTech International)  M.S., Marine Estuarine Environmental Sciences  B.S., Physics  Years of experience: 21      359  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area  Chapter 16 – Bibliography    16 BIBLIOGRAPHY  Abrahms, B., E. L. Hazen, S. J. Bograd, J. S. Brashares, P. W. Robinson, K. L. Scales, D. E. Crocker, and D. P.  Costa. (2017). Climate mediates the success of migration strategies in a marine predator.  Ecology Letters, 21(1), 63–71.   Adams, J., J. Felis, J. W. Mason, and J. Y. Takekawa. (2014). Pacific Continental Shelf Environmental  Assessment (PaCSEA): Aerial Seabird and Marine Mammal Surveys off Northern California,  Oregon, and Washington, 2011–2012 (OCS Study BOEM 2014‐003). Camarillo, CA: Bureau of  Ocean Energy Management.  Aguilar de Soto, N., M. Johnson, P. T. Madsen, P. L. Tyack, A. Bocconcelli, and J. F. Borsani. (2006). Does  intense ship noise disrupt foraging in deep‐diving Cuvier's beaked whales (Ziphius cavirostris)?  Marine Mammal Science, 22(3), 690–789.   Akamatsu, T., K. Nakamura, H. Nitto, and M. Watabe. (1996). Effects of underwater sounds on escape  behavior of Steller sea lions. Fisheries Science, 62(4), 503–510.   Allen, A. N., J. J. Schanze, A. R. Solow, and P. L. Tyack. (2014). Analysis of a Blainville's beaked whale's  movement response to playback of killer whale vocalizations. Marine Mammal Science, 30(1),  154–168.   Alter, S. E., S. F. Ramirez, S. Nigenda, J. U. Ramirez, L. R. Bracho, and S. R. Palumbi. (2009). Mitochondrial  and nuclear genetic variation across calving lagoons in Eastern North Pacific gray whales  (Eschrichtius robustus). The Journal of Heredity, 100(1), 34–46.   Alves, A., R. Antunes, A. Bird, P. L. Tyack, P. J. O. Miller, F. P. A. Lam, and P. H. Kvadsheim. (2014). Vocal  matching of naval sonar signals by long‐finned pilot whales (Globicephala melas). Marine  Mammal Science, 30(3), 1248–1257.   Antunes, R., P. H. Kvadsheim, F. P. Lam, P. L. Tyack, L. Thomas, P. J. Wensveen, and P. J. Miller. (2014).  High thresholds for avoidance of sonar by free‐ranging long‐finned pilot whales (Globicephala  melas). Marine Pollution Bulletin, 83(1), 165–180.   Aquatic Mammals. (2015). Supplemental tables: Biologically important areas for selected cetaceans  within U.S. Waters – West Coast region. Aquatic Mammals, 41(1), 30–32.   Ashe, E., J. Wray, C. R. Picard, and R. Williams. (2013). Abundance and Survival of Pacific Humpback  Whales in a Proposed Critical Habitat Area. PLoS ONE, 8(9), e75228.   Astrup, J., and B. Mohl. (1993). Detection of Intense Ultrasound by the Cod Gadus Morhua. The Journal  of Experimental Biology, 182, 71–80.   Astrup, J. (1999). Ultrasound detection in fish—A parallel to the sonar‐mediated detection of bats by  ultrasound‐sensitive insects? Comparative Biochemistry and Physiology, Part A, 124, 19–27.   Atkinson, S., D. Crocker, D. Houser, and K. Mashburn. (2015). Stress physiology in marine mammals:  How well do they fit the terrestrial model? Journal of Comparative Physiology B, 185, 463–486.   Au, W. W. L., R. W. Floyd, R. H. Penner, and A. E. Murchison. (1974). Measurement of echolocation  signals of the Atlantic bottlenose dolphin, Tursiops truncatus Montagu, in open waters. The  Journal of the Acoustical Society of America, 56(4), 1280–1290.   Au, W. W. L., and P. W. B. Moore. (1990). Critical ratio and critical bandwidth for the Atlantic bottlenose  dolphin. The Journal of the Acoustical Society of America, 88(3), 1635–1638.     360  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area    Chapter 16 – Bibliography  Au, W. W. L. (1993). The Sonar of Dolphins. New York, NY: Springer‐Verlag.  Aurioles‐Gamboa, D., and F. J. Camacho‐Rios. (2007). Diet and feeding overlap of two otariids, Zalophus  californianus and Arctocephalus townsendi: Implications to survive environmental uncertaintly.  Aquatic Mammals, 33(3), 315–326.   Aurioles‐Gamboa, D., F. Elorriaga‐Verplancken, and C. J. Hernandez‐Camacho. (2010). The current  population status of Guadalupe fur seal (Arctocephalus townsendi) on the San Benito Islands,  Mexico. Marine Mammal Science, 26(2), 402–408.   Avens, L. (2003). Use of multiple orientation cues by juvenile loggerhead sea turtles Caretta caretta. The  Journal of Experimental Biology, 206(23), 4317–4325.   Ayres, K. L., R. K. Booth, J. A. Hempelmann, K. L. Koski, C. K. Emmons, R. W. Baird, K. Balcomb‐Bartok, M.  B. Hanson, M. J. Ford, and S. K. Wasser. (2012). Distinguishing the impacts of inadequate prey  and vessel traffic on an endangered killer whale (Orcinus orca) population. PLoS ONE, 7(6),  e36842.   Azzellino, A., S. Gaspari, S. Airoldi, and B. Nani. (2008). Habitat use and preferences of cetaceans along  the continental slope and the adjacent pelagic waters in the western Ligurian Sea. Deep Sea  Research Part I: Oceanographic Research Papers, 55(3), 296–323.   Bailey, H., B. R. Mate, D. M. Palacios, L. Irvine, S. J. Bograd, and D. P. Costa. (2009). Behavioral estimation  of blue whale movements in the Northeast Pacific from state‐space model analysis of satellite  tracks. Endangered Species Research, 10, 93–106.   Bailey, H., P. S. Hammond, and P. M. Thompson. (2014). Modelling harbour seal habitat by combining  data from multiple tracking systems. Journal of Experimental Marine Biology and Ecology, 450,  30–39.   Bain, D. E. (2002). A Model Linking Energetic Effects of Whale Watching to Killer Whale (Orcinus orca)  Population Dynamics. Friday Harbor, WA: Friday Harbor Laboratories, University of Washington.  Baird, R. (2013). Odontocete Cetaceans Around the Main Hawaiian Islands: Habitat Use and Relative  Abundance from Small‐Boat Sighting Surveys. Aquatic Mammals, 39(3), 253–269.   Baird, R. W. (2001). Status of harbour seals, Phoca vitulina, in Canada. The Canadian Field‐Naturalist,  115(4), 663–675.   Baird, R. W., and A. M. Gorgone. (2005). False killer whale dorsal fin disfigurements as a possible  indicator of long‐line fishery interactions in Hawaiian waters. Pacific Science, 59(4), 593–601.   Baird, R. W., G. Schorr, D. L. Webster, D. J. McSweeney, B. Hanson, and R. D. Andrews. (2010).  Movements and habitat use of Cuvier's and Blainville's beaked whales in Hawaii: Results from  satellite tagging in 2009/2010. Olympia, WA: Cascadia Research Collective.  Baird, R. W., J. A. Shaffer, D. L. Webster, S. D. Fisher, J. M. Aschettino, A. M. Gorgone, B. K. Rone, S. D.  Mahaffy, and D. J. Moretti. (2013). Odontocete Studies Off the Pacific Missile Range Facility in  February 2013: Satellite‐Tagging, Photo Identification, and Passive Acoustic Monitoring for  Species Verification. Olympia, WA and Newport, RI: U.S. Navy Pacific Fleet.  Baird, R. W., S. M. Jarvis, D. L. Webster, B. K. Rone, J. A. Shaffer, S. D. Mahaffy, A. M. Gorgone, and D. J.  Moretti. (2014). Odontocete Studies on the Pacific Missile Range Facility in July/August 2013:  Satellite‐Tagging, Photo Identification, and Passive Acoustic Monitoring. Olympia, WA and  Newport, RI: U.S. Navy Pacific Fleet.    361  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area    Chapter 16 – Bibliography  Baird, R. W., D. L. Webster, S. Watwood, R. Morrissey, B. K. Rone, S. D. Mahaffy, A. M. Gorgone, D. B.  Anderson, and D. J. Moretti. (2016). Odontocete Studies on the Pacific Missile Range Facility in  February 2015: Satellite‐Tagging, Photo‐Identification, and Passive Acoustic Monitoring. Final  Report. Olympia, WA: HDR Environmental Inc.  Baird, R. W., S. D. Mahaffy, A. M. Gorgone, K. A. Beach, T. Cullins, D. J. McSweeney, D. S. Verbeck, and D.  L. Webster (2017a). Updated Evidence of Interactions Between False Killer Whales and Fisheries  Around the Main Hawaiian Islands: Assessment of Mouthline and Dorsal Fin Injuries. Olympia,  WA: Cascadia Research Collective.  Baird, R. W., S. W. Martin, R. Manzano‐Roth, D. L. Webster, and B. L. Southall. (2017b). Assessing  Exposure and Response of Three Species of Odontocetes to Mid‐frequency Active Sonar During  Submarine Commanders Courses at the Pacific Missile Range Facility: August 2013 through  February 2015. Draft Report. Honolulu, HI: HDR, Inc.  Baker, C. S., V. Lukoschek, S. Lavery, M. L. Dalebout, M. Yong‐un, T. Endo, and N. Funahashi. (2006).  Incomplete reporting of whale, dolphin and porpoise 'bycatch' revealed by molecular  monitoring of Korean markets. Animal Conservation, 9(4), 474–482.   Bakhchina, A. V., L. M. Mukhametov, V. V. Rozhnov, and O. I. Lyamin. (2017). Spectral analysis of heart  rate variability in the beluga (Delphinapterus leucas) during exposure to acoustic noise. Journal  of Evolutionary Biochemistry and Physiology, 53(1), 60–65.   Barlow, J. (1988). Harbor Porpoise, Phocoena phocoena, Abundances Estimation for California, Oregon,  and Washington: I. Ship Surveys. Fishery Bulletin, 86(3), 417–432.   Barlow, J. (1994). Abundance of large whales in California coastal waters: A comparison of ship surveys  in 1979–1980 and in 1991. Report of the International Whaling Commission, 44, 399–406.   Barlow, J. (1997). Preliminary Estimates of Cetacean Abundance off California, Oregon and Washington  based on a 1996 Ship Survey and Comparisons of Passing and Closing Modes. La Jolla, CA: U.S.  Department of Commerce, National Oceanic and Atmospheric Administration, National Marine  Fisheries Service, Southwest Fisheries Science Center.  Barlow, J. (2003). Preliminary Estimates of the Abundance of Cetaceans Along the U.S. West Coast:  1991–2001. Silver Spring, MD: National Marine Fisheries Service—Southwest Fisheries Science  Center.  Barlow, J., and K. A. Forney. (2007). Abundance and population density of cetaceans in the California  Current ecosystem. Fishery Bulletin, 105, 509–526.   Barlow, J., M. Ferguson, E. Becker, J. Redfern, K. Forney, I. Vilchis, P. Fiedler, T. Gerrodette, and L.  Ballance. (2009). Predictive Modeling of Cetacean Densities in the Eastern Pacific Ocean (NOAA  Technical Memorandum NMFS‐SWFSC‐444). La Jolla, CA: Southwest Fisheries Science Center.  Barlow, J. (2010). Cetacean Abundance in the California Current Estimated from a 2008 Ship‐Based Line‐ Transect Survey (NOAA Technical Memorandum NMFS‐SWFSC‐456). La Jolla, CA: Southwest  Fisheries Science Center.  Barlow, J., J. Calambokidis, E. A. Falcone, C. S. Baker, A. M. Burdin, P. J. Clapham, J. K. B. Ford, C. M.  Gabriele, R. LeDuc, D. K. Mattila, T. J. Quinn, II, L. Rojas‐Bracho, J. M. Straley, B. L. Taylor, J.  Urbán R, P. Wade, D. Weller, B. H. Witteveen, and M. Yamaguchi. (2011). Humpback whale  abundance in the North Pacific estimated by photographic capture‐recapture with bias  correction from simulation studies. Marine Mammal Science, 27(4), 793–818.     362  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area    Chapter 16 – Bibliography  Barlow, J. (2016). Cetacean Abundance in the California Current Estimated from Ship‐based Line‐transect  Surveys in 1991–2014. (NOAA Administrative Report NMFS‐SWFSC‐LJ‐1601). La Jolla, CA:  Southwest Fisheries Science Center.  Barnard, B. (2016). Carriers stick with slow‐steaming despite fuel‐price plunge. The Journal of  Commerce. Retrieved from http://www.joc.com/maritime‐news/container‐lines/carriers‐stick‐ slow‐steaming‐despite‐fuel‐price‐plunge_20160401.html.  Baumann‐Pickering, S., A. E. Simonis, M. A. Roch, M. A. McDonald, A. Solsona‐Berga, E. M. Oleson, S. M.  Wiggins, R. L. Brownell, Jr., and J. A. Hildebrand. (2012). Spatio‐temporal patterns of beaked  whale echolocation signals in the North Pacific (2012 Marine Mammal & Biology Program  Review). Arlington, VA: Office of Naval Research.  Baumann‐Pickering, S., M. A. Roch, R. L. Brownell, Jr., A. E. Simonis, M. A. McDonald, A. Solsona‐Berga,  E. M. Oleson, S. M. Wiggins, and J. A. Hildebrand. (2014). Spatio‐temporal patterns of beaked  whale echolocation signals in the north Pacific. PLoS ONE, 9(1), e86072.   Baumgartner, M. F. (1997). The distribution of Risso’s dolphin (Grampus griseus) with respect to the  physiography of the northern Gulf of Mexico. Marine Mammal Science, 13(4), 614–638.   Becker, E. A., K. A. Forney, M. C. Ferguson, D. G. Foley, R. C. Smith, J. Barlow, and J. V. Redfern. (2010).  Comparing California Current cetacean–habitat models developed using in situ and remotely  sensed sea surface temperature data. Marine Ecology Progress Series, 413, 163–183.   Becker, E. A., K. A. Forney, M. C. Ferguson, J. Barlow, and J. V. Redfern. (2012a). Predictive Modeling of  Cetacean Densities in the California Current Ecosystem based on Summer/Fall Ship Surveys in  1991–2008 (NOAA Technical Memorandum NMFS‐SWFSC‐499). La Jolla, CA: Southwest Fisheries  Science Center.  Becker, E. A., K. A. Forney, D. G. Foley, and J. Barlow. (2012b). Density and Spatial Distribution Patterns  of Cetaceans in the Central North Pacific based on Habitat Models (NOAA Technical  Memorandum NMFS‐SWFSC‐490). La Jolla, CA: Southwest Fisheries Science Center.  Becker, E. A., K. A. Forney, D. G. Foley, R. C. Smith, T. J. Moore, and J. Barlow. (2014). Predicting seasonal  density patterns of California cetaceans based on habitat models. Endangered Species Research,  23(1), 1–22.   Becker, E. A., K. A. Forney, P. C. Fiedler, J. Barlow, S. J. Chivers, C. A. Edwards, A. M. Moore, and J. V.  Redfern. (2016). Moving Towards Dynamic Ocean Management: How Well Do Modeled Ocean  Products Predict Species Distributions? Remote Sensing, 8(2), 149.   Becker, E. A., K. A. Forney, B. J. Thayre, A. J. Debich, G. S. Campbell, K. Whitaker, A. B. Douglas, A. Gilles,  R. Hoopes, and J. A. Hildebrand. (2017). Habitat‐Based Density Models for Three Cetacean  Species off Southern California Illustrate Pronounced Seasonal Differences. Frontiers in Marine  Science, 4(121), 1–14.   Bejder, L., A. Samuels, H. Whitehead, and N. Gales. (2006a). Interpreting short‐term behavioural  responses to disturbance within a longitudinal perspective. Animal Behaviour, 72, 1149–1158.   Bejder, L., A. Samuels, H. Whitehead, N. Gales, J. Mann, R. Connor, M. Heithaus, J. Waston‐Capps, C.  Flaherty, and M. Krützen. (2006b). Decline in relative abundance of bottlenose dolphins exposed  to long‐term disturbance. Conservation Biology, 20(6), 1791–1798.     363  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area    Chapter 16 – Bibliography  Bergström, L., L. Kautsky, T. Malm, R. Rosenberg, M. Wahlberg, N. Åstrand Capetillo, and D.  Wilhelmsson. (2014). Effects of offshore wind farms on marine wildlife–A generalized impact  assessment. Environmental Research Letters, 9(3), 12.   Berini, C. R., L. M. Kracker, and W. E. McFee. (2015). Modeling Pygmy Sperm Whale (Kogia breviceps)  Strandings Along the Southeast Coast of the United States from 1992 to 2006 in Relation to  Environmental Factors (NOAA Technical Memorandum NOS‐NCCOS‐203). Charleston, SC:  National Oceanic and Atmospheric Administration.  Bernaldo de Quiros, Y., O. Gonzalez‐Diaz, M. Arbelo, E. Sierra, S. Sacchini, and A. Fernandex. (2012).  Decompression vs. decomposition: Distribution, amount, and gas composition of bubbles in  stranded marine mammals. Frontiers in Physiology, 3 Article 177, 19.   Bernaldo de Quiros, Y., O. Gonzalez‐Diaz, A. Mollerlokken, A. O. Brubakk, A. Hjelde, P. Saavedra, and A.  Fernandez. (2013a). Differentiation at autopsy between in vivo gas embolism and putrefaction  using gas composition analysis. International Journal of Legal Medicine, 127(2), 437–445.   Bernaldo de Quiros, Y., J. S. Seewald, S. P. Sylva, B. Greer, M. Niemeyer, A. L. Bogomolni, and M. J.  Moore. (2013b). Compositional discrimination of decompression and decomposition gas  bubbles in bycaught seals and dolphins. PLoS ONE, 8(12), e83994.   Bernaldo de Quirós, Y., A. Fernandez, R. W. Baird, R. L. Brownell, N. Aguilar de Soto, D. Allen, M. Arbelo,  M. Arregui, A. Costidis, A. Fahlman, A. Frantzis, F. M. D. Gulland, M. Iñíguez, M. Johnson, A.  Komnenou, H. Koopman, D. A. Pabst, W. D. Roe, E. Sierra, M. Tejedor, and G. Schorr. (2019).  Advances in research on the impacts of anti‐submarine sonar on beaked whales. Proceedings of  the Royal Society B: Biological Sciences, 286(1895), 20182533.   Bernard, H. J., and S. B. Reilly. (1999). Pilot whales, Globicephala Lesson, 1828. In S. H. Ridgway & R.  Harrison (Eds.), Handbook of Marine Mammals (Vol. 6, pp. 245–280). San Diego, CA: Academic  Press.  Best, B. D., C. H. Fox, R. Williams, P. N. Halpin, and P. C. Paquet. (2015). Updated marine mammal  distribution and abundance estimates in British Columbia. Journal of Cetacean and Research  Management, 15, 9–26.   Best, P. B., and C. H. Lockyer. (2002). Reproduction, growth and migrations of sei whales, Balaenoptera  borealis, off the west coast of South Africa. South African Journal of Marine Science, 24(1), 111– 133.   Bester, M. N., J. W. H. Ferguson, and F. C. Jonker. (2002). Population densities of pack ice seals in the  Lazarev Sea, Antarctica. Antarctic Science, 14(2), 123–127.   Bettridge, S., C. S. Baker, J. Barlow, P. J. Clapham, M. Ford, D. Gouveia, D. K. Mattila, R. M. Pace, III, P. E.  Rosel, G. K. Silber, and P. R. Wade. (2015). Status Review of the Humpback Whale (Megaptera  novaeangliae) under the Endangered Species Act (NOAA Technical Memorandum NMFS‐SWFSC‐ 540). La Jolla, CA: Southwest Fisheries Science Center.  Bickel, S. L., J. D. Malloy Hammond, and K. W. Tang. (2011). Boat‐generated turbulence as a potential  source of mortality among copepods. Journal of Experimental Marine Biology and Ecology,  401(1–2), 105–109.   Bishop, M. J. (2008). Displacement of epifauna from seagrass blades by boat wake. Journal of  Experimental Marine Biology and Ecology, 354(1), 111–118.     364  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area    Chapter 16 – Bibliography  Black, N. A. (2011). Fish‐eating (Resident) Killer Whales Sighted in Monterey Bay on Feb. 10, 2011.  Retrieved from  http://www.montereybaywhalewatch.com/Features/PugetSoundKillerWhales1102.htm.  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. The Journal of the  Acoustical Society of America, 115(5 [Pt. 1]), 2346–2357.   Blackwell, S. B., C. S. Nations, T. L. McDonald, C. R. Greene, A. M. Thode, M. Guerra, and A. M.  Macrander. (2013). Effects of airgun sounds on bowhead whale calling rates in the Alaskan  Beaufort Sea. Marine Mammal Science, 29, E342–E365.   Blackwell, S. B., C. S. Nations, T. L. McDonald, A. M. Thode, D. Mathias, K. H. Kim, C. R. Greene, Jr., and A.  M. Macrander. (2015). Effects of airgun sounds on bowhead whale calling rates: Evidence for  two behavioral thresholds. PLoS ONE, 10(6), e0125720.   Blackwell, S. B., C. S. Nations, A. M. Thode, M. E. Kauffman, A. S. Conrad, R. G. Norman, and K. H. Kim.  (2017). Effects of tones associated with drilling activities on bowhead whale calling rates. PLoS  ONE, 12(11), e0188459.   Bonnell, M. L., and M. D. Dailey. (1993). Marine Mammals. In M. D. Dailey, D. J. Reish, & J. W. Anderson  (Eds.), Ecology of the Southern California Bight: A Synthesis and Interpretation (pp. 604–682).  Los Angeles, CA: University of California Press.  Bonney, J., and P. T. Leach. (2010). Slow Boat From China. Maritime News. Retrieved from  http://www.joc.com/maritimenews/slowboatchina_20100201.html.  Booth, C. G. (2019). Food for thought: Harbor porpoise foraging behavior and diet inform vulnerability to  disturbance. Marine Mammal Science, 1–14.   Bowles, A. E., M. Smultea, B. Wursig, D. P. DeMaster, and D. Palka. (1994). Relative abundance and  behavior of marine mammals exposed to transmissions from the Heard Island Feasibility Test.  The Journal of the Acoustical Society of America, 96, 2469–2484.   Boyd, I., D. Claridge, C. Clark, and B. Southall. (2008). BRS 2008 Preliminary Report. Washington, DC: U.S.  Navy NAVSEA PEO IWS 5, ONR, U.S. Navy Environmental Readiness Division, National Oceanic  and Atmospheric Administration, Strategic Environmental Research and Development Program.  Bradford, A. L., and E. Lyman. (2015). Injury Determinations for Humpback Whales and Other Cetaceans  Reported to NOAA Response Networks in the Hawaiian Islands During 2007–2012 (NOAA  Technical Memorandum NMFS‐PIFSC‐45). Honolulu, HI: Pacific Islands Fisheries Science Center.  Bradshaw, C. J. A., K. Evans, and M. A. Hindell. (2006). Mass cetacean strandings—A plea for empiricism.  Conservation Biology, 20(2), 584–586.   Branch, T. A. (2007). Abundance of Antarctic blue whales south of 60°S from three complete circumpolar  sets of surveys. Journal of Cetacean Research and Management, 9(3), 253–262.   Branch, T. A., K. M. Stafford, D. M. Palacios, C. Allison, J. L. Bannister, C. L. K. Burton, E. Cabrera, C. A.  Carlson, B. Galletti Vernazzani, P. C. Gill, R. Hucke‐Gaete, K. C. S. Jenner, M. N. M. Jenner, K.  Matsuoka, Y. A. Mikhalev, T. Miyashita, M. G. Morrice, S. Nishiwaki, V. J. Sturrock, D. Tormosov,  R. C. Anderson, A. N. Baker, P. B. Best, P. Borsa, R. L. Brownell Jr, S. Childerhouse, K. P. Findlay, T.  Gerrodette, A. D. Ilangakoon, M. Joergensen, B. Kahn, D. K. Ljungblad, B. Maughan, R. D.  McCauley, S. McKay, T. F. Norris, S. Rankin, F. Samaran, D. Thiele, K. Van Waerebeek, and R. M.    365  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area    Chapter 16 – Bibliography  Warneke. (2007). Past and present distribution, densities and movements of blue whales  Balaenoptera musculus in the Southern Hemisphere and northern Indian Ocean. Mammal  Review, 37(2), 116–175.   Brandt, M. J., A. Diederichs, K. Betke, and G. Nehls. (2011). Responses of harbour porpoises to pile  driving at the Horns Rev II offshore wind farm in the Danish North Sea. Marine Ecology Progress  Series, 421, 205–216.   Branstetter, B. K., and J. J. Finneran. (2008). Comodulation masking release in bottlenose dolphins  (Tursiops truncatus). The Journal of the Acoustical Society of America, 1, 625–633.   Branstetter, B. K., J. S. Trickey, K. Bakhtiari, A. Black, H. Aihara, and J. J. Finneran. (2013). Auditory  masking patterns in bottlenose dolphins (Tursiops truncatus) with natural, anthropogenic, and  synthesized noise. The Journal of the Acoustical Society of America, 133(3), 1811–1818.   Branstetter, B. K., K. Bakhtiari, A. Black, J. S. Trickey, J. J. Finneran, and H. Aihara. (2016). Energetic and  informational masking of complex sounds by a bottlenose dolphin (Tursiops truncatus). The  Journal of the Acoustical Society of America, 140(3), 1904–1917.   Branstetter, B. K., J. St. Leger, D. Acton, J. Stewart, D. Houser, J. J. Finneran, and K. Jenkins. (2017a). Killer  whale (Orcinus orca) behavioral audiograms. The Journal of the Acoustical Society of America,  141, 2387–2398.   Branstetter, B. K., K. R. Van Alstyne, T. A. Wu, R. A. Simmons, L. D. Curtis, and M. J. Xitco, Jr. (2017b).  Critical ratio functions for odontocete cetaceans. The Journal of the Acoustical Society of  America, 142(4), 1897–1900.   Braun, C. B., and T. Grande. (2008). Evolution of Peripheral Mechanisms for the Enhancement of Sound  Reception. In. In J. F. Webb, A. N. Popper, & R. R. Fay (Eds.), Fish Bioacoustics (pp. 99–144). New  York, NY: Springer‐Verlag.  Briggs, C., S. M. Shjegstad, J. A. K. Silva, and M. H. Edwards. (2016). Distribution of chemical warfare  agent, energetics, and metals in sediments at a deep‐water discarded military munitions site.  Deep Sea Research Part II: Topical Studies in Oceanography, 128, 63–69.   Brown, R. F., and B. R. Mate. (1983). Abundance, movements, and feeding habits of harbor seals, Phoca  vitulina, at Netarts and Tillamook Bays, Oregon. Fishery Bulletin, 81(2), 291–301.   Brownell, R. L., Jr., W. A. Walker, and K. A. Forney. (1999). Pacific white‐sided dolphin, Lagenorhynchus  obliquidens Gill, 1865. In S. H. Ridgway & R. Harrison (Eds.), Handbook of Marine Mammals (Vol.  6, pp. 57–84). Cambridge, MA: Academic Press.  Brownell, R. L., Jr., P. J. Clapham, T. Miyashita, and T. Kasuya. (2001). Conservation status of North  Pacific right whales. Journal of Cetacean Research and Management, Special Issue 2, 269–286.   Bruintjes, R., J. Purser, K. A. Everley, S. Mangan, S. D. Simpson, and A. N. Radford. (2016). Rapid recovery  following short–term acoustic disturbance in two fish species. Royal Society ‐ Open Science, 3(1),  150686.   Brumm, H., and H. Slabbekoorn. (2005). Acoustic communication in noise. Advances in the Study of  Behavior, 35, 151–209.   Bryant, P. J., C. M. Lafferty, and S. K. Lafferty. (1984). Reoccupation of Laguna Guerrero Negro, Baja  California, Mexico, by Gray Whales. In M. L. Jones, S. L. Swartz, & S. Leatherwood (Eds.), The  Gray Whale: Eschrichtius robustus (pp. 375–387). Orlando, FL: Academic Press.    366  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area    Chapter 16 – Bibliography  Burnham, R., D. Duffus, and X. Mouy. (2018). Gray Whale (Eschrictius robustus) Call Types Recorded  During Migration off the West Coast of Vancouver Island. Frontiers in Marine Science, 5(329), 1– 11.   Calambokidis, J., and R. W. Baird. (1994). Status of Marine Mammals in the Strait of Georgia, Puget  Sound and the Juan de Fuca Strait and Potential Human Impacts (Symposium on the Marine  Environment). Olympia, WA: Cascadia Research Collective.  Calambokidis, J., J. D. Darling, V. Deecke, P. Gearin, M. Gosho, W. Megill, C. M. Tombach, D. Goley, C.  Toropova, and B. Gisborne. (2002). Abundance, range and movements of a feeding aggregation  of gray whales (Eschrichtius robustus) from California to southeastern Alaska in 1998. Journal of  Cetacean Research and Management, 4(3), 267–276.   Calambokidis, J., and J. Barlow. (2004). Abundance of blue and humpback whales in the eastern North  Pacific estimated by capture‐recapture and line‐transect methods. Marine Mammal Science,  20(1), 63–85.   Calambokidis, J., G. H. Steiger, D. K. Ellifrit, B. L. Troutman, and C. E. Bowlby. (2004). Distribution and  abundance of humpback whales (Megaptera novaeangliae) and other marine mammals off the  northern Washington coast. Fishery Bulletin, 102, 563–580.   Calambokidis, J., E. A. Falcone, T. J. Quinn, A. M. Burdin, P. J. Clapham, J. K. B. Ford, C. M. Gabriele, R.  LeDuc, D. Mattila, L. Rojas‐Bracho, J. M. Straley, B. L. Taylor, J. Urbán R., D. Weller, B. H.  Witteveen, M. Yamaguchi, A. Bendlin, D. Camacho, K. Flynn, A. Havron, J. Huggins, and N.  Maloney. (2008). SPLASH: Structure of Populations, Levels of Abundance and Status of  Humpback Whales in the North Pacific. Olympia, WA: Cascadia Research.  Calambokidis, J., J. Barlow, J. K. B. Ford, T. E. Chandler, and A. B. Douglas. (2009a). Insights into the  population structure of blue whales in the Eastern North Pacific from recent sightings and  photographic identification. Marine Mammal Science, 25(4), 816–832.   Calambokidis, J., E. Falcone, A. Douglas, L. Schlender, and J. Huggins. (2009b). Photographic  Identification of Humpback and Blue Whales off the U.S. West Coast: Results and Updated  Abundance Estimates from 2008 Field Season. La Jolla, CA: Southwest Fisheries Science Center,  and Olympia, WA: Cascadia Research Collective.  Calambokidis, J., J. L. Laake, and A. Klimek. (2010). Abundance and Population Structure of Seasonal Gray  Whales in the Pacific Northwest, 1998–2008. Washington, DC: International Whaling  Commission Scientific Committee.  Calambokidis, J., and J. Barlow. (2013). Updated Abundance Estimates of Blue and Humpback Whales off  the U.S. West Coast Incorporating Photo‐Identifications from 2010 and 2011 (PSRG‐2013‐13R).  Olympia, WA and La Jolla, CA: Cascadia Research and Southwest Fisheries Science Center.  Calambokidis, J., G. H. Steiger, C. Curtice, J. Harrison, M. C. Ferguson, E. Becker, M. DeAngelis, and S. M.  Van Parijs. (2015). Biologically Important Areas for Selected Cetaceans Within U.S. Waters –  West Coast Region. Aquatic Mammals (Special Issue), 41(1), 39–53.   Calambokidis, J., J. Barlow, K. Flynn, E. Dobson, and G. H. Steiger. (2017a). Update on abundance, trends,  and migrations of humpback whales along the U.S. West Coast (SC/A17/NP/13). Cambridge,  United Kingdom: International Whaling Commission.    367  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area    Chapter 16 – Bibliography  Calambokidis, J., J. Laake, and A. Perez. (2017b). Updated analysis of abundance and population  structure of seasonal gray whales in the Pacific Northwest, 1996–2015. Cambridge, United  Kingdom: International Whaling Commission.  Campbell, G. S., D. W. Weller, and J. A. Hildebrand. (2010). SIO Small Boat Based Marine Mammal  Surveys in Southern California: Report of Results for August 2009–July 2010: Annual Range  Complex Monitoring Report for Hawaii and Southern California. Draft submission to the National  Marine Fisheries Service September 15, 2010. San Diego, CA: U.S. Department of the Navy.  Campbell, G. S., L. Thomas, K. Whitaker, A. B. Douglas, J. Calambokidis, and J. A. Hildebrand. (2015).  Inter‐annual and seasonal trends in cetacean distribution, density and abundance off southern  California. Deep Sea Research Part II: Topical Studies in Oceanography, 112, 143–157.   Cañadas, A., R. Sagarminaga, and S. García‐Tiscar. (2002). Cetacean distribution related with depth and  slope in the Mediterranean waters off southern Spain. Deep‐Sea Research I, 49, 2053–2073.   Carr, R. S., and M. Nipper. (2003). Assessment of Environmental Effects of Ordnance Compounds and  their Transformation Products in Coastal Ecosystems. Port Hueneme, CA: Naval Facilities  Engineering Service Center.  Carretta, J. V., M. S. Lynn, and C. A. LeDuc. (1994). Right whale (Eubalaena Glacialis) sighting off San  Clemente Island, California. Marine Mammal Science, 10(1), 101–105.   Carretta, J. V., J. Barlow, and L. Enriquez. (2008). Acoustic pingers eliminate beaked whale bycatch in a  gill net fishery. Marine Mammal Science, 24(4), 2053–2073.   Carretta, J. V., E. Oleson, D. W. Weller, A. R. Lang, K. A. Forney, J. Baker, B. Hanson, K. Martien, M. M.  Muto, M. S. Lowry, J. Barlow, D. Lynch, L. Carswell, R. L. J. Brownell, D. K. Mattila, and M. C. Hill.  (2013a). U.S. Pacific Marine Mammal Stock Assessments: 2012 (NOAA Technical Memorandum  NMFS‐SWFSC‐504). La Jolla, CA: Southwest Fisheries Science Center.  Carretta, J. V., S. M. Wilkin, M. M. Muto, and K. Wilkinson. (2013b). Sources of Human‐Related Injury and  Mortality for U.S. Pacific West Coast Marine Mammal Stock Assessments, 2007–2011 (NOAA  Technical Memorandum NMFS‐SWFSC‐514). La Jolla, CA: Southwest Fisheries Science Center.  Carretta, J. V., E. Oleson, D. W. Weller, A. R. Lang, K. A. Forney, J. Baker, M. M. Muto, B. Hanson, A. J.  Orr, H. Huber, M. S. Lowry, J. Barlow, J. Moore, D. Lynch, L. Carswell, and R. L. Brownell. (2015).  U.S. Pacific Marine Mammal Stock Assessments: 2014 (NOAA Technical Memorandum NMFS‐ SWFSC‐549). La Jolla, CA: Southwest Fisheries Science Center.  Carretta, J. V., K. Danil, S. J. Chivers, D. W. Weller, D. S. Janiger, M. Berman‐Kowalewski, K. M.  Hernandez, J. T. Harvey, R. C. Dunkin, D. R. Casper, S. Stoudt, M. Flannery, K. Wilkinson, J.  Huggins, and D. M. Lambourn. (2016a). Recovery rates of bottlenose dolphin (Tursiops  truncatus) carcasses estimated from stranding and survival rate data. Marine Mammal Science,  32(1), 349–362.   Carretta, J. V., M. M. Muto, S. Wilkin, J. Greenman, K. Wilkinson, M. DeAngelis, J. Viezbicke, D. Lawson,  and J. Jannot. (2016b). Sources of Human‐Related Injury and Mortality for U.S. Pacific West  Coast Marine Mammal Stock Assessments, 2010–2014. La Jolla, CA: Southwest Fisheries Science  Center.  Carretta, J. V., E. M. Oleson, J. Baker, D. W. Weller, A. R. Lang, K. A. Forney, M. M. Muto, B. Hanson, A. J.  Orr, H. Huber, M. S. Lowry, J. Barlow, J. E. Moore, D. Lynch, L. Carswell, and R. L. Brownell Jr.    368  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area    Chapter 16 – Bibliography  (2016c). U.S. Pacific Marine Mammal Stock Assessments: 2015. La Jolla, CA: Southwest Fisheries  Science Center.  Carretta, J. V., J. E. Moore, and K. A. Forney. (2017a). Regression Tree and Ratio Estimates of Marine  Mammal, Sea Turtle, and Seabird Bycatch in the California Drift Gillnet Fishery: 1990–2015. La  Jolla, CA: Southwest Fisheries Science Center.  Carretta, J. V., M. M. Muto, J. Greenman, K. Wilkinson, D. Lawson, J. Viezbicke, and J. Jannot. (2017b).  Sources of Human‐Related Injury and Mortality for U.S. Pacific West Coast Marine Mammal  Stock Assessments, 2011–2015 (NOAA Technical Memorandum NMFS‐SWFSC‐579). La Jolla, CA:  Southwest Fisheries Science Center.  Carretta, J. V., E. M. Oleson, J. Baker, D. W. Weller, A. R. Lang, K. A. Forney, M. M. Muto, B. Hanson, A. J.  Orr, H. Huber, M. S. Lowry, J. Barlow, J. E. Moore, D. Lynch, L. Carswell, and R. L. Brownell, Jr.  (2017c). U.S. Pacific Marine Mammal Stock Assessments: 2016 (NOAA Technical Memorandum  NMFS‐SWFSC‐561). La Jolla, CA: Southwest Fisheries Science Center.  Carretta, J. V., E. M. Oleson, K. A. Forney, J. Baker, J. E. Moore, D. W. Weller, A. R. Lang, M. M. Muto, B.  Hanson, A. J. Orr, H. Huber, M. S. Lowry, J. Barlow, D. Lynch, L. Carswell, and R. L. Brownell, Jr.  (2017d). U.S. Pacific Marine Mammal Stock Assessments: 2017 (NOAA Technical Memorandum  NMFS‐SWFSC‐602). La Jolla, CA: Southwest Fisheries Science Center.  Carretta, J. V., K. A. Forney, E. M. Oleson, D. W. Weller, A. R. Lang, J. Baker, M. M. Muto, B. Hanson, A. J.  Orr, H. Huber, M. S. Lowry, J. Barlow, J. E. Moore, D. Lynch, L. Carswell, and R. L. Brownell, Jr.  (2018a). U.S. Pacific Draft Marine Mammal Stock Assessments: 2018 (NOAA Technical  Memorandum NMFS‐SWFSC‐XXX). La Jolla, CA: National Marine Fisheries Service, Southwest  Fisheries Science Center.  Carretta, J. V., K. A. Forney, E. M. Oleson, D. W. Weller, A. R. Lang, J. Baker, M. M. Muto, B. Hanson, A. J.  Orr, H. Huber, M. S. Lowry, J. Barlow, J. E. Moore, D. Lynch, L. Carswell, and R. L. Brownell, Jr.  (2018b). U.S. Pacific Marine Mammal Stock Assessments: 2017. La Jolla, CA: Southwest Fisheries  Science Center.  Carroll, A. G., R. Przeslawski, A. Duncan, M. Gunning, and B. Bruce. (2017). A critical review of the  potential impacts of marine seismic surveys on fish & invertebrates. Marine Pollution Bulletin,  114, 16.   Cascadia Research. (2012). Record number of blue whales off Washington in December 2011. Retrieved  from http://www.cascadiaresearch.org/washington‐state‐stranding‐response/record‐number‐ blue‐whales‐sighted‐washington‐coast‐december‐2011.  Cascadia Research. (2017a). "Sounders", the local gray whales that feed in northern Puget Sound each  spring, staying longer than usual and update on boat‐struck gray whale. Retrieved from  http://www.cascadiaresearch.org/north‐puget‐sound‐gray‐whale‐study/sounders‐update.  Cascadia Research. (2017b). Puget Sound Bottlenose Dolphin Identified as Part of California Coastal  Population. Retrieved from http://www.cascadiaresearch.org/washington‐state/puget‐sound‐ bottlenose‐dolphin‐identified‐part‐california‐coastal‐population.  Cascadia Research. (2017c). Return of humpback whales to the Salish Sea. Retrieved from  http://www.cascadiaresearch.org/projects/return‐humpback‐whales‐salish‐sea.    369  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area    Chapter 16 – Bibliography  Cascadia Research. (2017d). Examination of fin whale reveals it was killed by collision with ship.  Retrieved from http://www.cascadiaresearch.org/washington‐state‐stranding‐ response/examination‐fin‐whale‐reveals‐it‐was‐killed‐collision‐ship.  Cascadia Research Collective. (2011). Bottlenose dolphin stranding in Puget Sound (February, 2011).  Retrieved from http://www.cascadiaresearch.org/projects/stranding‐response/bottlenose‐ dolphin‐stranding‐puget‐sound‐february‐2011.  Castellote, M., C. W. Clark, and M. O. Lammers. (2012). Acoustic and behavioral changes by fin whales  (Balaenoptera physalus) in responses to shipping and airgun noise. Biological Conservation, 147,  115–122.   Castellote, M., T. A. Mooney, L. Quakenbush, R. Hobbs, C. Goertz, and E. Gaglione. (2014). Baseline  hearing abilities and variability in wild beluga whales (Delphinapterus leucas). The Journal of  Experimental Biology, 217(Pt 10), 1682–1691.   Cerchio, S., S. Strindberg, T. Collins, C. Bennett, and H. Rosenbaum. (2014). Seismic surveys negatively  affect humpback whale singing activity off northern Angola. PLoS ONE, 9(3), e86464.   Cetacean and Turtle Assessment Program. (1982). Characterization of Marine Mammals and Turtles in  the Mid‐ and North Atlantic Areas of the U.S. Outer Continental Shelf. Kingston, RI: University of  Rhode Island, Graduate School of Oceanography.  Charif, R. A., C. S. Oedekoven, A. Rahaman, B. J. Estabrook, L. Thomas, and A. N. Rice. (2015).  Development of Statistical Methods for Assessing Changes in Whale Vocal Behavior in Response  to Mid‐Frequency Active Sonar. Final Report. Virginia Beach, VA: U.S. Fleet Forces Command.  Cholewiak, D., A. I. DeAngelis, D. Palka, P. J. Corkeron, and S. M. Van Parijs. (2017). Beaked whales  demonstrate a marked acoustic response to the use of shipboard echosounders. Royal Society  Open Science, 4(12), 170940.   Christian, E. A., and J. B. Gaspin. (1974). Swimmer Safe Standoffs from Underwater Explosions. Navy  Science Assistance Program Project No. PHP‐11‐73. White Oak, MD: Naval Ordnance Laboratory.  Clapham, P. J. (2016). Managing leviathan: Conservation challenges for the great whales in a post‐ whaling world. Oceanography, 29(3), 214–225.   Claridge, D., D. Charlotte, and J. Durban. (2009). Abundance and movement patterns of Blainville’s  beaked whales at the Atlantic Undersea Test and Evaluation Center. Paper presented at the  2009 Office of Naval Research Marine Mammal Program Review. Alexandria, VA.  Clark, C. W., and K. M. Fristrup. (2001). Baleen whale responses to low‐frequency human‐made  underwater sounds. The Journal of the Acoustical Society of America, 110(5), 2751.   Clark, C. W., W. T. Ellison, B. L. Southall, L. Hatch, S. M. Van Parijs, A. Frankel, and D. Ponirakis. (2009).  Acoustic masking in marine ecosystems: Intuitions, analysis, and implication. Marine Ecology  Progress Series, 395, 201–222.   Clark, S. L., and J. W. Ward. (1943). The effects of rapid compression waves on animals submerged in  water. Surgery, Gynecology & Obstetrics, 77, 403–412.   Cogan, J. (2015). 2015 Whale Sightings in the Salish Sea: Central Salish Sea and Puget Sound (Southern  Resident Killer Whale Project). Friday Harbor, WA: Center for Whale Research.    370  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area    Chapter 16 – Bibliography  Condit, R., and B. J. Le Boeuf. (1984). Feeding habits and feeding grounds of the northern elephant seal.  Journal of Mammalogy, 65(2), 281–290.   Conn, P. B., and G. K. Silber. (2013). Vessel speed restrictions reduce risk of collision‐related mortality for  North Atlantic right whales. Ecosphere, 4(4), 1–16.   Cooke, J. G., D. W. Weller, A. L. Bradford, O. Sychenko, A. M. Burdin, A. R. Lang, and R. L. Brownell, Jr.  (2015). Updated Population Assessment of the Sakhalin Gray Whale Aggregation based on the  Russia‐U.S. photoidentification study at Piltun, Sakhalin, 1994–2014. Paper presented at the  Western Gray Whale Advisory Panel. Moscow, Russia.  Costa, D. P., L. A. Hückstädt, L. K. Schwarz, A. S. Friedlaender, B. R. Mate, A. N. Zerbini, A. Kennedy, and  N. J. Gales. (2016a). Assessing the exposure of animals to acoustic disturbance: Towards an  understanding of the population consequences of disturbance. Paper presented at the Fourth  International Conference on the Effects of Noise on Aquatic Life. Dublin, Ireland.  Costa, D. P., L. Schwarz, P. Robinson, R. S. Schick, P. A. Morris, R. Condit, D. E. Crocker, and A. M.  Kilpatrick. (2016b). A bioenergetics approach to understanding the population consequences of  disturbance: Elephant seals as a model system. In The Effects of Noise on Aquatic Life II (pp.  116–169). New York, NY: Springer.  Costidis, A. M., and S. A. Rommel. (2016). The extracranial venous system in the heads of beaked  whales, with implications on diving physiology and pathogenesis. Journal of Morphology, 277(1),  34–64.   Cox, T. M., T. J. Ragen, A. J. Read, E. Vox, R. W. Baird, K. Balcomb, J. Barlow, J. Caldwell, T. Cranford, L.  Crum, A. D'Amico, G. D'Spain, A. Fernandez, J. Finneran, R. Gentry, W. Gerth, F. Gulland, J.  Hildebrand, D. Houser, T. Hullar, P. D. Jepson, D. Ketten, C. D. MacLeod, P. Miller, S. Moore, D. C.  Mountain, D. Palka, P. Ponganis, S. Rommel, T. Rowles, B. Taylor, P. Tyack, D. Wartzok, R.  Gisiner, J. Mead, and L. Benner. (2006). Understanding the impacts of anthropogenic sound on  beaked whales. Journal of Cetacean Research and Management, 7(3), 177–187.   Croll, D. A., C. W. Clark, J. Calambokidis, W. T. Ellison, and B. R. Tershy. (2001). Effect of anthropogenic  low‐frequency noise on the foraging ecology of Balaenoptera whales. Animal Conservation, 4,  13–27.   Crum, L., and Y. Mao. (1996). Acoustically enhanced bubble growth at low frequencies and its  implications for human diver and marine mammal safety. The Journal of the Acoustical Society  of America, 99(5), 2898–2907.   Crum, L., M. Bailey, J. Guan, P. Hilmo, S. Kargl, and T. Matula. (2005). Monitoring bubble growth in  supersaturated blood and tissue ex vivo and the relevance to marine mammal bioeffects.  Acoustics Research Letters Online, 6(3), 214–220.   Cruz‐Uribe, O., D. P. Cheney, and G. L. Rorrer. (2007). Comparison of TNT removal from seawater by  three marine macroalgae. Chemsphere, 67, 1469–1476.   Culik, B. M., S. Koschinski, N. Tregenza, and G. M. Ellis. (2001). Reactions of harbor porpoises Phocoena  phocoena and herring Clupea harengus to acoustic alarms. Marine Ecological Progress Series,  211, 255–260.   Culik, B. M. (2004). Review of Small Cetaceans Distribution, Behaviour, Migration and Threats. Bonn,  Germany: United National Environment Programme and the Secretariat of the Convention on  the Conservation of Migratory Species of Wild Animals.    371  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area    Chapter 16 – Bibliography  Cummings, W. C., and P. O. Thompson. (1971). Gray whales, Eschrichtius robustus, avoid the underwater  sounds of killer whales, Orcinus orca. Fishery Bulletin, 69(3), 525–530.   Cunningham, K. A., B. L. Southall, and C. Reichmuth. (2014). Auditory sensitivity of seals and sea lions in  complex listening scenarios. The Journal of the Acoustical Society of America, 136(6), 3410– 3421.   Cunningham, K. A., and C. Reichmuth. (2015). High‐frequency hearing in seals and sea lions. Hearing  Research, 331, 83–91.   Curé, C., R. Antunes, F. Samarra, A. C. Alves, F. Visser, P. H. Kvadsheim, and P. J. Miller. (2012). Pilot  whales attracted to killer whale sounds: Acoustically‐mediated interspecific interactions in  cetaceans. PLoS ONE, 7(12), e52201.   Curé, C., L. D. Sivle, F. Visser, P. J. Wensveen, S. Isojunno, C. M. Harris, P. H. Kvadsheim, F. P. A. Lam, and  P. J. O. Miller. (2015). Predator sound playbacks reveal strong avoidance responses in a fight  strategist baleen whale. Marine Ecology Progress Series, 526, 267–282.   Currie, J. J., S. H. Stack, and G. D. Kaufman. (2017). Modelling whale‐vessel encounters: The role of  speed in mitigating collisions with humpback whales (Megaptera novaeangliae). Journal of  Cetacean and Research Management, 17, 57–63.   Dahlheim, M. E., A. Schulman‐Janiger, N. Black, R. Ternullo, D. K. Ellifrit, and K. C. Balcomb, III. (2008).  Eastern temperate North Pacific offshore killer whales (Orcinus orca): Occurrence, movements,  and insights into feeding ecology. Marine Mammal Science, 24(3), 719–729.   Dahlheim, M. E., P. A. White, and J. M. Waite. (2009). Cetaceans of Southeast Alaska: Distribution and  seasonal occurrence. Journal of Biogeography, 36(3), 410–426.   Dahlheim, M. E., A. N. Zerbini, J. M. Waite, and A. S. Kennedy. (2015). Temporal changes in abundance of  harbor porpoise (Phocoena phocoena) inhabiting the inland waters of Southeast Alaska. Fishery  Bulletin, 113, 242–255.   Dähne, M., V. Peschko, A. Gilles, K. Lucke, S. Adler, K. Ronnenberg, and U. Siebert. (2014). Marine  mammals and windfarms: Effects of alpha ventus on harbour porpoises. In Ecological Research  at the Offshore Windfarm alpha ventus (pp. 133–149). New York, NY: Springer Publishing.  Dähne, M., J. Tougaard, J. Carstensen, A. Rose, and J. Nabe‐Nielsen. (2017). Bubble curtains attenuate  noise from offshore wind farm construction and reduce temporary habitat loss for harbour  porpoises. Marine Ecology Progress Series, 580, 221–237.   Dalebout, M. L., J. G. Mead, C. S. Baker, A. N. Baker, and A. L. van Helden. (2002). A new species of  beaked whale Mesoplodon perrini sp. n. (Cetacea: Ziphiidae) discovered through phylogenetic  analyses of mitochondrial DNA sequences. Marine Mammal Science, 18(3), 577–608.   Dalla‐Rosa, L., J. K. B. Ford, and A. W. Trites. (2012). Distribution and relative abundance of humpback  whales in relation to environmental variables in coastal British Columbia and adjacent waters.  Continental Shelf Research, 36, 89–104.   Danil, K., and J. A. St Leger. (2011). Seabird and dolphin mortality associated with underwater  detonation exercises. Marine Technology Society Journal, 45(6), 89–95.   Darling, J. D., J. Calambokidis, K. C. Balcomb, P. Bloedel, K. Flynn, A. Mochizuki, K. Mori, F. Sato, H.  Suganuma, and M. Yamaguchi. (1996). Movement of a humpback whale (Megaptera    372  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area    Chapter 16 – Bibliography  Novaeangliae) from Japan to British Columbia and return. Marine Mammal Science, 12(2), 281– 287.   Daugherty, A. (2016). Rare Fin whale spotted in Puget Sound. Retrieved from  http://www.king5.com/article/news/local/pets‐and‐animals/rare‐fin‐whale‐spotted‐in‐puget‐ sound/281‐277174294.  Davis, R. W., G. S. Fargion, N. May, T. D. Leming, M. Baumgartner, W. E. Evans, L. J. Hansen, and K.  Mullin. (1998). Physical habitat of cetaceans along the continental slope in the north‐central and  western Gulf of Mexico. Marine Mammal Science, 14(3), 490–507.   De Silva, R., K. Grellier, G. Lye, N. McLean, and P. Thompson. (2014). Use of population viability analysis  to assess the potential for long term impacts from piling noise on marine mammal populations ‐  a case study from the Scottish east coast. Paper presented at the Proceedings of the 2nd  International Conference on Environmental Interactions of Marine Renewable Energy  Technologies (EIMR2014). Stornoway. Isle of Lewis, Outer Hebrides, Scotland.  de Soto, N. A. (2016). Peer‐Reviewed Studies on the Effects of Anthropogenic Noise on Marine  Invertebrates: From Scallop Larvae to Giant Squid. In A. N. Popper  & A. Hawkins (Eds.), The  Effects of Noise on Aquatic Life II (pp. 10). New York, NY: Springer Science.  Deakos, M. H., and M. F. Richlen. (2015). Vessel‐Based Marine Mammal Survey on the Navy Range off  Kauai in Support of Passive Acoustic Monitoring and Satellite‐Tagging Efforts: 1–9 February  2014. Honolulu, HI: HDR Inc.  Debich, A. J., S. Baumann‐Pickering, A. Širović, J. A. Hildebrand, A. L. Alldredge, R. S. Gottlieb, S. Herbert,  S. C. Johnson, L. K. Roche, B. Thayre, J. S. Trickey, and S. M. Wiggins. (2014). Passive Acoustic  Monitoring for Marine Mammals in the Northwest Training Range Complex 2012–2013. La Jolla,  CA: Marine Physical Laboratory, Scripps Institution of Oceanography, University of California San  Diego.  Debich, A. J., S. Baumann‐Pickering, A. Širović, J. A. Hildebrand, A. L. Alldredge, R. S. Gottlieb, S. T.  Herbert, S. C. Johnson, A. C. Rice, L. K. Roche, B. J. Thayre, J. S. Trickey, L. M. Varga, and S. M.  Wiggins. (2015). Passive Acoustic Monitoring for Marine Mammals in the SOCAL Naval Training  Area Dec 2012–Jan 2014 (MPL Technical Memorandum #552). La Jolla, CA: Marine Physical  Laboratory, Scripps Institution of Oceanography.  Deecke, V. B., P. J. B. Slater, and J. K. B. Ford. (2002). Selective habituation shapes acoustic predator  recognition in harbour seals. Nature, 420(November 14), 171–173.   Defence Science and Technology Laboratory. (2007). Observations of Marine Mammal Behaviour in  Response of Active Sonar. Salisbury, United Kingdom: Ministry of Defence.  DeLong, R., and S. Jeffries (2017). [Personal communication on pinniped abundance and distribution in  the Pacific Northwest in support of the NWTT EIS/OEIS (R. DeLong {National Marine Fisheries  Service}, S. Jeffries {Washington Department of Fish and Wildlife}, A. Bella‐Holden {U.S. Navy  Command Pacific Fleet}, S. Sleeman {U.S. Navy NAVFAC Northwest}, C. Erkelens {Mantech}, and  M. Zickel {Mantech})].  DeLong, R. (2018). [Personal Communication with A. Ball‐Holden Regarding the Western Stock of Steller  Sea Lions in Washington State].  DeLong, R. L., S. J. Jeffries, S. R. Melin, A. J. Orr, and J. L. Laake. (2017). Satellite Tag Tracking and  Behavioral Monitoring of Male California Sea Lions in the Pacific Northwest to Assess Haul‐out    373  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area    Chapter 16 – Bibliography  Behavior on Puget Sound Navy Facilities and Foraging Behavior in Navy Testing and Training  Areas. Seattle, WA: National Marine Fisheries Service and the Washington Department of Fish  and Wildlife.  Demarchi, M. W., M. Holst, D. Robichaud, M. Waters, and A. O. MacGillivray. (2012). Responses of  Steller sea lions (Eumetopias jubatus) to in‐air blast noise from military explosions. Aquatic  Mammals, 38(3), 279.   Deng, Z. D., B. L. Southall, T. J. Carlson, J. Xu, J. J. Martinez, M. A. Weiland, and J. M. Ingraham. (2014).  200 kHz commercial sonar systems generate lower frequency side lobes audible to some marine  mammals. PLoS ONE, 9(4), e95315.   Dennison, S., M. J. Moore, A. Fahlman, K. Moore, S. Sharp, C. T. Harry, J. Hoppe, M. Niemeyer, B. Lentell,  and R. S. Wells. (2012). Bubbles in live‐stranded dolphins. Proceedings of the Royal Society B:  Biological Sciences, 279(1732), 1396–1404.   DeRuiter, S. L., I. L. Boyd, D. E. Claridge, C. W. Clark, C. Gagon, B. L. Southall, and P. L. Tyack. (2013a).  Delphinid whistle production and call matching during playback of simulated military sonar.  Marine Mammal Science, 29(2), E46–59.   DeRuiter, S. L., B. L. Southall, J. Calambokidis, W. M. Zimmer, D. Sadykova, E. A. Falcone, A. S.  Friedlaender, J. E. Joseph, D. Moretti, G. S. Schorr, L. Thomas, and P. L. Tyack. (2013b). First  direct measurements of behavioural responses by Cuvier's beaked whales to mid‐frequency  active sonar. Biology Letters, 9(4), 20130223.   DeRuiter, S. L., R. Langrock, T. Skirbutas, J. A. Goldbogen, J. Calambokidis, A. S. Friedlaender, and B. L.  Southall. (2017). A multivariate mixed hidden Markov model for blue whale behaviour and  responses to sound exposure. The Annals of Applied Statistics, 11(1), 362–392.   Di Lorio, L., and C. W. Clark. (2010). Exposure to seismic survey alters blue whale acoustic  communication. Biology Letters, 6, 51–54.   DiMarzio, N., S. Watwood, T. Fetherston, and D. Moretti. (2019). Marine Mammal Monitoring on Navy  Ranges (M3R) on the Southern California Anti‐Submarine Warfare Range (SOAR) and the Pacific  Missile Range Facility (PMRF) (Prepared for: U.S. Navy, U.S. Pacific Fleet, Pearl Harbor, HI).  Newport, RI: Naval Undersea Warfare Center.  Dohl, T. P., R. C. Guess, M. L. Duman, and R. C. Helm. (1983). Cetaceans of Central and Northern  California, 1980‐1983: Status, Abundance, and Distribution (OCS Study MMS 84–005). Los  Angeles, CA: U.S. Department of the Interior, Minerals Management Service, Pacific Outer  Continental Shelf Region.  Doksaeter, L., O. R. Godo, N. O. Handegard, P. H. Kvadsheim, F. P. A. Lam, C. Donovan, and P. J. O. Miller.  (2009). Behavioral responses of herring (Clupea harengus) to 1–2 and 6–7 kHz sonar signals and  killer whale feeding sounds. The Journal of the Acoustical Society of America, 125(1), 554–564.   Doksaeter, L., N. O. Handegard, O. R. Godo, P. H. Kvadsheim, and N. Nordlund. (2012). Behavior of  captive herring exposed to naval sonar transmissions (1.0–1.6 kHz) throughout a yearly cycle.  The Journal of the Acoustical Society of America, 131(2), 1632–1642.   Dorsey, E. M. (1983). Exclusive adjoining ranges in individually identified minke whales (Balaenoptera  acutorostrata) in Washington state. Canadian Journal of Zoology, 61, 174–181.     374  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area    Chapter 16 – Bibliography  Dorsey, E. M., S. J. Stern, A. R. Hoelzel, and J. Jacobsen. (1990). Minke Whales (Balaenoptera  acutorostrata) from the West Coast of North America: Individual Recognition and Small‐Scale  Site Fidelity. Reports of the International Whaling Commission, 12, 357–368.   Douglas, A. B., J. Calambokidis, S. Raverty, S. J. Jeffries, D. M. Lambourn, and S. A. Norman. (2008).  Incidence of ship strikes of large whales in Washington State. Journal of the Marine Biological  Association of the United Kingdom, 88(6), 1121–1132.   Douglas, A. B., J. Calambokidis, L. M. Munger, M. S. Soldevilla, M. C. Ferguson, A. M. Havron, D. L.  Camacho, G. S. Campbell, and J. A. Hildebrand. (2014). Seasonal distribution and abundance of  cetaceans off Southern California estimated from CalCOFI cruise data from 2004 to 2008. Fishery  Bulletin, 112(2–3), 198–220.   Dunlop, R. A., D. H. Cato, and M. J. Noad. (2010). Your attention please: Increasing ambient noise levels  elicits a change in communication behaviour in humpback whales (Megoptera novaeangliae).  Proceedings of the Royal Society B: Biological Sciences, 277, 2521–2529.   Dunlop, R. A., M. J. Noad, D. H. Cato, E. Kniest, P. J. Miller, J. N. Smith, and M. D. Stokes. (2013).  Multivariate analysis of behavioural response experiments in humpback whales (Megaptera  novaeangliae). The Journal of Experimental Biology, 216(5), 759–770.   Dunlop, R. A., D. H. Cato, and M. J. Noad. (2014). Evidence of a Lombard response in migrating  humpback whales (Megaptera novaeangliae). The Journal of the Acoustical Society of America,  136(1), 430–437.   Dunlop, R. A., M. J. Noad, R. D. McCauley, E. Kniest, D. Paton, and D. H. Cato. (2015). The behavioural  response of humpback whales (Megaptera novaeangliae) to a 20 cubic inch air gun. Aquatic  Mammals, 41(4), 412.   Dunlop, R. A., M. J. Noad, R. D. McCauley, E. Kniest, R. Slade, D. Paton, and D. H. Cato. (2016). Response  of humpback whales (Megaptera novaeangliae) to ramp‐up of a small experimental air gun  array. Marine Pollution Bulletin, 103(1–2), 72–83.   Dunlop, R. A., M. J. Noad, R. D. McCauley, L. Scott‐Hayward, E. Kniest, R. Slade, D. Paton, and D. H. Cato.  (2017). Determining the behavioural dose‐response relationship of marine mammals to air gun  noise and source proximity. The Journal of Experimental Biology, 220(16), 2878–2886.   Durban, J. W., D. W. Weller, and W. L. Perryman. (2017). Gray whale abundance estimates from shore‐ based counts off California in 2014/15 and 2015/16. Cambridge, United Kingdom: International  Whaling Commission.  Edds‐Walton, P. L. (1997). Acoustic communication signals of mysticete whales. Bioacoustics, 8, 47–60.   Edds‐Walton, P. L., and J. J. Finneran. (2006). Evaluation of Evidence for Altered Behavior and Auditory  Deficits in Fishes Due to Human‐Generated Noise Sources. (Technical Report 1939). San Diego,  CA: SPAWAR Systems Center.  Edgell, T. C., and M. W. Demarchi. (2012). California and Steller sea lion use of major winter haulout in  the Salish Sea over 45 years. Marine Ecological Progress Series, 467, 253–262.   Edwards, M. H., S. M. Shjegstad, R. Wilkens, J. C. King, G. Carton, D. Bala, B. Bingham, M. C. Bissonnette,  C. Briggs, N. S. Bruso, R. Camilli, M. Cremer, R. B. Davis, E. H. DeCarlo, C. DuVal, D. J. Fornari, I.  Kaneakua‐Pia, C. D. Kelley, S. Koide, C. L. Mah, T. Kerby, G. J. Kurras, M. R. Rognstad, L. Sheild, J.    375  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area    Chapter 16 – Bibliography  Silva, B. Wellington, and M. V. Woerkom. (2016). The Hawaii undersea military munitions  assessment. Deep Sea Research Part II: Topical Studies in Oceanography, 128, 4–13.   Elliser, C. R., K. H. MacIver, and M. Green. (2017). Group characteristics, site fidelity, and photo‐ identification of harbor porpoises, Phocoena phocoena, Burrows Pass, Fidalgo Island,  Washington. Marine Mammal Science, 34(2), 365–384.   Ellison, W. T., B. L. Southall, C. W. Clark, and A. S. Frankel. (2011). A new context‐based approach to  assess marine mammal behavioral responses to anthropogenic sounds. Conservation Biology,  26(1), 21–28.   Elorriaga‐Verplancken, F. R., G. E. Sierra‐Rodriguez, H. Rosales‐Nanduca, K. Acevedo‐Whitehouse, and J.  Sandoval‐Sierra. (2016). Impact of the 2015 El Niño‐Southern Oscillation on the abundance and  foraging habits of Guadalupe fur seals and California sea lions from the San Benito Archipelago,  Mexico. PLoS ONE, 11(5), e0155034.   Environmental Sciences Group. (2005). Canadian Forces Maritime Experimental and Test Ranges:  Environmental Assessment Update 2005. Kingston, Canada: Environmental Sciences Group,  Royal Military College.  Erbe, C. (2002). Underwater noise of whale‐watching boats and potential effects on killer whales  (Orcinus orca), based on an acoustic impact model. Marine Mammal Science, 18(2), 394–418.   Erbe, C., C. Reichmuth, K. Cunningham, K. Lucke, and R. Dooling. (2016). Communication masking in  marine mammals: A review and research strategy. Marine Pollution Bulletin, 103(1–2), 15–38.   Eschmeyer, W. N., and J. D. Fong. (2017). Catalog of Fishes. San Francisco, CA: California Academy of  Sciences. Retrieved from  http://researcharchive.calacademy.org/research/ichthyology/catalog/SpeciesByFamily.asp.  Esperon‐Rodriguez, M., and J. P. Gallo‐Reynoso. (2012). Analysis of the re‐colonization of San Benito  Archipelago by Guadalupe fur seals (Arctocephalus townsendi). Latin American Journal of  Aquatic Research, 40(1), 213–223.   Etnier, M. A. (2002). Occurrence of Guadalupe fur seals (Arctocephalus townsendi) on the Washington  coast over the past 500 years. Marine Mammal Science, 18(2), 551–557.   Evans, P. G. H., and L. A. Miller. (2003). Proceedings of the workshop on active sonar and cetaceans  (European Cetacean Society newsletter, No. 42—Special Issue). Las Palmas, Gran Canaria:  European Cetacean Society.  Evenson, J. R., D. Anderson, B. L. Murphie, T. A. Cyra, and J. Calambokidis. (2016). Disappearance and  Return of Harbor Porpoise to Puget Sound: 20 Year Pattern Revealed from Winter Aerial Surveys  (Technical Report). Olympia, WA: Washington Department of Fish and Wildlife, Wildlife Program  and Cascadia Research Collective.  Everitt, R. D., C. H. Fiscus, and R. L. DeLong. (1980). Northern Puget Sound Marine Mammals.  Washington, DC: Office of Environmental Engineering and Technology.  Fahlman, A., A. Olszowka, B. Bostrom, and D. R. Jones. (2006). Deep diving mammals: Dive behavior and  circulatory adjustments contribute to bends avoidance. Respiratory Physiology and  Neurobiology, 153, 66–77.     376  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area    Chapter 16 – Bibliography  Fahlman, A., S. K. Hooker, A. Olszowka, B. L. Bostrom, and D. R. Jones. (2009). Estimating the effect of  lung collapse and pulmonary shunt on gas exchange during breath‐hold diving: The Scholander  and Kooyman legacy. Respiratory Physiology & Neurobiology, 165(1), 28–39.   Fahlman, A., S. H. Loring, S. P. Johnson, M. Haulena, A. W. Trites, V. A. Fravel, and W. G. Van Bonn.  (2014a). Inflation and deflation pressure‐volume loops in anesthetized pinnipeds confirms  compliant chest and lungs. Frontiers in Physiology, 5(433), 1–7.   Fahlman, A., P. L. Tyack, P. J. O. Miller, and P. H. Kvadsheim. (2014b). How man‐made interference might  cause gas bubble emboli in deep diving whales. Frontiers in Physiology, 5(13), 1–6.   Fair, P. A., A. M. Schaefer, T. A. Romano, G. D. Bossart, S. V. Lamb, and J. S. Reif. (2014). Stress response  of wild bottlenose dolphins (Tursiops truncatus) during capture‐release health assessment  studies. General and Comparative Endocrinology, 206, 203–212.   Falcone, E. A., G. S. Schorr, A. B. Douglas, J. Calambokidis, E. Henderson, M. F. McKenna, J. Hildebrand,  and D. Moretti. (2009). Sighting characteristics and photo‐identification of Cuvier's beaked  whales (Ziphius cavirostris) near San Clemente Island, California: A key area for beaked whales  and the military? Marine Biology, 156, 2631–2640.   Falcone, E. A., B. Diehl, A. Douglas, and J. Calambokidis. (2011). Photo‐Identification of Fin Whales  (Balaeanoptera physalus) along the US West Coast, Baja California, and Canada. Olympia, WA:  Cascadia Research Collective.  Falcone, E. A., and G. S. Schorr. (2011). Distribution and Demographics of Marine Mammals in SOCAL  Through Photo‐Identification, Genetics, and Satellite Telemetry: A Summary of Surveys  Conducted 15 July 2010 – 24 June 2011. Monterey, CA: Naval Postgraduate School.  Falcone, E. A., and G. S. Schorr. (2012). Distribution and Demographics of Marine Mammals in SOCAL  Through Photo‐Identification, Genetics, and Satellite Telemetry: A Summary of Surveys  Conducted 1 July 2011 – 15 June 2012. Monterey, CA: Naval Postgraduate School.  Falcone, E. A., and G. S. Schorr. (2013). Distribution and Demographics of Marine Mammals in SOCAL  Through Photo‐Identification, Genetics, and Satellite Telemetry: A Summary of Surveys  Conducted 1 July 2012 – 30 June 2013. Monterey, CA: Naval Postgraduate School.  Falcone, E. A., and G. S. Schorr. (2014). Distribution and Demographics of Marine Mammals in SOCAL  through Photo‐Identification, Genetics, and Satellite Telemetry (Prepared for Chief of Naval  Operations Energy and Environmental Readiness Division: NPS‐OC‐14‐005CR). Monterey, CA:  Naval Postgraduate School.  Falcone, E. A., G. S. Schorr, S. L. Watwood, S. L. DeRuiter, A. N. Zerbini, R. D. Andrews, R. P. Morrissey,  and D. J. Moretti. (2017). Diving behaviour of Cuvier's beaked whales exposed to two types of  military sonar. Royal Society Open Science, 4(170629), 1–21.   Falke, K. J., R. D. Hill, J. Qvist, R. C. Schneider, M. Guppy, G. C. Liggins, P. W. Hochachka, R. E. Elliott, and  W. M. Zapol. (1985). Seal lungs collapse during free diving: Evidence from arterial nitrogen  tensions. Science, 229, 556–558.   Farak, A. M., M. W. Richie, J. A. Rivers, and R. K. Uyeyama. (2011). Cruise Report, Marine Species  Monitoring and Lookout Effectiveness Study Koa Kai, November 2010, Hawaii Range Complex.  Washington, DC: Commander, U.S. Pacific Fleet.    377  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area    Chapter 16 – Bibliography  Farmer, N. A., D. P. Noren, E. M. Fougères, A. Machernis, and K. Baker. (2018). Resilience of the  endangered sperm whale Physeter macrocephalus to foraging disturbance in the Gulf of Mexico,  USA: A bioenergetic approach. Marine Ecology Progress Series, 589, 241–261.   Fay, R. R. (1988). Hearing in Vertebrates: A Psychophysics Databook. Winnetka, IL: Hill‐Fay Associates.  Fay, R. R., and A. N. Popper. (1994). Comparative Hearing: Mammals. New York, NY: Springer‐Verlag.  Ferguson, M. C. (2005). Cetacean Population Density in the Eastern Pacific Ocean: Analyzing Patterns  With Predictive Spatial Models. (Unpublished Doctoral Dissertation). University of California, San  Diego, La Jolla, CA. Retrieved from http://daytonlab.ucsd.edu.  Ferguson, M. C., J. Barlow, P. Feidler, S. B. Reilly, and T. Gerrodette. (2006). Spatial models of delphinid  (family Delphinidae) encounter rate and group size in the eastern tropical Pacific Ocean.  Ecological Modelling, 193, 645–662.   Ferguson, M. C., C. Curtice, and J. Harrison. (2015a). Biologically important areas for cetaceans within  U.S. waters – Gulf of Alaska region. Aquatic Mammals (Special Issue), 41(1), 65–78.   Ferguson, M. C., C. Curtice, J. Harrison, and S. M. Van Parijs. (2015b). Biologically important areas for  cetaceans within U.S. waters – Overview and rationale. Aquatic Mammals (Special Issue), 41(1),  2–16.   Fernandez, A., J. Edwards, F. Rodriguez, A. Espinosa De Los Monteros, P. Herraez, P. Castro, J. Jaber, V.  Martin, and M. Arbelo. (2005). "Gas and fat embolic syndrome" involving a mass stranding of  beaked whales (Family Ziphiidae) exposed to anthropogenic sonar signals. Veterinary Pathology,  42(4), 446–457.   Fernandez, A. (2006). Beaked Whale (Ziphius cavirostris) Mass Stranding on Almeria's Coasts in Southern  Spain. Las Palmas, Canary Islands: University of Las Palmas de Gran Canaria.  Fernandez, A., E. Sierra, J. Diaz‐Delgado, S. Sacchini, Y. Sanchez‐Paz, C. Suarez‐Santana, M. Arregui, M.  Arbelo, and Y. Bernaldo de Quiros. (2017). Deadly acute decompression sickness in Risso's  dolphins. Scientific Reports, 7(1), 13621.   Ferrara, G. A., T. M. Mongillo, and L. M. Barre. (2017). Reducing Disturbance from Vessels to Southern  Resident Killer Whales: Assessing the Effectiveness of the 2011 Federal Regulations in Advancing  Recovery Goals. (NOAA Technical Memorandum NMFS‐OPR‐58). Seattle, WA: U.S. Department  of Commerce, National Oceanic and Atmospheric Administration, and National Marine Fisheries  Service.  Fewtrell, J. L., and R. D. McCauley. (2012). Impact of air gun noise on the behaviour of marine fish and  squid. Marine Pollution Bulletin, 64(5), 984–993.   Filadelfo, R., J. Mintz, E. Michlovich, A. D’Amico, and D. R. Ketten. (2009a). Correlating military sonar use  with beaked whale mass strandings: What do the historical data show? Aquatic Mammals,  35(4), 435–444.   Filadelfo, R., Y. K. Pinelis, S. Davis, R. Chase, J. Mintz, J. Wolfanger, P. L. Tyack, D. R. Ketten, and A.  D'Amico. (2009b). Correlating whale strandings with Navy exercises off Southern California.  Aquatic Mammals, 35(4), 445–451.   Finneran, J. J., C. E. Schlundt, D. A. Carder, J. A. Clark, J. A. Young, J. B. Gaspin, and S. H. Ridgway. (2000).  Auditory and behavioral responses of bottlenose dolphins (Tursiops truncatus) and a beluga    378  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area    Chapter 16 – Bibliography  whale (Delphinapterus leucas) to impulsive sounds resembling distant signatures of underwater  explosions. The Journal of the Acoustical Society of America, 108(1), 417–431.   Finneran, J. J., D. A. Carder, and S. H. Ridgway. (2001). Temporary threshold shift (TTS) in bottlenose  dolphins (Tursiops truncatus) exposed to tonal signals. The Journal of the Acoustical Society of  America, 110(5), 2749(A).   Finneran, J. J., C. E. Schlundt, R. Dear, D. A. Carder, and S. H. Ridgway. (2002). Temporary shift in masked  hearing thresholds in odontocetes after exposure to single underwater impulses from a seismic  watergun. The Journal of the Acoustical Society of America, 111(6), 2929–2940.   Finneran, J. J., D. A. Carder, R. Dear, T. Belting, and S. H. Ridgway. (2003a). Pure‐tone audiograms and  hearing loss in the white whale (Delphinapterus leucas). The Journal of the Acoustical Society of  America, 114, 2434(A).   Finneran, J. J., R. Dear, D. A. Carder, and S. H. Ridgway. (2003b). Auditory and behavioral responses of  California sea lions (Zalophus californianus) to single underwater impulses from an arc‐gap  transducer. The Journal of the Acoustical Society of America, 114(3), 1667–1677.   Finneran, J. J., and C. E. Schlundt. (2004). Effects of Intense Pure Tones on the Behavior of Trained  Odontocetes. San Diego, CA: Space and Naval Warfare Systems Center Pacific.  Finneran, J. J., D. A. Carder, R. Dear, T. Belting, J. McBain, L. Dalton, and S. H. Ridgway. (2005a). Pure  tone audiograms and possible aminoglycoside‐induced hearing loss in belugas (Delphinapterus  leucas). The Journal of the Acoustical Society of America, 117, 3936–3943.   Finneran, J. J., D. A. Carder, C. E. Schlundt, and S. H. Ridgway. (2005b). Temporary threshold shift (TTS) in  bottlenose dolphins (Tursiops truncatus) exposed to mid‐frequency tones. The Journal of the  Acoustical Society of America, 118(4), 2696–2705.   Finneran, J. J., and D. S. Houser. (2006). Comparison of in‐air evoked potential and underwater  behavioral hearing thresholds in four bottlenose dolphins (Turiops truncatus). The Journal of the  Acoustical Society of America, 119(5), 3181–3192.   Finneran, J. J., C. E. Schlundt, B. Branstetter, and R. L. Dear. (2007). Assessing temporary threshold shift  in a bottlenose dolphin (Tursiops truncatus) using multiple simultaneous auditory evoked  potentials. The Journal of the Acoustical Society of America, 122(2), 1249–1264.   Finneran, J. J., D. S. Houser, B. Mase‐Guthrie, R. Y. Ewing, and R. G. Lingenfelser. (2009). Auditory evoked  potentials in a stranded Gervais’ beaked whale (Mesoplodon europaeus). The Journal of the  Acoustical Society of America, 126(1), 484–490.   Finneran, J. J., D. A. Carder, C. E. Schlundt, and R. L. Dear. (2010a). Temporary threshold shift in a  bottlenose dolphin (Tursiops truncatus) exposed to intermittent tones. The Journal of the  Acoustical Society of America, 127(5), 3267–3272.   Finneran, J. J., D. A. Carder, C. E. Schlundt, and R. L. Dear. (2010b). Growth and recovery of temporary  threshold shift at 3 kHz in bottlenose dolphins: Experimental data and mathematical models.  The Journal of the Acoustical Society of America, 127(5), 3256–3266.   Finneran, J. J., and B. K. Branstetter. (2013). Effects of Noise on Sound Perception in Marine Mammals  Animal Communication and Noise (Vol. 2, pp. 273–308). Berlin, Germany: Springer Berlin  Heidelberg.    379  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area    Chapter 16 – Bibliography  Finneran, J. J., and C. E. Schlundt. (2013). Effects of fatiguing tone frequency on temporary threshold  shift in bottlenose dolphins (Tursiops truncatus). The Journal of the Acoustical Society of  America, 133(3), 1819–1826.   Finneran, J. J. (2015). Noise‐induced hearing loss in marine mammals: A review of temporary threshold  shift studies from 1996 to 2015. The Journal of the Acoustical Society of America, 138(3), 1702– 1726.   Finneran, J. J., C. E. Schlundt, B. K. Branstetter, J. S. Trickey, V. Bowman, and K. Jenkins. (2015). Effects of  multiple impulses from a seismic air gun on bottlenose dolphin hearing and behavior. The  Journal of the Acoustical Society of America, 137(4), 1634–1646.   Finneran, J. J., J. Mulsow, D. S. Houser, and R. F. Burkard. (2016). Place specificity of the click‐evoked  auditory brainstem response in the bottlenose dolphin (Tursiops truncatus). The Journal of the  Acoustical Society of America, 140(4), 2593–2602.   Finneran, J. J. (2018). Conditioned attenuation of auditory brainstem responses in dolphins warned of an  intense noise exposure: Temporal and spectral patterns. The Journal of the Acoustical Society of  America, 143(2), 795.   Fish, J. F., and J. S. Vania. (1971). Killer whale, Orcinus orca, sounds repel white whales, Delphinapterus  leucas. Fishery Bulletin, 69(3), 531–535.   Fisheries and Oceans Canada. (2015). Recovery Strategy for the Offshore Killer Whale (Orcinus orca) in  Canada [Draft]. Ottawa, Canada: Fisheries and Oceans Canada.  Fitch, R., J. Harrison, and J. Lewandowski. (2011). Marine Mammal and Sound Workshop July 13th and  14th, 2010: Report to the National Ocean Council Ocean Science and Technology Interagency  Policy Committee. Washington, DC: Bureau of Ocean Energy Management, Department of the  Navy, National Oceanic and Atmospheric Administration.  Fleishman, E., D. P. Costa, J. Harwood, S. Kraus, D. Moretti, L. F. New, R. S. Schick, L. K. Schwarz, S. E.  Simmons, L. Thomas, and R. S. Wells. (2016). Monitoring population‐level responses of marine  mammals to human activities. Marine Mammal Science, 32(3), 1004–1021.   Foote, A. D., R. W. Osborne, and A. R. Hoelzel. (2004). Whale‐call response to masking boat noise.  Nature, 428, 910.  Ford, J. K. B., and G. M. Ellis. (1999). Transients: Mammal‐Hunting Killer Whales of British Columbia,  Washington, and Southeastern Alaska. Vancouver, Canada and Seattle, WA: UBC Press and  University of Washington Press.  Ford, J. K. B., R. M. Abernethy, A. V. Phillips, J. Calambokidis, G. M. Ellis, and L. M. Nichol. (2010).  Distribution and Relative Abundance of Cetaceans in Western Canadian Waters From Ship  Surveys, 2002‐2008. Nanaimo, Canada: Fisheries and Oceans Canada, Pacific Biological Station.  Ford, J. K. B., E. H. Stredulinsky, J. R. Towers, and G. M. Ellis. (2013). Information in Support of the  Identification of Critical Habitat for Transient Killer Whales (Orcinus orca) off the West Coast of  Canada DFO (Science Advisory Report 2013/025). Nanaimo, Canada: Canadian Science Advisory  Secretariat.  Ford, J. K. B., E. H. Stredulinsky, G. M. Ellis, J. W. Durban, and J. F. Pilkington. (2014). Offshore Killer  Whales in Canadian Pacific Waters: Distribution, Seasonality, Foraging Ecology, Population    380  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area    Chapter 16 – Bibliography  Status and Potential for Recovery. (Document 2014/088). Ottawa, Canada: Department of  Fisheries and Oceans Canada, Canadian Science Advisory, Secretariat.  Forney, K. A., and J. Barlow. (1998). Seasonal patterns in the abundance and distribution of California  cetaceans, 1991–1992. Marine Mammal Science, 14(3), 460–489.   Forney, K. A., and P. R. Wade. (2006). Worldwide Distribution and Abundance of Killer Whales. In J. A.  Estes, R. L. Brownell, Jr., D. P. DeMaster, D. F. Doak, & T. M. Williams (Eds.), Whales, Whaling  and Ocean Ecosystems (pp. 145–162). Berkeley, CA: University of California Press.  Forney, K. A. (2007). Preliminary Estimates of Cetacean Abundance Along the U.S. West Coast and  Within Four National Marine Sanctuaries During 2005 (National Oceanic and Atmospheric  Administration Technical Memorandum NMFS‐SWFSC‐406). La Jolla, CA: Southwest Fisheries  Science Center.  Forney, K. A., M. C. Ferguson, E. A. Becker, P. C. Fiedler, J. V. Redfern, J. Barlow, I. L. Vilchis, and L. T.  Ballance. (2012). Habitat‐based spatial models of cetacean density in the eastern Pacific Ocean.  Endangered Species Research, 16(2), 113–133.   Forney, K. A., E. A. Becker, D. G. Foley, J. Barlow, and E. M. Oleson. (2015). Habitat‐based models of  cetacean density and distribution in the central North Pacific. Endangered Species Research, 27,  1–20.   Forney, K. A., B. L. Southall, E. Slooten, S. Dawson, A. J. Read, R. W. Baird, and R. L. Brownell, Jr. (2017).  Nowhere to go: Noise impact assessments for marine mammal populations with high site  fidelity. Endangered Species Research, 32, 391–413.   Frankel, A. S., and C. W. Clark. (2000). Behavioral responses of humpback whales (Megaptera  novaeangliae) to full‐scale ATOC signals. The Journal of the Acoustical Society of America,  108(4), 1930–1937.   Frasier, T. R., S. M. Koroscil, B. N. White, and J. D. Darling. (2011). Assessment of population  substructure in relation to summer feeding ground use in the eastern North Pacific gray whale.  Endangered Species Research, 14(1), 39–48.   Friedlaender, A. S., E. L. Hazen, J. A. Goldbogen, A. K. Stimpert, J. Calambokidis, and B. L. Southall.  (2016). Prey‐mediated behavioral responses of feeding blue whales in controlled sound  exposure experiments. Ecological Applications, 26(4), 1075–1085.   Fristrup, K. M., L. T. Hatch, and C. W. Clark. (2003). Variation in humpback whale (Megaptera  novaeangliae) song length in relation to low‐frequency sound broadcasts. The Journal of the  Acoustical Society of America, 113(6), 3411–3424.   Fritz, L., K. Sweeney, R. Towell, and T. Gelatt. (2016). Aerial and Ship‐Based Surveys of Stellar Sea Lions  (Eumetopias jubatus) Conducted in Alaska in June–July 2013 through 2015, and an Update on  the Status and Trend of the Western Distinct Population Segment in Alaska (National Oceanic  and Atmospheric Administration Technical Memorandum NMFS‐AFSC‐321). Seattle, WA: Alaska  Fisheries Science Center.  Fromm, D. M. (2009). Reconstruction of Acoustic Exposure on Orcas in Haro Strait (Acoustics).  Washington, DC: U.S. Naval Research Laboratory.    381  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area    Chapter 16 – Bibliography  Fulling, G. L., P. H. Thorson, and J. Rivers. (2011). Distribution and Abundance Estimates for Cetaceans in  the Waters off Guam and the Commonwealth of the Northern Mariana Islands. Pacific Science,  65(3), 321–343.   Fulling, G. L., T. A. Jefferson, D. Fertl, J. C. S. Vega, C. S. Oedekoven, and S. A. Kuczaj, II. (2017). Sperm  Whale (Physeter macrocephalus) Collision with a Research Vessel: Accidental Collision or  Deliberate Ramming? Aquatic Mammals, 43(4), 421–429.   Gailey, G., B. Wursig, and T. L. McDonald. (2007). Abundance, behavior, and movement patterns of  western gray whales in relation to a 3‐D seismic survey, Northeast Sakhalin Island, Russia.  Environmental Monitoring and Assessment, 134, 75–91.   Gailey, G., O. Sychenko, T. McDonald, R. Racca, A. Rutenko, and K. Bröker. (2016). Behavioural responses  of western gray whales to a 4‐D seismic survey off northeastern Sakhalin Island, Russia.  Endangered Species Research, 30, 53–71.   Gallo‐Reynoso, J. P., and M. Esperón‐Rodríguez. (2013). Diet composition of the Guadalupe fur seal  (Arctocephalus townsendi). Where and what do they eat? Marine and Freshwater Behaviour and  Physiology, 46(6), 455–467.   Gannier, A., and E. Praca. (2007). SST fronts and the summer sperm whale distribution in the north‐west  Mediterranean Sea. Journal of the Marine Biological Association of the United Kingdom, 87(01),  187.   Garcia‐Aguilar, M. C., C. Turrent, F. R. Elorriaga‐Verplancken, A. Arias‐Del‐Razo, and Y. Schramm. (2018).  Climate change and the northern elephant seal (Mirounga angustirostris) population in Baja  California, Mexico. PLoS ONE, 13(2), e0193211.   Garcia, M. A., L. Barre, and M. Simpkins. (2016). The Ecological Role of Marine Mammal‐Eating Killer  Whales in the North Pacific Ocean Surrounding Alaska. Bethesda, MD: Marine Mammal  Commission.  Garcia Parraga, D., M. Moore, and A. Fahlman. (2018). Pulmonary ventilation‐perfusion mismatch: A  novel hypothesis for how diving vertebrates may avoid the bends. Proceedings of the Royal  Society B: Biological Sciences, 285(1877).   Gaspin, J. B. (1975). Experimental Investigations of the Effects of Underwater Explosions on Swimbladder  Fish, I: 1973 Chesapeake Bay Tests. Silver Spring, MD: Naval Surface Weapons Center, White Oak  Laboratory.  Gaspin, J. B., G. B. Peters, and M. L. Wisely. (1976). Experimental Investigations of the Effects of  Underwater Explosions on Swimbladder Fish. Silver Spring, MD: Naval Ordnance Lab.  Gaydos, J. K., L. Ignacio Vilchis, M. M. Lance, S. J. Jeffries, A. Thomas, V. Greenwood, P. Harner, and M. H.  Ziccardi. (2013). Post‐release movement of rehabilitated harbor seal (Phoca vitulina richardii)  pups compared with cohort‐matched wild seal pups. Marine Mammal Science, 29(3), E282– E294.   Gearin, P. J., S. R. Melin, R. L. DeLong, M. E. Gosho, and S. J. Jeffries. (2017). Migration Patterns of Adult  Male California Sea Lions (Zalophus californianus) (National Oceanic and Atmospheric  Administration Technical Memorandum NMFS‐AFSC‐346). Silver Spring, MD: National Marine  Fisheries Service, Alaska Fisheries Science Center.    382  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area    Chapter 16 – Bibliography  Gende, S. M., A. N. Hendrix, K. R. Harris, B. Eichenlaub, J. Nielsen, and S. Pyare. (2011). A Bayesian  approach for understanding the role of ship speed in whale‐ship encounters. Ecological  Applications, 21(6), 2232–2240.   Geraci, J., J. Harwood, and V. Lounsbury. (1999). Marine Mammal Die‐Offs: Causes, Investigations, and  Issues. In J. Twiss & R. Reeves (Eds.), Conservation and Management of Marine Mammals (pp.  367–395). Washington, DC: Smithsonian Institution Press.  Geraci, J., and V. Lounsbury. (2005). Marine Mammals Ashore: A Field Guide for Strandings (Second ed.).  Baltimore, MD: National Aquarium in Baltimore.  Ghoul, A., and C. Reichmuth. (2014). Hearing in the sea otter (Enhydra lutris): Auditory profiles for an  amphibious marine carnivore. Journal of Comparative Physiology A: Neuroethology, Sensory  Neural, and Behavioral Physiology, 200(11), 967–981.   Gjertz, I., and A. Børset. (1992). Pupping in the most northerly harbor seal (Phoca vitulina). Marine  Mammal Science, 8(2), 103–109.   Goertner, J. F. (1982). Prediction of Underwater Explosion Safe Ranges for Sea Mammals. Dahlgren, VA:  Naval Surface Weapons Center.  Goertner, J. F., M. L. Wiley, G. A. Young, and W. W. McDonald. (1994). Effects of Underwater Explosions  on Fish Without Swimbladders. Silver Spring, MD: Naval Surface Warfare Center.  Goldbogen, J. A., B. L. Southall, S. L. DeRuiter, J. Calambokidis, A. S. Friedlaender, E. L. Hazen, E. A.  Falcone, G. S. Schorr, A. Douglas, D. J. Moretti, C. Kyburg, M. F. McKenna, and P. L. Tyack. (2013).  Blue whales respond to simulated mid‐frequency military sonar. Proceedings of the Royal  Society B: Biological Sciences, 280(1765), 20130657.   Gomez, C., J. W. Lawson, A. J. Wright, A. Buren, D. Tollit, and V. Lesage. (2016). A systematic review on  the behavioural responses of wild marine mammals to noise: The disparity between science and  policy. Canadian Journal of Zoology, 94(12), 801–819.   Gong, Z., A. D. Jain, D. Tran, D. H. Yi, F. Wu, A. Zorn, P. Ratilal, and N. C. Makris. (2014). Ecosystem scale  acoustic sensing reveals humpback whale behavior synchronous with herring spawning  processes and re‐evaluation finds no effect of sonar on humpback song occurrence in the Gulf of  Maine in fall 2006. PLoS ONE, 9(10), e104733.   Gordon, J., D. Gillespie, J. Potter, A. Frantzis, M. P. Simmonds, R. Swift, and D. Thompson. (2003). A  review of the effects of seismic surveys on marine mammals. Marine Technology Society Journal,  37(4), 16–34.   Gosho, M., P. Gearin, R. Jenkinson, J. Laake, L. Mazzuca, D. Kubiak, J. Calambokidis, W. Megill, B.  Gisborne, D. Goley, C. Tombach, J. Darling, and V. Deecke. (2011). Movements and diet of gray  whales (Eschrichtius robustus) off Kodiak Island, Alaska, 2002–2005. Paper presented at the  International Whaling Commission AWMP workshop 28 March–1 April 2011. Washington, DC.  Götz, T., and V. M. Janik. (2011). Repeated elicitation of the acoustic startle reflex leads to sensation in  subsequent avoidance behaviour and induces fear conditioning. BMC Neuroscience, 12(30), 13.   Graham, I. M., E. Pirotta, N. D. Merchant, A. Farcas, T. R. Barton, B. Cheney, G. D. Hastie, and P. M.  Thompson. (2017). Responses of bottlenose dolphins and harbor porpoises to impact and  vibration piling noise during harbor construction. Ecosphere, 8(5), 1–16.     383  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area    Chapter 16 – Bibliography  Greaves, F. C., R. H. Draeger, O. A. Brines, J. S. Shaver, and E. L. Corey. (1943). An experimental study of  concussion. United States Naval Medical Bulletin, 41(1), 339–352.   Green, D. M. (1994). Sound's effects on marine mammals need investigation. Eos, 75(27), 305–306.   Green, D. M., H. DeFerrari, D. McFadden, J. Pearse, A. Popper, W. J. Richardson, S. H. Ridgway, and P.  Tyack. (1994). Low‐Frequency Sound and Marine Mammals: Current Knowledge and Research  Needs. Washington, DC: Ocean Studies Board, Commission on Geosciences, Environment, and  Resources, National Research Council.  Green, G. A., J. J. Brueggeman, R. A. Grotefendt, C. E. Bowlby, M. L. Bonnell, and K. C. Balcomb, III.  (1992). Cetacean Distribution and Abundance off Oregon and Washington, 1989–1990. Los  Angeles, CA: U.S. Department of the Interior, Minerals Management Service.  Gregr, E. J., L. Nichol, J. K. B. Ford, G. Ellis, and A. W. Trites. (2000). Migration and population structure of  northeastern Pacific whales off coastal British Columbia: An analysis of commercial whaling  records from 1908–1967. Marine Mammal Science, 16(4), 699–727.   Gregr, E. J., and A. W. Trites. (2001). Predictions of critical habitat for five whale species in the waters of  coastal British Columbia. Canadian Journal of Fisheries and Aquatic Sciences, 58(7), 1265–1285.   Gregr, E. J., J. Calambokidis, L. Convey, J. K. B. Ford, R. I. Perry, L. Spaven, and M. Zacharias. (2006).  Recovery Strategy for Blue, Fin, and Sei Whales (Balaenoptera musculus, B. phsalus, and B.  borealis) in Pacific Canadian Waters. In Species at Risk Act Recovery Strategy Series (pp. 53).  Vancouver, Canada: Fisheries and Oceans Canada.  Guan, S., B. L. Southall, J. F. Vignola, J. A. Judge, and D. Turo. (2017). Sonar inter‐ping noise field  characterization during cetacean behavioral response studies off Southern California. Acoustical  Physics, 63(2), 204–215.   Guazzo, R. A., T. A. Helble, G. L. D'Spain, D. W. Weller, S. M. Wiggins, and J. A. Hildebrand. (2017).  Migratory behavior of eastern North Pacific gray whales tracked using a hydrophone array. PLoS  ONE, 12(10), e0185585.   Haelters, J., V. Dulière, L. Vigin, and S. Degraer. (2014). Towards a numerical model to simulate the  observed displacement of harbour porpoises Phocoena phocoena due to pile driving in Belgian  waters. Hydrobiologia, 756(1), 105–116.   Hall, A., K. Hugunin, R. Deaville, R. Law, C. R. Allchin, and P. Jepson. (2006). The Risk of Infection from  Polychlorinated Biphenyl Exposure in the Harbor Porpoise (Phocoena phocoena): A Case‐Control  Approach. Environmental Health Perspectives, 114, 704–711.   Halpin, L. R., J. R. Towers, and J. K. B. Ford. (2018). First record of common bottlenose dolphin (Tursiops  truncatus) in Canadian Pacific waters. Marine Biodiversity Records, 11(3), 1–5.   Halvorsen, M. B., D. G. Zeddies, W. T. Ellison, D. R. Chicoine, and A. N. Popper. (2012). Effects of mid‐ frequency active sonar on hearing in fish. The Journal of the Acoustical Society of America,  131(1), 599–607.   Hamilton, T. A., J. V. Redfern, J. Barlow, L. T. Ballance, T. Gerrodette, R. S. Holt, K. A. Forney, and B. L.  Taylor. (2009). Atlas of Cetacean Sightings for Southwest Fisheries Science Center Cetacean and  Ecosystem Surveys: 1986–2005 (NOAA Technical Memorandum NMFS‐SWFSC‐440). La Jolla, CA:  Southwest Fisheries Science Center.    384  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area    Chapter 16 – Bibliography  Hance, A. J., E. D. Robin, J. B. Halter, N. Lewiston, D. A. Robin, L. Cornell, M. Caligiuri, and J. Theodore.  (1982). Hormonal changes and enforced diving in the harbor seal Phoca vitulina II. Plasma  catecholamines. American Journal of Physiology ‐ Regulatory, Integrative and Comparative  Physiology, 242(5), R528–R532.   Hanson, M. B., E. J. Ward, C. K. Emmons, M. M. Holt, and D. M. Holzer. (2015). Using Satellite‐tag  Locations to Improve Acoustic Detection Data for Endangered Killer Whales near a U.S. Navy  Training Range in Washington State. Pearl Harbor, HI: U.S. Navy, U.S. Pacific Fleet.  Hanson, M. B., E. J. Ward, C. K. Emmons, M. M. Holt, and D. M. Holzer. (2017). Assessing the Movements  and Occurrence of Southern Resident Killer Whales Relative to the U.S. Navy's Northwest  Training Range Complex in the Pacific Northwest. Seattle, WA: Northwest Fisheries Science  Center.  Hanson, M. B., E. J. Ward, C. K. Emmons, and M. M. Holt. (2018). Modeling the occurrence of  endangered killer whales near a U.S. Navy Training Range in Washington State using satellite‐ tag locations to improve acoustic detection data. Seattle, WA: Northwest Fisheries Science  Center.  Harcourt, R., V. Pirotta, G. Heller, V. Peddemors, and D. Slip. (2014). A whale alarm fails to deter  migrating humpback whales: An empirical test. Endangered Species Research, 25(1), 35–42.   Harris, C., and L. Thomas. (2015). Status and Future of Research on the Behavioral Responses of Marine  Mammals to U.S. Navy Sonar (Centre for Research into Ecological & Environmental Modelling  Technical Report 2015‐3). St. Andrews, United Kingdom: University of St. Andrews.  Harris, C. M., D. Sadykova, S. L. DeRuiter, P. L. Tyack, P. J. O. Miller, P. H. Kvadsheim, F. P. A. Lam, and L.  Thomas. (2015). Dose response severity functions for acoustic disturbance in cetaceans using  recurrent event survival analysis. Ecosphere, 6(11), art236.   Harris, C. M., M. L. Burt, A. N. Allen, P. J. Wensveen, P. J. O. Miller, and L. D. Sivle. (2019). Foraging  behavior and disruption in blue, fin, and humpback whales in relation to sonar exposure: the  challenges of generalizing responsiveness in species with high individual variability. Aquatic  Mammals, 45(6), 646‐660.   Harwood, J., and S. L. King. (2014). The Sensitivity of UK Marine Mammal Populations to Marine  Renewables Developments. Submitted to the Natural Environment Research Council  (unpublished).  Hastie, G. D., C. Donovan, T. Gotz, and V. M. Janik. (2014). Behavioral responses by grey seals  (Halichoerus grypus) to high frequency sonar. Marine Pollution Bulletin, 79(1‐2), 205–210.   Hatch, L. T., C. W. Clark, S. M. Van Parijs, A. S. Frankel, and D. W. Ponirakis. (2012). Quantifying loss of  acoustic communication space for right whales in and around a U.S. National Marine Sanctuary.  Conservation Biology, 26(6), 983–994.   Hawkins, A. D., and A. D. F. Johnstone. (1978). The hearing of the Atlantic salmon, Salmo salar. Journal  of Fish Biology, 13, 655–673.   Hazen, E. L., D. M. Palacios, K. A. Forney, E. A. Howell, E. Becker, A. L. Hoover, L. Irvine, M. DeAngelis, S.  J. Bograd, B. R. Mate, H. Bailey, and N. Singh. (2016). WhaleWatch: A dynamic management tool  for predicting blue whale density in the California Current. Journal of Applied Ecology, 54(5),  1415–1428.     385  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area    Chapter 16 – Bibliography  HDR. (2011). Jacksonville Southeast Anti‐Submarine Warfare Integration Training Initiative Marine  Species Monitoring Aerial Monitoring Surveys Trip Report, 3–5 December 2010. Jacksonville, FL:  U.S. Navy Marine Species Monitoring Program.  Heffner, R. S., and H. E. Heffner. (1992). Evolution of sound localization in mammals. In The Evolutionary  Biology of Hearing (pp. 691–715). New York, NY: Springer‐Verlag.  Heinis, F., C. A. F. De Jong, and Rijkswaterstaat Underwater Sound Working Group. (2015). Framework  for Assessing Ecological and Cumulative Effects of Offshore Wind Farms: Cumulative Effects of  Impulsive Underwater Sound on Marine Mammals (TNO Report R10335‐A). The Hague,  Netherlands: Rijkswaterstaat Zee en Delta.  Helker, V. T., M. M. Muto, K. Savage, S. Teerlink, L. A. Jemison, K. Wilkinson, and J. Jannot. (2017).  Human‐Caused Mortality and Injury of NMFS‐Managed Alaska Marine Mammal Stocks, 2011– 2015 (NOAA Technical Memorandum NMFS‐AFSC‐354). Seattle, WA: Alaska Fisheries Science  Center.  Henderson, E. E., K. A. Forney, J. P. Barlow, J. A. Hildebrand, A. B. Douglas, J. Calambokidis, and W. J.  Sydeman. (2014a). Effects of fluctuations in sea‐surface temperature on the occurrence of small  cetaceans off Southern California. Fishery Bulletin, 112(2‐3), 159–177.   Henderson, E. E., M. H. Smith, M. Gassmann, S. M. Wiggins, A. B. Douglas, and J. A. Hildebrand. (2014b).  Delphinid behavioral responses to incidental mid‐frequency active sonar. The Journal of the  Acoustical Society of America, 136(4), 2003–2014.   Henderson, E. E., R. A. Manzano‐Roth, S. W. Martin, and B. Matsuyama. (2015). Impacts of U.S. Navy  Training Events on Beaked Whale Foraging Dives in Hawaiian Waters: Update. San Diego, CA:  Space and Naval Warfare Systems Command Systems Center Pacific.  Henderson, E. E., S. W. Martin, R. Manzano‐Roth, and B. M. Matsuyama. (2016). Occurrence and habitat  use of foraging Blainville's beaked whales (Mesoplodon densirostris) on a U.S. Navy range in  Hawai'i. Aquatic Mammals, 42(4), 549–562.   Henderson, E. E., J. Aschettino, M. Deakos, G. Alongi, and T. Leota. (2019). Quantifying the behavior of  humpback whales (Megaptera novaeangliae) and potential responses to sonar. Aquatic  Mammals, 45(6), 612‐631.   Hewitt, A., T. Jenkins, T. Ranney, J. Stark, M. Walsh, S. Taylor, M. Walsh, D. Lambert, N. Perron, N.  Collins, and R. Karn. (2003). Estimates for Explosives Residue from the Detonation of Army  Munitions. Hanover, NH: U.S. Army Engineer Research and Development Center: Cold Region  Research and Engineering Laboratory.  Heyning, J. E., and J. G. Mead. (2009). Cuvier's beaked whale Ziphius cavirostris. In W. F. Perrin, B.  Wursig, & J. G. M. Thewissen (Eds.), Encyclopedia of Marine Mammals (2nd ed., pp. 294–295).  Cambridge, MA: Academic Press.  Hill, M. C., E. M. Oleson, A. D. Ligon, K. K. Martien, F. I. Archer, S. Baumann‐Pickering, A. R. Bendlin, L.  Dolar, K. P. B. Merkens, A. Milette‐Winfree, P. A. Morin, A. Rice, K. M. Robertson, J. S. Trickey, A.  C. Ü, A. Van Cise, and S. M. Woodman. (2015). Cetacean Monitoring in the Mariana Islands  Range Complex, 2014. Honolulu, HI: U.S. Pacific Fleet.  Hill, M. C., A. L. Bradford, A. D. Ligon, A. C. U, J. Rivers, R. K. Uyeyama, R. L. Brownell, Jr., and E. M.  Oleson. (2016a). Are Humpback Whales (Megaptera novaeangliae) Breeding and Calving in the  Mariana Islands? Cambridge, United Kingdom: International Whaling Commission.    386  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area    Chapter 16 – Bibliography  Hill, M. C., E. M. Oleson, S. Baumann‐Pickering, A. M. VanCise, A. D. Ligon, A. R. Bendlin, A. C. Ü, J. S.  Trickey, and A. L. Bradford. (2016b). Cetacean Monitoring in the Mariana Islands Range  Complex, 2015. Honolulu, HI: U.S. Pacific Fleet Environmental Readiness Office.  Hill, M. C., A. R. Bendlin, A. C. Ü, K. M. Yano, A. L. Bradford, A. D. Ligon, and E. M. Oleson. (2017).  Cetacean Monitoring in the Mariana Islands Range Complex, 2016 (PIFSC Data Report DR‐17‐ 002). Honolulu, HI: U.S. Pacific Fleet Environmental Readiness Office.  Hin, V., J. Harwood, and A. Roos. (2019). Bio‐energetic modeling of medium‐sized cetaceans shows high  sensitivity to disturbance in seasons of low resource supply. Ecological Applications, 25(5), 1–19.   Hochachka, P. W., G. C. Liggins, G. P. Guyton, R. C. Schneider, K. S. Stanek, W. E. Hurford, R. K. Creasy, D.  G. Zapol, and W. M. Zapol. (1995). Hormonal regulatory adjustments during voluntary diving in  Weddell seals. Comparative Biochemistry and Physiology B, 112, 361–375.   Hoffman, J. I., K. K. Dasmahapatra, W. Amos, C. D. Phillips, and T. S. Gelatt. (2009). Contrasting patterns  of genetic diversity at three different genetic markers in a marine mammal metapopulation.  Molecular Ecology, 18, 2961–2978.   Holst, M., C. Greene, J. Richardson, T. McDonald, K. Bay, S. Schwartz, and G. Smith. (2011a). Responses  of pinnipeds to Navy missile launches at San Nicolas Island, California. Aquatic Animals, 37(2),  139–150.   Holst, M., C. R. Greene, Jr. , W. J. Richardson, T. L. McDonald, K. Bay, S. J. Schwartz, and G. Smith.  (2011b). Responses of Pinnipeds to Navy Missile Launches at San Nicolas Island, California.  Aquatic Animals, 37(2), 139–150.   Holt, M. M., D. P. Noren, V. Veirs, C. K. Emmons, and S. Veirs. (2008). Speaking up: Killer whales (Orcinus  orca) increase their call amplitude in response to vessel noise. The Journal of the Acoustical  Society of America, 125(1), EL27–EL32.   Holt, M. M., D. P. Noren, and C. K. Emmons. (2011). Effects of noise levels and call types on the source  levels of killer whale calls. The Journal of the Acoustical Society of America, 130(5), 3100–3106.   Holt, M. M., D. P. Noren, R. C. Dunkin, and T. M. Williams. (2015). Vocal performance affects metabolic  rate in dolphins: Implications for animals communicating in noisy environments. The Journal of  Experimental Biology, 218(Pt 11), 1647–1654.   Holt, M. M., M. B. Hanson, D. A. Giles, C. K. Emmons, and J. T. Hogan. (2017). Noise levels received by  endangered killer whales Orcinus orca before and after implementation of vessel regulations.  Endangered Species Research, 34, 15–26.   Hooker, S. K., R. W. Baird, and A. Fahlman. (2009). Could beaked whales get the bends? Effect of diving  behaviour and physiology on modelled gas exchange for three species: Ziphius cavirostris,  Mesoplodon densirostris and Hyperoodon ampullatus. Respiratory Physiology & Neurobiology,  167(3), 235–246.   Hooker, S. K., A. Fahlman, M. J. Moore, N. A. de Soto, Y. B. de Quiros, A. O. Brubakk, D. P. Costa, A. M.  Costidis, S. Dennison, K. J. Falke, A. Fernandez, M. Ferrigno, J. R. Fitz‐Clarke, M. M. Garner, D. S.  Houser, P. D. Jepson, D. R. Ketten, P. H. Kvadsheim, P. T. Madsen, N. W. Pollock, D. S. Rotstein, T.  K. Rowles, S. E. Simmons, W. Van Bonn, P. K. Weathersby, M. J. Weise, T. M. Williams, and P. L.  Tyack. (2012). Deadly diving? Physiological and behavioural management of decompression  stress in diving mammals. Proceedings of the Royal Society B: Biological Sciences, 279(1731),  1041–1050.     387  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area    Chapter 16 – Bibliography  Hoover, A. A. (1988). Harbor Seal (Phoca vitulina). In J. W. Lentfer (Ed.), Selected Marine Mammals of  Alaska: Species Accounts with Research and Management Recommendations (pp. 125–157).  Washington, DC: Marine Mammal Commission.  Horwood, J. (1987). The Sei Whale: Population Biology, Ecology, and Management. New York, NY:  Croom Helm.  Horwood, J. (2009). Sei whale, Balaenoptera borealis. In W. F. Perrin, B. Wursig, & J. G. M. Thewissen  (Eds.), Encyclopedia of Marine Mammals (2nd ed., pp. 1001–1003). Cambridge, MA: Academic  Press.  Hotchkin, C., and S. Parks. (2013). The Lombard effect and other noise‐induced vocal modifications:  Insight from mammalian communication systems. Biological Reviews of the Cambridge  Philosophical Society, 88(4), 809–824.   Houck, W. J., and T. A. Jefferson. (1999). Dall's Porpoise, Phocoenoides dalli (True, 1885). In S. H.  Ridgway & R. Harrison (Eds.), Handbook of Marine Mammals (Vol. 6, pp. 443–472). San Diego,  CA: Academic Press.  Houghton, J., R. W. Baird, C. K. Emmons, and M. B. Hanson. (2015). Changes in the occurrence and  behavior of mammal‐eating killer whales in Southern British Columbia and Washington State,  1987–2010. Northwest Science, 89(2), 154–169.   Houser, D. S., R. Howard, and S. Ridgway. (2001). Can diving‐induced tissue nitrogen supersaturation  increase the chance of acoustically driven bubble growth in marine mammals? Journal of  Theoretical Biology, 213, 183–195.   Houser, D. S., L. A. Dankiewicz‐Talmadge, T. K. Stockard, and P. J. Ponganis. (2009). Investigation of the  potential for vascular bubble formation in a repetitively diving dolphin. The Journal of  Experimental Biology, 213, 52–62.   Houser, D. S., L. C. Yeates, and D. E. Crocker. (2011). Cold stress induces an adrenocortical response in  bottlenose dolphins (Tursiops truncatus). Journal of Zoo and Wildlife Medicine, 42(4), 565–571.   Houser, D. S., S. W. Martin, and J. J. Finneran. (2013). Behavioral responses of California sea lions to mid‐ frequency (3250‐3450 Hz) sonar signals. Marine Environmental Research, 92, 268–278.   Houser, D. S., and J. Mulsow. (2016). Acoustics. In M. A. Castellini & J. A. E. Mellish (Eds.), Marine  Mammal Physiology: Requisites for Ocean Living (pp. 245–268). Boca Raton, FL: CRC Press.  Huber, H. R., S. J. Jeffries, R. F. Brown, R. L. DeLong, and G. VanBlaricom. (2001). Correcting aerial survey  counts of harbor seals (Phoca vitulina richardsi) in Washington and Oregon. Marine Mammal  Science, 17(2), 276–293.   Huggins, J. L., S. A. Raverty, S. A. Norman, J. Calambokidis, J. K. Gaydos, D. A. Duffield, D. M. Lambourn, J.  M. Rice, B. Hanson, K. Wilkinson, S. J. Jeffries, B. Norberg, and L. Barre. (2015). Increased harbor  porpoise mortality in the Pacific Northwest, USA: Understanding when higher levels may be  normal. Diseases of Aquatic Organisms, 115(2), 93–102.   Hui, C. A. (1985). Undersea topography and the comparative distribution of two pelagic cetaceans.  Fishery Bulletin, 83(3), 472–475.   Huijser, L. A. E., M. Berube, A. A. Cabrera, R. Prieto, M. A. Silva, J. Robbins, N. Kanda, L. A. Pastene, M.  Goto, H. Yoshida, G. A. Vikingsson, and P. J. Palsboll. (2018). Population structure of North  Atlantic and North Pacific sei whales (Balaenoptera borealis) inferred from mitochondrial    388  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area    Chapter 16 – Bibliography  control region DNA sequences and microsatellite genotypes. Conservation Genetics, 19(4),  1007–1024.   Hurford, W. E., P. W. Hochachka, R. C. Schneider, G. P. Guyton, K. S. Stanek, D. G. Zapol, G. C. Liggins,  and W. M. Zapol. (1996). Splenic contraction, catecholamine release, and blood volume  redistribution during diving in the Weddell seal. Journal of Applied Physiology, 80(1), 298–306.   International Union for Conservation of Nature (IUCN). (2012). Report of the 11th Meeting of the  Western Gray Whale Advisory Panel. Retrieved from  https://www.iucn.org/sites/dev/files/wgwap_11_report_eng.pdf.  International Whaling Commission. (2014). Report of the Workshop on the Rangewide Review of the  Population Structure and Status of North Pacific Gray Whales. Paper presented at the 14th  Meeting of the Western Gray Whale Advisory Panel. La Jolla, CA.  International Whaling Commission. (2016). Report of the Scientific Committee. Journal of Cetacean  Research and Management, 17, 1–92.   Isojunno, S., C. Curé, P. H. Kvadsheim, F. A. Lam, P. L. Tyack, P. Jacobus, P. J. Wensveen, and P. J. O.  Miller. (2016). Sperm whales reduce foraging effort during exposure to 1–2 kHz sonar and killer  whale sounds. Ecological Applications, 26(1), 77–93.   Isojunno, S., D. Sadykova, S. DeRuiter, C. Cure, F. Visser, L. Thomas, P. J. O. Miller, and C. M. Harris.  (2017). Individual, ecological, and anthropogenic influences on activity budgets of long‐finned  pilot whales. Ecosphere, 8(12), 1–26.   Isojunno, S., K. Aoki, C. Cure, P. H. Kvadsheim, and P. J. O. Miller. (2018). Breathing patterns indicate cost  of exercise during diving and response to experimental sound exposures in Long‐Finned Pilot  Whales. Frontiers in Physiology, 9, 1462.   Ivashchenko, Y. V., and P. J. Chapham. (2012). Soviet catches of right whales (Eubalaena japonica) and  bowhead whales (Balaena mysticetus) in the North Pacific Ocean and the Okhotsk Sea.  Endangered Species Research, 18, 201–217.   Jefferson, T. A., and B. E. Curry. (1996). Acoustic methods of reducing or eliminating marine mammal‐ fishery interactions: Do they work? Ocean & Coastal Management, 31(1), 41–70.   Jefferson, T. A., M. A. Smultea, and C. E. Bacon. (2014). Southern California Bight marine mammal  density and abundance from aerial survey, 2008–2013. Journal of Marine Animals and Their  Ecology, 7(2), 14–30.   Jefferson, T. A., M. A. Webber, and R. L. Pitman. (2015). Marine Mammals of the World: A  Comprehensive Guide to Their Identification (2nd ed.). Cambridge, MA: Academic Press.  Jefferson, T. A., M. A. Smultea, S. S. Courbis, and G. S. Campbell. (2016). Harbor porpoise (Phocoena  phocoena) recovery in the inland waters of Washington: Estimates of density and abundance  from aerial surveys, 2013–2015. Canadian Journal of Zoology, 94(7), 505–515.   Jefferson, T. A., M. A. Smultea, and K. Ampela. (2017). Harbor Seals (Phoca vitulina) in Hood Canal:  Estimating Density and Abundance to Assess Impacts of Navy Activities. Report of a Workshop  Held on 15 and 16 October 2015 at National Marine Mammal Laboratory, Alaska Fisheries  Science Center, National Oceanic and Atmospheric Administration Western Regional Center,  7600 Sand Point Way, NE, Seattle, WA. Pearl Harbor, HI: Commander, U.S. Pacific Fleet.    389  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area    Chapter 16 – Bibliography  Jeffries, S., H. Huber, J. Calambokidis, and J. Laake. (2003). Trends and Status of Harbor Seals in  Washington State: 1978–1999. The Journal of Wildlife Management, 67(1), 207–218.   Jeffries, S. (2014). Aerial Surveys of Pinniped Haulout Sites in Pacific Northwest Inland Waters. Final  Report (Prepared for Commander, U.S. Pacific Fleet, Pearl Harbor, Hawaii). Silverdale, WA: Naval  Facilities Engineering Command (NAVFAC) Northwest.  Jeffries, S. J., P. J. Gearin, H. R. Huber, D. L. Saul, and D. A. Pruett. (2000). Atlas of Seal and Sea Lion  Haulout Sites in Washington. Olympia, WA: Washington Department of Fish and Wildlife,  Wildlife Science Division.  Jemison, L. A., G. W. Pendleton, L. W. Fritz, K. K. Hastings, J. M. Maniscalco, A. W. Trites, and T. S. Gelatt.  (2013). Inter‐population movements of Steller sea lions in Alaska with implications for  population separation. PLoS ONE, 8(8), e70167.   Jensen, A. S., and G. K. Silber. (2004). Large Whale Ship Strike Database (NOAA Technical Memorandum  NMFS‐OPR‐25). Silver Spring, MD: National Marine Fisheries Service, Office of Protected  Resources.  Jepson, P. D., M. Arbelo, R. Deaville, I. A. R. Patterson, P. Castro, J. R. Baker, E. Degollada, H. M. Ross, P.  Herráez, A. M. Pocknell, F. Rodriguez, F. E. Howie, A. Espinosa, R. J. Reid, J. R. Jaber, V. Martin, A.  A. Cunningham, and A. Fernandez. (2003). Gas‐bubble lesions in stranded cetaceans: Was sonar  responsible for a spate of whale deaths after an Atlantic military exercise? Nature, 425, 575– 576.   Jepson, P. D., P. M. Bennett, R. Deaville, C. R. Allchin, J. R. Baker, and R. J. Law. (2005). Relationships  between polychlorinated biphenyls and health status in harbor porpoises (Phocoena phocoena)  stranded in the United Kingdom. Environmental Toxicology and Chemistry, 24(1), 238–248.   Johnson, C. S., M. W. McManus, and D. Skaar. (1989). Masked tonal hearing thresholds in the beluga  whale. The Journal of the Acoustical Society of America, 85(6), 2651–2654.   Johnston, D. W. (2002). The effect of acoustic harassment devices on harbour porpoises (Phocoena  phocoena) in the Bay of Fundy, Canada. Biological Conservation, 108, 113–118.   Jones, M. L., and S. L. Swartz. (2009). Gray whale, Eschrichtius robustus. In W. F. Perrin, B. Wursig, & J. G.  M. Thewissen (Eds.), Encyclopedia of Marine Mammals (2nd ed., pp. 503–511). Cambridge, MA:  Academic Press.  Jørgensen, R., K. K. Olsen, I. B. Falk‐Petersen, and P. Kanapthippilai. (2005). Investigations of Potential  Effects of Low Frequency Sonar Signals on Survival, Development and Behaviour of Fish Larvae  and Juveniles. Tromsø, Norway: University of Tromsø, The Norwegian College of Fishery Science.  Joyce, T. W., J. W. Durban, D. E. Claridge , C. a. Dunn, L. S. Hickmott, H. Fearnbach, K. Dolan, and D.  Moretti. (2019). Behavioral responses of satellite tracked Blainville's beaked whales  (Mesoplodon densirostris) to mid‐frequency active sonar. Marine Mammal Science, 1–18.   Juanes, F., K. Cox, and L. Brennan. (2017). The effect of anthropogenic and biological noise on fish  behavior and physiology: A meta‐analysis. The Journal of the Acoustical Society of America,  141(3862).   Juárez‐Ruiz, A., F. R. Elorriaga‐Verplancken, X. G. Moreno‐Sánchez, S. Aguíniga‐García, M. J. Amador‐ Capitanachi, and C. Gálvez. (2018). Diversification of foraging habits among Guadalupe fur seals    390  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area    Chapter 16 – Bibliography  from their only well‐established breeding colony, Guadalupe Island, Mexico. Marine Biology,  165(86), 1–12.   Juhasz, A. L., and R. Naidu. (2007). Explosives: Fate, dynamics, and ecological impact in terrestrial and  marine environments. Reviews of Environmental Contamination and Toxicology, 191, 163–215.   Kajimura, H. (1984). Opportunistic Feeding of the Northern Fur Seal, Callorhinus ursinus, in the Eastern  North Pacific Ocean and Eastern Bering Sea. Washington, DC: U.S. Department of Commerce,  National Oceanic and Atmospheric Administration and National Marine Fisheries Service.  Kane, A. S., J. Song, M. B. Halvorsen, D. L. Miller, J. D. Salierno, L. E. Wysocki, D. Zeddies, and A. N.  Popper. (2010). Exposure of fish to high intensity sonar does not induce acute pathology. Journal  of Fish Biology, 76(7), 1825–1840.   Kastak, D., B. L. Southall, R. J. Schusterman, and C. R. Kastak. (2005). Underwater temporary threshold  shift in pinnipeds: Effects of noise level and duration. The Journal of the Acoustical Society of  America, 118(5), 3154–3163.   Kastak, D., C. Reichmuth, M. M. Holt, J. Mulsow, B. L. Southall, and R. J. Schusterman. (2007). Onset,  growth, and recovery of in‐air temporary threshold shift in a California sea lion (Zalophus  californianus). The Journal of the Acoustical Society of America, 122(5), 2916–2924.   Kastelein, R., N. Jennings, W. Verboom, D. de Haan, and N. M. Schooneman. (2006). Differences in the  response of a striped dolphin (Stenella coeruleoalba) and a harbor porpoise (Phocoena  phocoena) to an acoustic alarm. Marine Environmental Research, 61, 363–378.   Kastelein, R. A., H. T. Rippe, N. Vaughan, N. M. Schooneman, W. C. Verboom, and D. de Haan. (2000).  The effects of acoustic alarms on the behavior of harbor porpoises (Phocoena phocoena) in a  floating pen. Marine Mammal Science, 16(1), 46–64.   Kastelein, R. A., D. de Haan, N. Vaughan, C. Staal, and N. M. Schooneman. (2001). The influence of three  acoustic alarms on the behaviour of harbour porpoises (Phocoena phocoena) in a floating pen.  Marine Environmental Research, 52, 351–371.   Kastelein, R. A., W. C. Verboom, M. Muijsers, N. V. Jennings, and S. van der Heul. (2005). The influence  of acoustic emissions for underwater data transmission on the behaviour of harbour porpoises  (Phocoena phocoena) in a floating pen. Marine Environmental Research, 59, 287–307.   Kastelein, R. A., and P. J. Wensveen. (2008). Effect of two levels of masking noise on the hearing  threshold of a harbor porpoise (Phocoena phocoena) for a 4.0 kHz signal. Aquatic Mammals,  34(4), 420–425.   Kastelein, R. A., P. J. Wensveen, L. Hoek, W. C. Verboom, and J. M. Terhune. (2009). Underwater  detection of tonal signals between 0.125 and 100 kHz by harbor seals (Phoca vitulina). The  Journal of the Acoustical Society of America, 125(2), 1222–1229.   Kastelein, R. A., R. Gransier, L. Hoek, A. Macleod, and J. M. Terhune. (2012a). Hearing threshold shifts  and recovery in harbor seals (Phoca vitulina) after octave‐band noise exposure at 4 kHz. The  Journal of the Acoustical Society of America, 132(4), 2745–2761.   Kastelein, R. A., R. Gransier, L. Hoek, and J. Olthuis. (2012b). Temporary threshold shifts and recovery in  a harbor porpoise (Phocoena phocoena) after octave‐band noise at 4 kHz. The Journal of the  Acoustical Society of America, 132(5), 3525–3537.     391  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area    Chapter 16 – Bibliography  Kastelein, R. A., R. Gransier, L. Hoek, and M. Rambags. (2013a). Hearing frequency thresholds of a  harbor porpoise (Phocoena phocoena) temporarily affected by a continuous 1.5 kHz tone. The  Journal of the Acoustical Society of America, 134(3), 2286–2292.   Kastelein, R. A., D. van Heerden, R. Gransier, and L. Hoek. (2013b). Behavioral responses of a harbor  porpoise (Phoceoena phocoena) to playbacks of broadband pile driving sounds. Marine  Environmental Research, 92, 206–214.   Kastelein, R. A., L. Hoek, R. Gransier, C. A. F. de Jong, J. M. Terhune, and N. Jennings. (2014a). Hearing  thresholds of a harbor porpoise (Phocoena phocoena) for playbacks of seal scarer signals, and  effects of the signals on behavior. Hydrobiologia, 756(1), 89–103.   Kastelein, R. A., L. Hoek, R. Gransier, M. Rambags, and N. Claeys. (2014b). Effect of level, duration, and  inter‐pulse interval of 1–2 kHz sonar signal exposures on harbor porpoise hearing. The Journal of  the Acoustical Society of America, 136(1), 412–422.   Kastelein, R. A., J. Schop, R. Gransier, and L. Hoek. (2014c). Frequency of greatest temporary hearing  threshold shift in harbor porpoises (Phocoena phocoena) depends on the noise level. The  Journal of the Acoustical Society of America, 136(3), 1410–1418.   Kastelein, R. A., J. Schop, R. Gransier, N. Steen, and N. Jennings. (2014d). Effect of series of 1 to 2 kHz  and 6 to 7 kHz up‐sweeps and down‐sweeps on the behavior of a harbor porpoise (Phocoena  phocoena). Aquatic Mammals, 40(3), 232–242.   Kastelein, R. A., R. Gransier, M. A. T. Marijt, and L. Hoek. (2015a). Hearing frequency thresholds of  harbor porpoises (Phocoena phocoena) temporarily affected by played back offshore pile driving  sounds. The Journal of the Acoustical Society of America, 137(2), 556–564.   Kastelein, R. A., R. Gransier, J. Schop, and L. Hoek. (2015b). Effects of exposure to intermittent and  continuous 6–7 kHz sonar sweeps on harbor porpoise (Phocoena phocoena) hearing. The Journal  of the Acoustical Society of America, 137(4), 1623–1633.   Kastelein, R. A., I. van den Belt, R. Gransier, and T. Johansson. (2015c). Behavioral responses of a harbor  porpoise (Phocoena phocoena) to 25.5‐ to 24.5‐kHz sonar down‐sweeps with and without side  bands. Aquatic Mammals, 41(4), 400–411.   Kastelein, R. A., I. van den Belt, L. Helder‐Hoek, R. Gransier, and T. Johansson. (2015d). Behavioral  responses of a harbor porpoise (Phocoena phocoena) to 25‐kHz FM sonar signals. Aquatic  Mammals, 41(3), 311–326.   Kastelein, R. A., L. Helder‐Hoek, and S. Van de Voorde. (2017a). Effects of exposure to sonar playback  sounds (3.5 ‐ 4.1 kHz) on harbor porpoise (Phocoena phocoena) hearing. The Journal of the  Acoustical Society of America, 142(4), 1965.   Kastelein, R. A., J. Huybrechts, J. Covi, and L. Helder‐Hoek. (2017b). Behavioral responses of a harbor  porpoise (Phocoena phocoena) to sounds from an acoustic porpoise deterrent. Aquatic  Mammals, 43(3), 233–244.   Kastelein, R. A., L. Helder‐Hoek, S. Van de Voorde, S. de Winter, S. Janssen, and M. A. Ainslie. (2018).  Behavioral responses of harbor porpoises (Phocoena phocoena) to sonar playback sequences of  sweeps and tones (3.5‐4.1 kHz). Aquatic Mammals, 44(4), 389–404.     392  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area    Chapter 16 – Bibliography  Kastelein, R. A., M. A. Ainslie, and R. van Kester. (2019a). Behavioral Responses of Harbor Porpoises  (Phocoena phocoena) to U.S. Navy 53C Sonar Signals in Noise. Aquatic Mammals, 45(4), 359‐ 366.   Kastelein, R. A., R. Gransier, M. Brouwers, and L. Helder‐Hoek. (2019b). Hearing thresholds of two  harbor seals (Phoca vitulina) for helicopter dipping sonar signals (1.3‐1.4 kHz). Aquatic  Mammals, 45(3), 349‐355.   Kastelein, R. A., L. Helder‐Hoek, and R. Gransier. (2019c). Frequency of greatest temporary hearing  threshold shift in harbor seals (Phoca vitulina) depends on fatiguing sound level. The Journal of  the Acoustical Society of America, 145(3), 1353–1362.   Kasuya, T., and T. Miyashita. (1997). Distribution of Baird's beaked whales off Japan. Reports of the  International Whaling Commission, 47, 963–968.   Kasuya, T. (2009). Giant beaked whales Berardius bairdii and B. arnuxii. In W. F. Perrin, B. Wursig, & J. G.  M. Thewissen (Eds.), Encyclopedia of Marine Mammals (2nd ed., pp. 498–500). Cambridge, MA:  Academic Press.  Keen, E. M., J. Wray, J. F. Pilkington, K. I. Thompson, and C. R. Picard. (2018). Distinct habitat use  strategies of sympatric rorqual whales within a fjord system. Marine Environmental Research,  140(1), 180–189.   Keevin, T. M., and G. L. Hempen. (1997). The Environmental Effects of Underwater Explosions with  Methods to Mitigate Impacts. St. Louis, MO: U.S. Army Corps of Engineers.  Kelley, C., G. Carton, M. Tomlinson, and A. Gleason. (2016). Analysis of towed camera images to  determine the effects of disposed mustard‐filled bombs on the deep water benthic community  off south Oahu. Deep Sea Research Part II: Topical Studies in Oceanography, 128, 34–42.   Kenyon, K. W., and F. Wilke. (1953). Migration of the Northern Fur Seal, Callorhinus ursinus. Journal of  Mammalogy, 34(1), 86–98.   Kerosky, S. M., S. Baumann‐Pickering, A. Širović, J. S. Buccowich, A. J. Debich, Z. Gentes, R. S. Gottlieb, S.  C. Johnson, L. K. Roche, B. Thayre, S. M. Wiggins, and J. A. Hildebrand. (2013). Passive Acoustic  Monitoring for Marine Mammals in the Northwest Training Range Complex 2011–2012. La Jolla,  CA: Marine Physical Laboratory Scripps Institution of Oceanography, University of California San  Diego.  Ketten, D. R., J. Lien, and S. Todd. (1993). Blast injury in humpback whale ears: Evidence and  implications. The Journal of the Acoustical Society of America, 94(3), 1849–1850.   Ketten, D. R. (1998). Marine Mammal Auditory Systems: A Summary of Audiometric and Anatomical  Data and Its Implications for Underwater Acoustic Impacts. La Jolla, CA: U.S. Department of  Commerce, National Oceanic and Atmospheric Administration, National Marine Fisheries  Service, Southwest Fisheries Science Center.  Ketten, D. R. (2000). Cetacean Ears. In W. Au, A. N. Popper, & R. R. Fay (Eds.), Hearing by Whales and  Dolphins (1st ed., pp. 43–108). New York, NY: Springer‐Verlag.  Kindt‐Larsen, L., C. W. Berg, S. Northridge, and F. Larsen. (2019). Harbor porpoise (Phocoena phocoena)  reactions to pingers. Marine Mammal Science, 1–38.     393  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area    Chapter 16 – Bibliography  King, S. L., R. S. Schick, C. Donovan, C. G. Booth, M. Burgman, L. Thomas, and J. Harwood. (2015). An  interim framework for assessing the population consequences of disturbance. Methods in  Ecology and Evolution, 6(10), 1150–1158.   Klinck, H., S. L. Nieukirk, S. Fregosi, K. Klinck, D. K. Mellinger, S. Lastuka, G. B. Shilling, and J. C. Luby.  (2015a). Cetacean Studies on the Mariana Islands Range Complex in September‐November 2014:  Passive Acoustic Monitoring of Marine Mammals Using Gliders. Final Report. Honolulu, HI: HDR  Inc.  Klinck, H., S. L. Nieukirk, S. Fregosi, K. Klinck, D. K. Mellinger, S. Lastuka, G. B. Shilling, and J. C. Luby.  (2015b). Cetacean Studies on the Quinault Range Site in June 2012: Passive Acoustic Monitoring  of Marine Mammals Using Gliders ‐ Results from an Engineering Test. Final Report (Submitted  to: Naval Facilities Engineering Command Pacific under HDR Environmental, Operations and  Construction, Inc.). Honolulu, HI: HDR Inc.  Koide, S., J. A. K. Silva, V. Dupra, and M. Edwards. (2015). Bioaccumulation of chemical warfare agents,  energetic materials, and metals in deep‐sea shrimp from discarded military munitions sites off  Pearl Harbor. Deep Sea Research Part II: Topical Studies in Oceanography, 128, 53–62.   Kooyman, G. L., J. P. Schroeder, D. M. Denison, D. D. Hammond, J. J. Wright, and W. P. Bergman. (1972).  Blood nitrogen tensions of seals during simulated deep dives. American Journal of Physiology,  223(5), 1016–1020.   Kooyman, G. L., D. H. Kerem, W. B. Campbell, and J. J. Wright. (1973). Pulmonary gas exchange in freely  diving Weddell seals, Leptonychotes weddelli. Respiration Physiology, 17, 283–290.   Kooyman, G. L., and E. E. Sinnett. (1982). Pulmonary shunts in harbor seals and sea lions during  simulated dives to depth. Physiological Zoology 55(1), 105–111.   Kriete, B. (2007). Orcas in Puget Sound (Technical Report 2007‐01). Seattle, WA: Puget Sound Nearshore  Partnership.  Kruse, S., D. K. Caldwell, and M. C. Caldwell. (1999). Risso's dolphin Grampus griseus (G. Cuvier, 1812). In  S. H. Ridgway & R. Harrison (Eds.), Handbook of Marine Mammals (Vol. 6, pp. 183–212). San  Diego, CA: Academic Press.  Kryter, K. D., W. D. Ward, J. D. Miller, and D. H. Eldredge. (1965). Hazardous exposure to intermittent  and steady‐state noise. The Journal of the Acoustical Society of America, 39(3), 451–464.   Kujawa, S. G., and M. C. Liberman. (2009). Adding insult to injury: Cochlear nerve degeneration after  "temporary" noise‐induced hearing loss. The Journal of Neuroscience, 29(45), 14077–14085.   Kuningas, S., P. H. Kvadsheim, F. P. A. Lam, and P. J. O. Miller. (2013). Killer whale presence in relation to  naval sonar activity and prey abundance in northern Norway. ICES Journal of Marine Science,  70(7), 1287–1293.   Kvadsheim, P. H., and E. M. Sevaldsen. (2005). The Potential Impact of 1‐8 kHz Active Sonar on Stocks of  Juvenile Fish During Sonar Exercises. Kjeller, Norway: Norwegian Defence Research  Establishment.  Kvadsheim, P. H., E. M. Sevaldsen, D. Scheie, L. P. Folkow, and A. S. Blix. (2010). Effects of Naval Sonar on  Seals. Kjeller, Norway: Norwegian Defense Research Establishment.  Kvadsheim, P. H., P. J. Miller, P. L. Tyack, L. D. Sivle, F. P. Lam, and A. Fahlman. (2012). Estimated Tissue  and Blood N2 Levels and Risk of Decompression Sickness in Deep‐, Intermediate‐, and Shallow‐   394  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area    Chapter 16 – Bibliography  Diving Toothed Whales during Exposure to Naval Sonar. Frontiers in Physiology, 3(Article 125),  125.   Kvadsheim, P. H., S. DeRuiter, L. D. Sivle, J. Goldbogen, R. Roland‐Hansen, P. J. O. Miller, F. A. Lam, J.  Calambokidis, A. Friedlaender, F. Visser, P. L. Tyack, L. Kleivane, and B. Southall. (2017).  Avoidance responses of minke whales to 1‐4 kHz naval sonar. Marine Pollution Bulletin, 121(1– 2), 60–68.   Kyhn, L. A., P. B. Jørgensen, J. Carstensen, N. I. Bech, J. Tougaard, T. Dabelsteen, and J. Teilmann. (2015).  Pingers cause temporary habitat displacement in the harbour porpoise Phocoena phocoena.  Marine Ecology Progress Series, 526, 253–265.   Laake, J. L., M. S. Lowry, R. L. DeLong, S. R. Melin, and J. V. Carretta. (2018). Population Growth and  Status of California Sea Lions. Journal of Wildlife Management, 82(3), 583–595.   Lacy, R. C., R. Williams, E. Ashe, K. C. Balcomb, III, L. J. N. Brent, C. W. Clark, D. P. Croft, D. A. Giles, M.  Macduffee, and P. C. Paquet. (2017). Evaluating anthropogenic threats to endangered killer  whales to inform effective recovery plans. Scientific Reports, 7(14119), 1–12.   Ladich, F., and A. N. Popper. (2004). Parallel Evolution in Fish Hearing Organs. In G. A. Manley, A. N.  Popper, & R. R. Fay (Eds.), Evolution of the Vertebrate Auditory System, Springer Handbook of  Auditory Research (pp. 95–127). New York, NY: Springer‐Verlag.  Ladich, F., and R. R. Fay. (2013). Auditory evoked potential audiometry in fish. Reviews in Fish Biology  and Fisheries, 23(3), 317–364.   Ladich, F., and T. Schulz‐Mirbach. (2016). Diversity in fish auditory systems: One of the riddles of sensory  biology. Frontiers in Ecology and Evolution, 4, 26.   Laist, D. W., A. R. Knowlton, J. G. Mead, A. S. Collet, and M. Podesta. (2001). Collisions between ships  and whales. Marine Mammal Science, 17(1), 35–75.   Lalas, C., and H. McConnell. (2016). Effects of seismic surveys on New Zealand fur seals during daylight  hours: Do fur seals respond to obstacles rather than airgun noise? Marine Mammal Science,  32(2), 643–663.   Lambourn, D. M., S. J. Jeffries, and H. R. Huber. (2010). Observations of Harbor Seals in Southern Puget  Sound during 2009. Seattle, WA: Washington Department of Fish and Wildlife.  Lambourn, D. M., S. J. Jeffries, K. Wilkinson, J. Huggins, J. Rice, D. Duffield, and S. A. Raverty. (2012).  2007–2009 Pacific Northwest Guadalupe fur seal (Arctocephalus townsendi) Unusual Mortality  Event Summary Report (Submitted to National Oceanic and Atmospheric Administration UME  committee May 2012, manuscript on file).  Lammers, M. O., A. A. Pack, E. G. Lyman, and L. Espiritu. (2013). Trends in collisions between vessels and  North Pacific humpback whales (Megaptera novaeangliae) in Hawaiian waters (1975–2011).  Journal of Cetacean Resource Management, 13(1), 73–80.   Lammers, M. O., M. Howe, E. Zang, M. McElligott, A. Engelhaupt, and L. Munger. (2017). Acoustic  monitoring of coastal dolphins and their response to naval mine neutralization exercises. Royal  Society Open Science, 4(12), e170558.   Lander, M. E., T. R. Loughlin, M. G. Logsdon, G. R. VanBlaricom, and B. S. Fadely. (2010). Foraging effort  of juvenile Steller sea lions, Eumetopias jubatus, with respect to heterogeneity of sea surface  temperature. Endangered Species Research, 10, 145–158.     395  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area    Chapter 16 – Bibliography  Le Boeuf, B. J., D. E. Crocker, D. P. Costa, S. B. Blackwell, P. M. Webb, and D. S. Houser. (2000). Foraging  ecology of northern elephant seals. Ecological Monographs, 70(3), 353–382.   Leatherwood, S., R. R. Reeves, A. E. Bowles, B. S. Stewart, and K. R. Goodrich. (1984). Distribution,  seasonal movements and abundance of Pacific white‐sided dolphins in the eastern North Pacific.  Scientific Reports of the Whales Research Institute, 35, 129–157.   Lemonds, D. W., L. N. Kloepper, P. E. Nachtigall, W. W. Au, S. A. Vlachos, and B. K. Branstetter. (2011). A  re‐evaluation of auditory filter shape in delphinid odontocetes: Evidence of constant‐bandwidth  filters. The Journal of the Acoustical Society of America, 130(5), 3107–3114.   Lesage, V., C. Barrette, M. C. S. Kingsley, and B. Sjare. (1999). The effect of vessel noise on the vocal  behavior of belugas in the St. Lawrence River estuary, Canada. Marine Mammal Science, 15(1),  65–84.   Leslie, M. S., A. Batibasaga, D. S. Weber, D. Olson, and H. C. Rosenbaum. (2005). First record of  Blainville's beaked whale, Mesoplodon densirostris, in Fiji. Pacific Conservation Biology, 11(4),  302–304.   Lin, H. W., A. C. Furman, S. G. Kujawa, and M. C. Liberman. (2011). Primary neural degeneration in the  guinea pig cochlea after reversible noise‐induced threshold shift. Journal of the Association for  Research in Otolaryngology, 12(5), 605–616.   London, J. M., J. M. Ver Hoef, S. J. Jeffries, M. M. Lance, and P. L. Boveng. (2012). Haul‐Out Behavior of  Harbor Seals (Phoca vitulina) in Hood Canal, Washington. PLoS ONE, 7(6), e38180.   Loughlin, T. R., and M. A. Perez. (1985). Mesoplodon stejengeri. Mammalian Species, 250, 1–6.   Lowry, M. S., and K. A. Forney. (2005). Abundance and distribution of California sea lions (Zalophus  californianus) in central and northern California during 1998 and summer 1999. Fishery Bulletin,  103(2), 331–343.   Lowry, M. S., R. Condit, B. Hatfield, S. G. Allen, R. Berger, P. A. Morris, B. J. Le Boeuf, and J. Reiter.  (2014). Abundance, distribution, and population growth of the northern elephant seal  (Mirounga angustirostris) in the United States from 1991 to 2010. Aquatic Mammals, 40(1), 20– 31.   Lucke, K., U. Siebert, P. A. Lepper, and M. Blanchet. (2009). Temporary shift in masked hearing  thresholds in a harbor porpoise (Phocoena phocoena) after exposure to seismic airgun stimuli.  The Journal of the Acoustical Society of America, 125(6), 4060–4070.   Lusseau, D. (2006). The short‐term behavioral reactions of bottlenose dolphins to interactions with  boats in Doubtful Sound, New Zealand. Marine Mammal Science, 22(4), 802–818.   Lyamin, O. I., S. M. Korneva, V. V. Rozhnov, and L. M. Mukhametov. (2011). Cardiorespiratory changes in  beluga in response to acoustic noise. Doklady Biological Sciences, 440(5), 704–707.   MacFadyen, A., B. M. Hickey, and W. P. Cochlan. (2008). Influences of the Juan de Fuca Eddy on  circulation, nutrients, and phytoplankton production in the northern California Current System.  Journal of Geophysical Research, 113(C08008), 1–19.   MacLeod, C., W. F. Perrin, R. Pitman, J. Barlow, L. Ballance, A. D'Amico, T. Gerrodette, G. Joyce, K. D.  Mullin, D. L. Palka, and G. T. Waring. (2006). Known and inferred distributions of beaked whale  species (family Ziphiidae; Order Cetacea). Journal of Cetacean Research and Management, 7(3),  271–286.     396  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area    Chapter 16 – Bibliography  MacLeod, C. D. (2000). Review of the distribution of Mesoplodon species (order Cetacea, family  Ziphiidae) in the North Atlantic. Mammal Review, 30(1), 1–8.   MacLeod, C. D., M. B. Santos, and G. J. Pierce. (2003). Review of data on diets of beaked whales:  Evidence of niche separation and geographic segregation. Journal of the Marine Biological  Association of the United Kingdom, 83, 651–665.   MacLeod, C. D., and A. F. Zuur. (2005). Habitat utilization by Blainville's beaked whales off Great Abaco,  northern Bahamas, in relation to seabed topography. Marine Biology, 147, 1–11.   MacLeod, C. D., and A. D'Amico. (2006). A review of beaked whale behaviour and ecology in relation to  assessing and mitigating impacts of anthropogenic noise. Journal of Cetacean Research and  Management, 7(3), 211–222.   Madsen, P., M. Johnson, P. Miller, N. Soto, J. Lynch, and P. Tyack. (2006). Quantitative measures of air‐ gun pulses recorded on sperm whales (Physeter macrocephalus) using acoustic tags during  controlled exposure experiments. The Journal of the Acoustical Society of America, 120(4),  2366–2379.   Madsen, P. T., D. A. Carder, K. Bedholm, and S. H. Ridgway. (2005). Porpoise clicks from a sperm whale  nose—Convergent evolution of 130 kHz pulses in toothed whale sonars? Bioacoustics, 15, 195– 206.   Madson, P. L., B. K. van der Leeuw, K. M. Gibbons, and T. H. Van Hevelingen. (2017). Evaluation of  Pinniped Predation on Adult Salmonids and Other Fish in the Bonneville Dam Tailrace, 2016.  Cascade Locks, OR: U.S. Army Corps of Engineers.  Mahaffy, S. D., R. W. Baird , D. J. McSweeney, D. L. Webster , and G. S. Schorr. (2015). Group structure  and mating strategies of Cuvier's (Ziphius cavirostris) and Blainville's (Mesoplodon densirostris)  beaked whales off the island of Hawaii. Paper presented at the Society for Marine Mammalogy  21st Biennial Conference of the Biology of Marine Mammals. San Francisco, CA.  Malme, C. I., B. Würsig, J. E. Bird, and P. Tyack. (1986). Behavioral responses of gray whales to industrial  noise: Feeding observations and predictive modelling (Outer Continental Shelf Environmental  Assessment Program, Final Report of Principal Investigators MMS 88‐0048). Anchorage, AK: Bolt  Beranek, & Newman, Inc.  Malme, C. I., B. Würsig, J. E. Bird, and P. Tyack. (1988). Observations of feeding gray whale responses to  controlled industrial noise exposure. In W. M. Sackinger, M. O. Jeffries, J. L. Imm, & S. D. Tracey  (Eds.), Port and Ocean Engineering Under Arctic Conditions (Vol. 2, pp. 55–73). Fairbanks, AK:  Geophysical Institute, University of Alaska.  Maloni, M., J. A. Paul, and D. M. Gligor. (2013). Slow steaming impacts on ocean carriers and shippers.  Maritime Economics & Logistics, 15(2), 151–171.   Maniscalco, J. M., K. Wynne, K. W. Pitcher, M. B. Hanson, S. R. Melin, and S. Atkinson. (2004). The  occurrence of California sea lions (Zalophus californianus) in Alaska. Aquatic Mammals, 30(3),  427–433.   Mann, D., D. Higgs, W. Tavolga, M. Souza, and A. Popper. (2001). Ultrasound detection by clupeiform  fishes. The Journal of the Acoustical Society of America, 3048–3054.   Mann, D. A., A. N. Popper, and B. Wilson. (2005). Pacific herring hearing does not include ultrasound.  Biology Letters, 1, 158–161.     397  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area    Chapter 16 – Bibliography  Manzano‐Roth, R., E. E. Henderson, S. W. Martin, C. Martin, and B. M. Matsuyama. (2016). Impacts of  U.S. Navy training events on Blainville's beaked whale (Mesoplodon densirostris) foraging dives  in Hawaiian waters. Aquatic Mammals, 42(4), 507–518.   Manzano‐Roth, R. A., E. E. Henderson, S. W. Martin, and B. Matsuyama. (2013). The Impact of a U.S.  Navy Training Event on Beaked Whale Dives in Hawaiian Waters. July 2013. Pearl Harbor, HI:  Commander, U.S. Pacific Fleet.  Maravilla‐Chavez, M. O., and M. S. Lowry. (1999). Incipient breeding colony of Guadalupe fur seals at Isla  Benito del Este, Baja California, Mexico. Marine Mammal Science, 15(1), 239–241.   Martin, C. R., S. W. Martin, E. E. Henderson, T. A. Helble, R. A. Manzano‐Roth, B. M. Matsuyama, and G.  C. Alongi. (2017). SSC Pacific FY16 annual report on PMRF Marine Mammal Monitoring. Final  Report. San Diego, CA: National Marine Mammal Foundation and Space and Naval Warfare  Systems Center Pacific.  Martin, S. W., C. R. Martin, B. M. Matsuyama, and E. E. Henderson. (2015). Minke whales (Balaenoptera  acutorostrata) respond to navy training. The Journal of the Acoustical Society of America, 137(5),  2533–2541.   Mate, B., B. Lagerquist, and L. Irvine. (2010). Feeding habitats, migration, and winter reproductive range  movements derived from satellite‐monitored radio tags on eastern North Pacific gray whales.  Washington, DC: International Whaling Commission.  Mate, B. (2013). Final Report: Offshore Gray Whale Satellite Tagging in the Pacific Northwest. Pearl  Harbor, HI: U.S. Navy Pacific Fleet.  Mate, B. R., A. Bradford, G. A. Tsidulko, V. Vertankin, and V. Ilyashenko. (2013). Late feeding season  movements of a western North Pacific gray whale off Sakhalin Island, Russia and subsequent  migration into the eastern North Pacific (Paper SC/63/BRG23). Washington, DC: International  Whaling Commission.  Mate, B. R., V. Y. Ilyashenko, A. L. Bradford, V. V. Vertyankin, G. A. Tsidulko, V. V. Rozhnov, and L. M.  Irvine. (2015a). Critically endangered western gray whales migrate to the eastern North Pacific.  Biology Letters, 11(4), 1–4.   Mate, B. R., D. M. Palacios, L. M. Irvine, B. A. Lagerquist, T. Follett, M. H. Winsor, and C. Hayslip. (2015b).  Baleen (Blue & Fin) Whale Tagging in Southern California in Support of Marine Mammal  Monitoring Across Multiple Navy Training Areas (SOCAL, NWTRC, GOA); Final Report. Pearl  Harbor, HI: U.S. Pacific Fleet.  Mate, B. R., D. M. Palacios, C. S. Baker, B. A. Lagerquist, L. M. Irvine, T. Follett, D. Steel, C. Hayslip, and  M. H. Winsor. (2016). Baleen (Blue and Fin) Whale Tagging in Southern California in Support of  Marine Mammal Monitoring Across Multiple Navy Training Areas. Final Report. Pearl Harbor, HI:  Naval Facilities Engineering Command, Pacific.  Mate, B. R., D. M. Palacios, C. S. Baker, B. A. Lagerquist, L. M. Irvine, T. Follett, D. Steel, C. Hayslip, and  M. H. Winsor. (2017). Baleen Whale Tagging in Support of Marine Mammal Monitoring Across  Multiple Navy Training Areas Covering the Years 2014, 2015, and 2016. Final Report. Pearl  Harbor, HI: Naval Facilities Engineering Command, Pacific.  Matsuoka, K., T. Hakamada, and T. Miyashita. (2014). Recent sightings of the North Pacific Right  (Eubalaena japonica) whales in the western North Pacific based on JARPN and JARPN II surveys  (1994 to 2013). Cambridge, United Kingdom: Scientific Committee.    398  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area    Chapter 16 – Bibliography  McCarthy, E., D. Moretti, L. Thomas, N. DiMarzio, R. Morrissey, S. Jarvis, J. Ward, A. Izzi, and A. Dilley.  (2011). Changes in spatial and temporal distribution and vocal behavior of Blainville's beaked  whales (Mesoplodon densirostris) during multiship exercises with mid‐frequency sonar. Marine  Mammal Science, 27(3), E206–E226.   McCauley, R. D., M. N. Jenner, C. Jenner, K. A. McCabe, and J. Murdoch. (1998). The response of  humpback whales (Megaptera novaeangliae) to offshore seismic survey noise: Preliminary  results of observations about a working seismic vessel and experimental exposures. Australian  Petroleum Production and Exploration Association Journal, 38, 692–706.   McCauley, R. D., J. Fewtrell, A. J. Duncan, C. Jenner, M.‐N. Jenner, J. D. Penrose, R. I. T. Prince, A.  Adhitya, J. Murdoch, and K. A. McCabe. (2000). Marine Seismic Surveys: Analysis and  Propagation of Air‐gun Signals; and Effects of Air‐gun Exposure on Humpback Whales, Sea  Turtles, Fishes and Squid. Bentley, Australia: Centre for Marine Science and Technology.  McDonald, B. I., and P. J. Ponganis. (2012). Lung collapse in the diving sea lion: Hold the nitrogen and  save the oxygen. Biology Letters, 8, 1047–1049.   McDonald, M. A., J. A. Hildebrand, and S. C. Webb. (1995). Blue and fin whales observed on a seafloor  array in the Northeast Pacific. The Journal of the Acoustical Society of America, 98(2), 712–721.   McDonald, M. A., J. A. Hildebrand, S. M. Wiggins, D. W. Johnston, and J. J. Polovina. (2009). An acoustic  survey of beaked whales at Cross Seamount near Hawaii. The Journal of the Acoustical Society of  America, 125(2), 624–627.   McHuron, E. A., L. K. Schwarz, D. P. Costa, and M. Mangel. (2018). A state‐dependent model for  assessing the population consequences of disturbance on income‐breeding mammals. Ecological  Modelling, 385, 133–144.   Mead, J. G., W. A. Walker, and W. J. Houck. (1982). Biological observations on Mesoplodon carlhubbsi  (Cetacea: Ziphiidae). Smithsonian Contributions to Zoology, 344, 1–25.   Mead, J. G. (1989). Beaked whales of the genus Mesoplodon. In S. H. Ridgway & R. Harrison (Eds.),  Handbook of Marine Mammals (Vol. 4, pp. 349–430). San Diego, CA: Academic Press.  Meissner, A. M., F. Christiansen, E. Martinez, M. D. Pawley, M. B. Orams, and K. A. Stockin. (2015).  Behavioural effects of tourism on oceanic common dolphins, Delphinus sp., in New Zealand: The  effects of Markov analysis variations and current tour operator compliance with regulations.  PLoS ONE, 10(1), e0116962.   Melcón, M. L., A. J. Cummins, S. M. Kerosky, L. K. Roche, S. M. Wiggins, and J. A. Hildebrand. (2012). Blue  whales respond to anthropogenic noise. PLoS ONE, 7(2).   Melin, S. R., R. L. DeLong, and D. B. Siniff. (2008). The effects of El Niño on the foraging behavior of  lactating California sea lions (Zalophus californianus californianus) during the nonbreeding  season. Canadian Journal of Zoology, 86(3), 192–206.   Melin, S. R., J. T. Sterling, R. R. Ream, R. G. Towell, T. Zeppelin, A. J. Orr, B. Dickerson, N. Pelland, and C.  E. Kuhn. (2012). A Tale of Two Stocks: Studies of Northern Fur Seals Breeding at the Northern  and Southern Extent of the Range. (0008‐4301; 1480‐3283). Seattle, WA: Alaska Fisheries  Science Center.  Merrick, R. L., and T. R. Loughlin. (1997). Foraging behavior of adult female and young‐of‐the‐year Steller  sea lions in Alaskan waters. Canadian Journal of Zoology, 75, 776–786.     399  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area    Chapter 16 – Bibliography  Mignucci‐Giannoni, A. A. (1998). Zoogeography of cetaceans off Puerto Rico and the Virgin Islands.  Caribbean Journal of Science, 34(3–4), 173–190.   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.  Royal Society Open Science, 4(7), 170286.   Miksis, J. L., R. C. Connor, M. D. Grund, D. P. Nowacek, A. R. Solow, and P. L. Tyack. (2001). Cardiac  responses to acoustic playback experiments in the captive bottlenose dolphin (Tursiops  truncatus). Journal of Comparative Psychology, 115(3), 227–232.   Miller, J. D., C. S. Watson, and W. P. Covell. (1963). Deafening effects of noise on the cat. Acta Oto‐ Laryngologica, Supplement 176, 1–88.   Miller, P., M. Johnson, P. Madsen, N. Biassoni, M. Quero, and P. Tyack. (2009). Using at‐sea experiments  to study the effects of airguns on the foraging behavior of sperm whales in the Gulf of Mexico.  Deep Sea Research I, 56(7), 1168–1181.   Miller, P., R. Antunes, A. C. Alves, P. Wensveen, P. Kvadsheim, L. Kleivane, N. Nordlund, F.‐P. Lam, S. van  IJsselmuide, F. Visser, and P. Tyack. (2011). The 3S experiments: Studying the behavioural effects  of naval sonar on killer whales (Orcinus orca), sperm whales (Physeter macrocephalus), and long‐ finned pilot whales (Globicephala melas) in Norwegian waters (Technical Report SOI‐2011‐001).  St. Andrews, United Kingdom: Scottish Oceans Institute.  Miller, P. (2012). The severity of behavioral changes observed during experimental exposures of killer  (Orcinus orca), long‐finned pilot (Globicephala melas), and sperm (Physeter macrocephalus)  whales to naval sonar. Aquatic Mammals, 38(4), 362–401.   Miller, P. J., R. N. Antunes, P. J. Wensveen, F. I. Samarra, A. C. Alves, P. L. Tyack, P. H. Kvadsheim, L.  Kleivane, F. P. Lam, M. A. Ainslie, and L. Thomas. (2014). Dose‐response relationships for the  onset of avoidance of sonar by free‐ranging killer whales. The Journal of the Acoustical Society of  America, 135(2), 975–993.   Miller, P. J., P. H. Kvadsheim, F. P. Lam, P. L. Tyack, C. Cure, S. L. DeRuiter, L. Kleivane, L. D. Sivle, I. S. P.  van, F. Visser, P. J. Wensveen, A. M. von Benda‐Beckmann, L. M. Martin Lopez, T. Narazaki, and  S. K. Hooker. (2015). First indications that northern bottlenose whales are sensitive to  behavioural disturbance from anthropogenic noise. Royal Society Open Science, 2(6), 140484.   Miller, P. J. O., N. Biassoni, A. Samuels, and P. L. Tyack. (2000). Whale songs lengthen in response to  sonar. Nature, 405(6789), 903.   Mizroch, S. A., D. W. Rice, D. Zwiefelhofer, J. M. Waite, and W. L. Perryman. (2009). Distribution and  movements of fin whales in the North Pacific Ocean. Mammal Review, 39(3), 193–227.   Moberg, G. P., and J. A. Mench. (2000). The Biology of Animal Stress; Basic Principles and Implications for  Animal Welfare. London, United Kingdom: CAB International.  Mobley, J. R., and A. Milette. (2010). Aerial Survey Monitoring for Marine Mammals and Sea Turtles in  the Hawaiian Range Complex in Conjunction with a Navy Training Event, SCC February 16–21,  2010, Final Field Report. Pearl Harbor, HI: Commander, U.S. Pacific Fleet.  Mobley, J. R. (2011). Aerial Survey Monitoring for Marine Mammals and Sea Turtles in the Hawaii Range  Complex in Conjunction with Two Navy Training Events. SCC and USWEX February 16–March 5,  2011. Final Field Report. San Diego, CA: HDR Inc.    400  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area    Chapter 16 – Bibliography  Mobley, J. R., and A. F. Pacini. (2012). Aerial Survey Monitoring for Marine Mammals and Sea Turtles in  the Hawaii Range Complex in Conjunction with a Navy Training Event, SCC February 15–25,  2012, Final Field Report. Pearl Harbor, HI: Commander, U.S. Pacific Fleet.  Mobley, J. R., M. A. Smultea, C. E. Bacon, and A. S. Frankel. (2012). Preliminary Report: Aerial Survey  Monitoring for Marine Mammals and Sea Turtles in the Hawaii Range Complex—Summary of  Focal Follow Analysis for 2008–2012 SCC Events: Preliminary Report. Pearl Harbor, HI:  Commander, U.S. Pacific Fleet.  Mobley, J. R., and M. H. Deakos. (2015). Aerial Shoreline Surveys for Marine Mammals and Sea Turtles in  the Hawaii Range Complex, Conducted after Navy Training Events. Koa Kai Surveys: 31 January  and 5 February 2014. RIMPAC Surveys: 1 and 4–6 July 2014. Pearl Harbor, HI: Commander, U.S.  Pacific Fleet.  Møller, A. R. (2013). Hearing: Anatomy, Physiology, and Disorders of the Auditory System. San Diego, CA:  Plural Publishing.  Monnahan, C. C. (2013). Population Trends of the Eastern North Pacific Blue Whale. (Unpublished  master's thesis). University of Washington, Seattle, WA. Retrieved from  http://digital.lib.washington.edu.  Monnahan, C. C., T. A. Branch, K. M. Stafford, Y. V. Ivashchenko, and E. M. Oleson. (2014). Estimating  historical eastern North Pacific blue whale catches using spatial calling patterns. PLoS ONE, 9(6),  e98974.   Monnahan, C. C., T. A. Branch, and A. E. Punt. (2015). Do ship strikes threaten the recovery of  endangered eastern North Pacific blue whales? Marine Mammal Science, 31(1), 279–297.   Montie, E. W., C. A. Manire, and D. A. Mann. (2011). Live CT imaging of sound reception anatomy and  hearing measurements in the pygmy killer whale, Feresa attenuata. The Journal of Experimental  Biology, 214, 945–955.   Mooney, T. A., P. E. Nachtigall, M. Breese, S. Vlachos, W. Whitlow, and L. Au. (2009a). Predicting  temporary threshold shifts in a bottlenose dolphin (Tursiops truncatus): The effects of noise  level and duration. The Journal of the Acoustical Society of America, 125(3), 1816–1826.   Mooney, T. A., P. E. Nachtigall, and S. Vlachos. (2009b). Sonar‐induced temporary hearing loss in  dolphins. Biology Letters, 5(4), 565–567.   Mooney, T. A., M. Yamato, and B. K. Branstetter. (2012). Hearing in Cetaceans: From Natural History to  Experimental Biology. Woods Hole, MA: Woods Hole Oceanographic Institution and the National  Marine Mammal Foundation.  Moore, J., and J. Barlow. (2017). Population Abundance and Trend Estimates for Beaked Whales and  Sperm Whales in the California Current from Ship‐Based Visual Line‐Transect Survey Data, 1991– 2014 (National Oceanic and Atmospheric Administration Technical Memorandum NMFS‐SWFSC‐ 585). La Jolla, CA: Southwest Fisheries Science Center.  Moore, J. E., and J. Barlow. (2011). Bayesian state‐space model of fin whale abundance trends from a  1991–2008 time series of line‐transect surveys in the California Current. Journal of Applied  Ecology, 48(5), 1195–1205.   Moore, J. E., and J. P. Barlow. (2013). Declining abundance of beaked whales (Family Ziphiidae) in the  California Current Large Marine Ecosystem. PLoS ONE, 8(1), e52770.     401  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area    Chapter 16 – Bibliography  Moore, M. J., and G. A. Early. (2004). Cumulative sperm whale bone damage and the bends. Science,  306, 2215.   Moore, M. J., A. L. Bogomolni, S. E. Dennison, G. Early, M. M. Garner, B. A. Hayward, B. J. Lentell, and D.  S. Rotstein. (2009). Gas bubbles in seals, dolphins, and porpoises entangled and drowned at  depth in gillnets. Veterinary Pathology 46, 536–547.   Moore, M. J., J. van der Hoop, S. G. Barco, A. M. Costidis, F. M. Gulland, P. D. Jepson, K. T. Moore, S.  Raverty, and W. A. McLellan. (2013). Criteria and case definitions for serious injury and death of  pinnipeds and cetaceans caused by anthropogenic trauma. Diseases of Aquatic Organisms,  103(3), 229–264.   Moran, J. R., S. D. Rice, and S. F. Teerlink. (2009). Humpback whale predation on Pacific herring in  southern Lynn Canal: Testing a top‐down hypothesis. Juneau, AK: Ted Stevens Marine Research  Institute, Alaska Fisheries Science Center, National Oceanic and Atmospheric  Administration/National Marine Fisheries Service.  Moreland, E. E., M. F. Cameron, R. P. Angliss, and P. L. Boveng. (2015). Evaluation of a ship–based  unoccupied aircraft system (UAS) for surveys of spotted and ribbon seals in the Bering Sea pack  ice. Journal of Unmanned Vehicle Systems, 3(3), 114–122.   Moretti, D., N. DiMarzio, R. Morrissey, E. McCarthy, and S. Jarvis. (2009). An opportunistic study of the  effect of sonar on marine mammals, marine mammal monitoring on Navy ranges (M3R). Paper  presented at the 2009 ONR Marine Mammal Program Review. Alexandria, VA.  Moretti, D., L. Thomas, T. Marques, J. Harwood, A. Dilley, B. Neales, J. Shaffer, E. McCarthy, L. New, S.  Jarvis, and R. Morrissey. (2014). A risk function for behavioral disruption of Blainville's beaked  whales (Mesoplodon densirostris) from mid‐frequency active sonar. PLoS ONE, 9(1), e85064.   Muir, J. E., L. Ainsworth, R. Racca, Y. Bychkov, G. Gailey, V. Vladimirov, S. Starodymov, and K. Bröker.  (2016). Gray whale densities during a seismic survey off Sakhalin Island, Russia. Endangered  Species Research, 29(3), 211–227.   Mulsow, J., and C. Reichmuth. (2010). Psychophysical and electrophysiological aerial audiograms of a  Steller sea lion (Eumetopias jubatus). The Journal of the Acoustical Society of America, 127(4),  2692–2701.   Mulsow, J. L., J. J. Finneran, and D. S. Houser. (2011). California sea lion (Zalophus californianus) aerial  hearing sensitivity measured using auditory steady‐state response and psychophysical methods.  The Journal of the Acoustical Society of America, 129(4), 2298–2306.   Munger, L. M., M. O. Lammers, and W. W. L. Au. (2014). Passive Acoustic Monitoring for Cetaceans  within the Marianas Islands Range Complex. Preliminary Report. Pearl Harbor, HI: Naval Facilities  Engineering Command Pacific.  Munger, L. M., M. O. Lammers, J. N. Oswald, T. M. Yack, and W. W. L. Au. (2015). Passive Acoustic  Monitoring of Cetaceans within the Mariana Islands Range Complex Using Ecological Acoustic  Recorders. Final Report. Pearl Harbor, HI: Naval Facilities Engineering Command Pacific.  Mussi, B., A. Miragliuolo, T. De Pippo, M. C. Gambi, and D. Chiota. (2004). The submarine canyon of  Cuma (southern Tyrrhenian Sea, Italy), a cetacean key area to protect. European Research on  Cetaceans, 15, 178–179.     402  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area    Chapter 16 – Bibliography  Muto, M. M., V. T. Helker, R. P. Angliss, B. A. Allen, P. L. Boveng, J. M. Breiwick, M. F. Cameron, P. J.  Clapham, S. P. Dahle, M. E. Dahlheim, B. S. Fadely, M. C. Ferguson, L. W. Fritz, R. C. Hobbs, Y. V.  Ivashchenko, A. S. Kennedy, J. M. London, S. A. Mizroch, R. R. Ream, E. L. Richmond, K. E. W.  Shelden, R. G. Towell, P. R. Wade, J. M. Waite, and A. R. Zerbini. (2017). Alaska Marine Mammal  Stock Assessments, 2016 (NOAA Technical Memorandum NMFS‐AFSC‐323). Seattle, WA:  National Marine Mammal Laboratory.  Muto, M. M., V. T. Helker, R. P. Angliss, B. A. Allen, P. L. Boveng, J. M. Breiwick, M. F. Cameron, P. J.  Clapham, S. P. Dahle, M. E. Dahlheim, B. S. Fadely, J. M. London, S. A. Mizroch, R. R. Ream, E. L.  Richmond, K. E. W. Shelden, R. G. Towell, P. R. Wade, J. M. Waite, and A. N. Zerbini. (2018a).  Alaska Marine Mammal Stock Assessments, 2017 (NOAA Technical Memorandum NMFS‐AFSC‐ 378). Seattle, WA: Alaska Fisheries Science Center.  Muto, M. M., V. T. Helker, R. P. Angliss, P. L. Boveng, J. M. Breiwick, M. F. Cameron, P. J. Clapham, S. P.  Dahle, M. E. Dahlheim, B. S. Fadely, M. C. Ferguson, L. W. Fritz, R. C. Hobbs, Y. V. Ivashchenko, A.  S. Kennedy, J. M. London, S. A. Mizroch, R. R. Ream, E. L. Richmond, K. E. W. Shelden, K. L.  Sweeney, R. G. Towell, P. R. Wade, J. M. Waite, and A. N. Zerbini. (2018b). Alaska Marine  Mammal Stock Assessments, 2018. Draft. Seattle, WA: National Marine Fisheries Service, Alaska  Fisheries Science Center.  Nabe‐Nielsen, J., R. M. Sibly, J. Tougaard, J. Teilmann, and S. Sveegaard. (2014). Effects of noise and by‐ catch on a Danish harbour porpoise population. Ecological Modelling, 272, 242–251.   Nachtigall, P. E., D. W. Lemonds, and H. L. Roitblat. (2000). Psychoacoustic Studies of Dolphin and Whale  Hearing. In W. W. L. Au , R. R. Fay, & A. N. Popper (Eds.), Hearing by Whales and Dolphins (pp.  330–363). New York, NY: Springer.  Nachtigall, P. E., J. L. Pawloski, and W. W. L. Au. (2003). Temporary threshold shifts and recovery  following noise exposure in the Atlantic bottlenosed dolphin (Tursiops truncatus). The Journal of  the Acoustical Society of America, 113(6), 3425–3429.   Nachtigall, P. E., A. Y. Supin, J. Pawloski, and W. W. L. Au. (2004). Temporary threshold shifts after noise  exposure in the bottlenose dolphin (Tursiops truncatus) measured using evoked auditory  potentials. Marine Mammal Science, 20(4), 673–687.   Nachtigall, P. E., A. Y. Supin, M. Amundin, B. Roken, T. Møller, T. A. Mooney, K. A. Taylor, and M. Yuen.  (2007). Polar bear, Ursus maritimus, hearing measured with auditory evoked potentials. The  Journal of Experimental Biology, 210(7), 1116–1122.   Nachtigall, P. E., T. A. Mooney, K. A. Taylor, L. A. Miller, M. H. Rasmussen, T. Akamatsu, J. Teilmann, M.  Linnenschmidt, and G. A. Vikingsson. (2008). Shipboard Measurements of the Hearing of the  White‐Beaked Dolphin, Lagenorhynchus albirostris. The Journal of Experimental Biology, 211,  642–647.   Nachtigall, P. E., A. Y. Supin, A. F. Pacini, and R. A. Kastelein. (2018). Four odontocete species change  hearing levels when warned of impending loud sound. Integrative Zoology, 13, 2–20.   Nakamura, G., A. Hirose, Y. Kim, M. Akagi, and H. Kato. (2017). Recent increase in the occurrence of the  western gray whales, off the Japanese coast through 1955 to 2017. Tokyo, Japan: Laboratory of  Cetacean Biology, Tokyo University of Marine Science and Technology.    403  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area    Chapter 16 – Bibliography  National Marine Fisheries Service. (2005). Assessment of Acoustic Exposures on Marine Mammals in  Conjunction with USS Shoup Active Sonar Transmissions in the Eastern Strait of Juan de Fuca and  Haro Strait, Washington (5 May 2003). Seattle, WA: National Marine Fisheries Service.  National Marine Fisheries Service. (2007). Conservation Plan for the Eastern Pacific Stock of Northern Fur  Seal (Callorhinus ursinus). Juneau, AK: National Marine Fisheries Service Protected Resources  Division, Alaska Region.  National Marine Fisheries Service. (2013a). Final Recovery Plan for the North Pacific Right Whale  (Eubalaena japonica). Silver Spring, MD: National Marine Fisheries Service, Office of Protected  Resources.  National Marine Fisheries Service. (2013b). Occurrence of Western Distinct Population Segment Steller  Sea Lions East of 144° W. Longitude. Silver Spring, MD: National Oceanic and Atmospheric  Administration.  National Marine Fisheries Service. (2014). Reinitiated Biological Opinion on Navy Activities on the  Northwest Training Range Complex and NMFS’s Issuance of an MMPA Letter of Authorization.  (FPR‐2014‐9069). Washington, DC: The United States Navy and National Oceanic and  Atmospheric Administration's National Marine Fisheries Service.  National Marine Fisheries Service. (2015). Biological Opinion and Conference Report on Navy NWTT  Activities and NMFS' MMPA Incidental Take Authorization. (PCTS FPR‐2015‐9110). Silver Spring,  MD: Office of Protected Resources.  National Marine Fisheries Service. (2016a). National Marine Fisheries Service, Alaska Region Occurrence  of Endangered Species Act (ESA) Listed Humpback Whales off Alaska. Silver Spring, MD: National  Marine Fisheries Service.  National Marine Fisheries Service. (2016b). Southern Resident Killer Whales (Orcinus orca) 5‐Year  Review: Summary and Evaluation. Seattle, WA: National Oceanic and Atmospheric  Administration, West Coast Region.  National Marine Fisheries Service. (2016c). 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: U.S. Department of Commerce, National Oceanic and Atmospheric  Administration, National Marine Fisheries Service.  National Marine Fisheries Service. (2016d). Steller Sea Lion (Eumetopias jubatus). Retrieved from  https://www.fisheries.noaa.gov/species/steller‐sea‐lion.  National Marine Fisheries Service. (2016e). West Coast Region's Endangered Species Act implementation  and considerations about "take" given the September 2016 humpback whale DPS status review  and species‐wide revision of listings. Long Beach, CA: Protected Resources Division, West Coast  Region.  National Marine Fisheries Service. (2016f). FAQs: Whale, Dolphin, Seal, and Sea Lion (Marine Mammal)  Strandings. Retrieved from http://www.nmfs.noaa.gov/pr/health/faq.htm (accessed in June  2016).  National Marine Fisheries Service. (2016g). Fisheries Interactions and Protected Species Bycatch. Silver  Spring, MD: National Oceanic and Atmospheric Administration.    404  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area    Chapter 16 – Bibliography  National Marine Fisheries Service. (2016h). Endangered and Threatened Species; Identification of 14  Distinct Population Segments of the Humpback Whale (Megaptera novaeangliae) and Revision  of Species‐Wide Listing. Federal Register, 81(174), 62260–62320.   National Marine Fisheries Service. (2017a). North Pacific Right Whale (Eubalaena japonica) Five‐Year  Review: Summary and Evaluation. Silver Spring, MD: Office of Protected Resources, Alaska  Region.  National Marine Fisheries Service. (2017b). National Stranding Database Level A files for 2000–2016,  Washington and Oregon. Seattle, WA: National Oceanic and Atmospheric Administration  Fisheries, Protected Resources Division West Coast Region.  National Marine Fisheries Service. (2018a). 2018 Revision to: Technical Guidance for Assessing the  Effects of Anthropogenic Sound on Marine Mammal Hearing (Version 2.0): Underwater  Thresholds for Onset of Permanent and Temporary Threshold Shifts. Silver Spring, MD: National  Oceanic and Atmospheric Administration, National Marine Fisheries Service, Office of Protected  Resources.  National Marine Fisheries Service. (2018b). New Boating Safeguards for Killer Whales. Seattle, WA:  National Oceanic and Atmospheric Administration Fisheries, West Coast Region.  National Marine Fisheries Service. (2018c). Draft Recovery Plan for the Blue Whale (Balaenoptera  musculus): Revision. Silver Spring, MD: National Oceanic and Atmospheric Administration, Office  of Protected Resources and West Coast Region.  National Marine Fisheries Service: Northwest Region. (2006). Designation of Critical Habitat for Southern  Resident Killer Whales. Biological Report. Silver Spring, MD: National Marine Fisheries Service.  National Oceanic and Atmospheric Administration. (2002). Report of the Workshop on acoustic  resonance as a source of tissue trauma in cetaceans. Silver Spring, MD: U.S. Department of  Commerce, National Oceanic and Atmospheric Administration, National Marine Fisheries  Service.  National Oceanic and Atmospheric Administration. (2010). National Marine Fisheries Service's Final  Biological Opinion for the Proposed Issuance of a United States Coast Guard Permit to the St.  George Reef Lighthouse Preservation Society to Maintain the St. George Reef Lighthouse as a  Private Aid to Navigation and Its Effect on the Federally Threatened Eastern Distinct Population  Segment of Steller Sea Lion and Designated Critical Habitat. Silver Spring, MD: National Marine  Fisheries Service.  National Oceanic and Atmospheric Administration. (2011). Protective Regulations for Killer Whales in  the Northwest Region Under the Endangered Species Act and Marine Mammal Protection Act.  Federal Register, 76(72), 20870–20890.   National Oceanic and Atmospheric Administration. (2014). NOAA Fisheries Geographic Information  Systems. Retrieved from https://nauticalcharts.noaa.gov/data/gis‐data‐and‐services.html.  National Oceanic and Atmospheric Administration. (2015a). Takes of Marine Mammals Incidental to  Specified Activities; U.S. Navy Training and Testing Activities in the Northwest Training and  Testing Study Area; Final Rule. Federal Register, 80(226), 73556–73627.   National Oceanic and Atmospheric Administration. (2015b). Takes of marine mammals incidental to  specified activities; U.S. Navy training and testing activities in the Mariana Islands Training and  Testing Study Area. Federal Register, 80(148), 46112–46171.     405  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area    Chapter 16 – Bibliography  National Oceanic and Atmospheric Administration Fisheries. (2014). Southern Resident Killer Whales: 10  Years of Research & Conservation. Seattle, WA: Northwest Fisheries Science Center West Coast  Region.  National Research Council. (2003). Ocean Noise and Marine Mammals. Washington, DC: The National  Academies Press.  National Research Council. (2005). Marine Mammal Populations and Ocean Noise. Washington, DC: The  National Academies Press.  National Research Council. (2006). Dynamic Changes in Marine Ecosystems: Fishing, Food Webs, and  Future Options, Committee on Ecosystem Effects of Fishing: Phase II–Assessments of the Extent  of Change and the Implications for Policy. Washington, DC: National Research Council.  Nedwell, J. R., B. Edwards, A. W. H. Turnpenny, and J. Gordon. (2004). Fish and Marine Mammal  Audiograms: A Summary of Available Information. Hampshire, United Kingdom: Subacoustech  Ltd.  New, L. F., J. Harwood, L. Thomas, C. Donovan, J. S. Clark, G. Hastie, P. M. Thompson, B. Cheney, L. Scott‐ Hayward, D. Lusseau, and D. Costa. (2013a). Modelling the biological significance of behavioural  change in coastal bottlenose dolphins in response to disturbance. Functional Ecology, 27(2),  314–322.   New, L. F., D. J. Moretti, S. K. Hooker, D. P. Costa, and S. E. Simmons. (2013b). Using energetic models to  investigate the survival and reproduction of beaked whales (family Ziphiidae). PLoS ONE, 8(7),  e68725.   New, L. F., J. S. Clark, D. P. Costa, E. Fleishman, M. A. Hindell, T. Klanjšček, D. Lusseau, S. Kraus, C. R.  McMahon, P. W. Robinson, R. S. Schick, L. K. Schwarz, S. E. Simmons, L. Thomas, P. Tyack, and J.  Harwood. (2014). Using short‐term measures of behaviour to estimate long‐term fitness of  southern elephant seals. Marine Ecology Progress Series, 496, 99–108.   Nichol, L. M., B. M. Wright, P. O'Hara, and J. K. B. Ford. (2017). Risk of lethal vessel strikes to humpback  and fin whales off the west coast of Vancouver Island, Canada. Endangered Species Research,  32, 373–390.   Nichol, L. M., R. M. Abernethy, B. M. Wright, S. Heaslip, L. D. Spaven, J. R. Towers, J. F. Pilkington, E. H.  Stredulinsky, and J. K. B. Ford. (2018). Distribution, movements and habitat fidelity patterns of  Fin Whales (Balaenoptera physalus) in Canadian Pacific Waters. Ottawa, Canada: Canadian  Science Advisory Secretariat, Fisheries and Oceans Canada.  Nieukirk, S. L., D. K. Mellinger, S. E. Moore, K. Klinck, R. P. Dziak, and J. Goslin. (2012). Sounds from  airguns and fin whales recorded in the mid‐Atlantic Ocean, 1999–2009. The Journal of the  Acoustical Society of America, 131(2), 1102–1112.   Nieukirk, S. L., S. Fregosi, D. K. Mellinger, and H. Klinck. (2016). A complex baleen whale call recorded in  the Mariana Trench Marine National Monument. The Journal of the Acoustical Society of  America, 140(3), EL274.   Noren, D. P., A. H. Johnson, D. Rehder, and A. Larson. (2009). Close approaches by vessels elicit surface  active behaviors by southern resident killer whales. Endangered Species Research, 8(3), 179– 192.     406  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area    Chapter 16 – Bibliography  Norris, T. (2017a). [Updated abundance estimate for Guadalupe fur seals. Personal communication on  August 18, 2017, between Tenaya Norris (The Marine Mammal Center) and Michael Zickel  (Mantech International) via email].  Norris, T. (2017b). [Personal communication via email between Tenaya Norris (The Marine Mammal  Center) and Conrad Erkelens (Mantech International Corporation) on Guadalupe fur seal  abundance and distribution].  Norris, T. F., J. Oswald, T. Yack, E. Ferguson, C. Hom‐Weaver, K. Dunleavy, S. Coates, and T. Dominello.  (2012). An Analysis of Acoustic Data from the Mariana Islands Sea Turtle and Cetacean Survey  (MISTCS). Encinitas, CA: Bio‐Waves, Inc.  Norris, T. F., K. J. Dunleavy, T. M. Yack, and E. L. Ferguson. (2017). Estimation of minke whale abundance  from an acoustic line transect survey of the Mariana Islands. Marine Mammal Science, 33(2),  574–592.   Nowacek, D., M. Johnson, and P. Tyack. (2004). North Atlantic right whales (Eubalaena glacialis) ignore  ships but respond to alerting stimuli. Proceedings of the Royal Society of London, 271(B), 227– 231.   Nowacek, D., L. H. Thorne, D. Johnston, and P. Tyack. (2007). Responses of cetaceans to anthropogenic  noise. Mammal Review, 37(2), 81–115.   Nowacek, D. P., F. Christiansen, L. Bejder, J. A. Goldbogen, and A. S. Friedlaender. (2016). Studying  cetacean behaviour: New technological approaches and conservation applications. Animal  Behaviour, 120, 235–244.   Nuka Research & Planning Group, LLC. (2012). Southeast Alaska Vessel Traffic Study. Seldovia, AK: Nuka  Research & Planning Group, LLC.  O'Keeffe, D. J. (1984). Guidelines for Predicting the Effects of Underwater Explosions on Swimbladder  Fish. Dahlgren, VA: Naval Surface Weapons Center.  O'Keeffe, D. J., and G. A. Young. (1984). Handbook on the Environmental Effects of Underwater  Explosions. Silver Spring, MD: U.S. Navy, Naval Surface Weapons Center (Code R14).  Office of the Surgeon General. (1991). Conventional warfare ballistic, blast, and burn injuries. In R.  Zajitchuk, Col. (Ed.), U.S.A. Textbook of Military Medicine. Washington, DC: Office of the Surgeon  General.  Olesiuk, P. F. (2012). Habitat utilization by northern fur seals (Callorhinus ursinus) in the Northeastern  Pacific Ocean and Canada (Research Document 2012/040). Nanaimo, Canada: Canadian Science  Advisory Secretariat.  Oleson, E. M., J. Calambokidis, E. Falcone, G. Schorr, and J. A. Hildebrand. (2009). Acoustic and visual  monitoring for cetaceans along the outer Washington coast. San Diego, CA: University of  California San Diego Scripps Institution of Oceanography and Cascadia Research Collective.  Oleson, E. M., and J. Hildebrand. (2012). Marine Mammal Demographics Off the Outer Washington  Coast and Near Hawaii. Monterey, CA: U.S. Naval Postgraduate School.  Oleson, E. M., S. Baumann‐Pickering, A. Širović, K. P. Merkens, L. M. Munger, J. S. Trickey, and P. Fisher‐ Pool. (2015). Analysis of long‐term acoustic datasets for baleen whales and beaked whales  within the Mariana Islands Range Complex (MIRC) for 2010 to 2013 (Pacific Islands Fisheries  Science Center Data Report DR‐15‐002). Honolulu, HI: Pacific Islands Fisheries Science Center.    407  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area    Chapter 16 – Bibliography  Olsen, E., W. P. Budgell, E. Head, L. Kleivane, L. Nøttestad, P. Prieto, M. A. Silva, H. Skov, G. A. Víkingsson,  G. Waring, and N. Øien. (2009). First satellite‐tracked long‐distance movement of a sei whale  (Balaenoptera borealis) in the North Atlantic. Aquatic Mammals, 35(3), 313–318.   Olson, J., and R. W. Osborne. (2017). Southern Resident Killer Whale Sighting Compilation 1948–2016  (RA133F‐12‐CQ‐0057). Friday Harbor, WA: The Whale Museum and Olympic Natural Resources  Center.  Olson, J. K. (2013). The effect of human exposure on the anti‐predatory response of harbor seals (Phoca  vitulina). (Unpublished master's thesis). Western Washington University, Bellingham, WA.  Retrieved from http://cedar.wwu.edu/wwuet/291.  Owen, M. A., and A. E. Bowles. (2011). In‐air auditory psychophysics and the management of a  threatened carnivore, the polar bear (Ursus maritimus). International Journal of Comparative  Psychology, 24, 244–254.   Panigada, S., M. Zanardelli, M. Mackenzie, C. Donovan, F. Melin, and P. S. Hammond. (2008). Modelling  habitat preferences for fin whales and striped dolphins in the Pelagos Sanctuary (Western  Mediterranean Sea) with physiographic and remote sensing variables. Remote Sensing of  Environment, 112(8), 3400–3412.   Parks, S. E., C. W. Clark, and P. L. Tyack. (2007). Short‐ and long‐term changes in right whale calling  behavior: The potential effects of noise on acoustic communication. The Journal of the  Acoustical Society of America, 122(6), 3725–3731.   Pavlostathis, S. G., and G. H. Jackson. (2002). Biotransformation of 2, 4, 6‐trinitrotoluene in a  continuous‐flow Anabaena sp. system. Water Research, 36, 1699–1706.   Payne, P. M., and D. W. Heinemann. (1993). The distribution of pilot whales (Globicephala spp.) in  shelf/shelf edge and slope waters of the northeastern United States, 1978–1988. Reports of the  International Whaling Commission, 14, 51–68.   Payne, R., and D. Webb. (1971). Orientation by means of long range signaling in baleen whales. Annals  of the New York Academy of Sciences, 188, 110–141.   Pelland, N. A., J. T. Sterling, M.‐A. Lea, N. A. Bond, R. R. Ream, C. M. Lee, and C. C. Eriksen. (2015).  Fortuitous Encounters between Seagliders and Adult Female Northern Fur Seals (Callorhinus  ursinus) off the Washington (USA) Coast: Upper Ocean Variability and Links to Top Predator  Behavior. PLoS ONE, 9(8), e101268.   Perrin, W. F., and J. R. Geraci. (2002). Stranding. In W. F. Perrin, B. Wursig, & J. G. M. Thewissen (Eds.),  Encyclopedia of Marine Mammals (pp. 1192–1197). San Diego, CA: Academic Press.  Perryman, W. L., D. W. Weller, and J. W. Durban. (2017). Estimates of Eastern North Pacific Gray Whale  Calf Projection 1994–2016. Cambridge, United Kingdom: International Whaling Commission.  Peterson, S. H., M. M. Lance, S. J. Jeffries, and A. Acevedo‐Gutiérrez. (2012). Long Distance Movements  and Disjunct Spatial Use of Harbor Seals (Phoca vitulina) in the Inland Waters of the Pacific  Northwest. PLoS ONE, 7(6), e39046.   Peterson, S. H., J. T. Ackerman, and D. P. Costa. (2015). Marine foraging ecology influences mercury  bioaccumulation in deep‐diving northern elephant seals. Proceedings of the Royal Society B:  Biological Sciences, 282(20150710), 10.     408  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area    Chapter 16 – Bibliography  Piantadosi, C. A., and E. D. Thalmann. (2004). Whales, sonar and decompression sickness. Nature, 425,  575–576.   Pirotta, E., K. L. Brookes, I. M. Graham, and P. M. Thompson. (2014). Variation in harbour porpoise  activity in response to seismic survey noise. Biology Letters, 10(5), 20131090.   Pirotta, E., J. Harwood, P. M. Thompson, L. New, B. Cheney, M. Arso, P. S. Hammond, C. Donovan, and D.  Lusseau. (2015a). Predicting the effects of human developments on individual dolphins to  understand potential long‐term population consequences. Proceedings of the Royal Society B:  Biological Sciences, 282(1818), 20152109.   Pirotta, E., N. D. Merchant, P. M. Thompson, T. R. Barton, and D. Lusseau. (2015b). Quantifying the  effect of boat disturbance on bottlenose dolphin foraging activity. Biological Conservation, 181,  82–89.   Pirotta, E., M. Mangel, D. P. Costa, B. Mate, J. A. Goldbogen, D. M. Palacios, L. A. Hückstädt, E. A.  McHuron, L. Schwarz, and L. New. (2018). A Dynamic State Model of Migratory Behavior and  Physiology to Assess the Consequences of Environmental Variation and Anthropogenic  Disturbance on Marine Vertebrates. The American Naturalist, 191(2), 17.   Piscitelli, M. A., W. A. McLellan, A. S. Rommel, J. E. Blum, S. G. Barco, and D. A. Pabst. (2010). Lung size  and thoracic morphology in shallow and deep‐diving cetaceans. Journal of Morphology, 271,  654–673.   Pitcher, K. W., P. F. Olesiuk, R. F. Brown, M. S. Lowry, S. J. Jeffries, J. L. Sease, W. L. Perryman, C. E.  Stinchcomb, and L. F. Lowry. (2007). Abundance and distribution of the eastern North Pacific  Steller sea lion (Eumetopias jubatus) population. Fisheries Bulletin, 107, 102–115.   Pitman, R. L., and M. S. Lynn. (2001). Biological observations of an unidentified mesoplodont whale in  the eastern tropical Pacific and probable identity: Mesoplodon peruvianus. Marine Mammal  Science, 17(3), 648–657.   Polovina, J. J., E. Howell, D. R. Kobayashi, and M. P. Seki. (2001). The transition zone chlorophyll front, a  dynamic global feature defining migration and forage habitat for marine resources. Progress in  Oceanography, 49, 469–483.   Pomeroy, P., L. O'Connor, and P. Davies. (2015). Assessing use of and reaction to unmanned aerial  systems in gray and harbor seals during breeding and molt in the UK. Journal of Unmanned  Vehicle Systems, 3(3), 102–113.   Popov, V. V., A. Y. Supin, D. Wang, K. Wang, L. Dong, and S. Wang. (2011). Noise‐induced temporary  threshold shift and recovery in Yangtze finless porpoises, Neophocaena phocaenoides  asiaeorientalis. The Journal of the Acoustical Society of America, 130(1), 574–584.   Popov, V. V., A. Y. Supin, V. V. Rozhnov, D. I. Nechaev, E. V. Sysuyeva, V. O. Klishin, M. G. Pletenko, and  M. B. Tarakanov. (2013). Hearing threshold shifts and recovery after noise exposure in beluga  whales, Delphinapterus leucas. The Journal of Experimental Biology, 216(9), 1587–1596.   Popov, V. V., A. Y. Supin, V. V. Rozhnov, D. I. Nechaev, and E. V. Sysueva. (2014). The limits of  applicability of the sound exposure level (SEL) metric to temporal threshold shifts (TTS) in beluga  whales, Delphinapterus leucas. The Journal of Experimental Biology, 217(Pt 10), 1804–1810.   Popper, A. N. (2003). Effects of anthropogenic sounds on fishes. Fisheries, 28(10), 24–31.     409  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area    Chapter 16 – Bibliography  Popper, A. N., M. E. Smith, P. A. Cott, B. W. Hanna, A. O. MacGillivray, M. E. Austin, and D. A. Mann.  (2005). Effects of exposure to seismic airgun use on hearing of three fish species. The Journal of  the Acoustical Society of America, 117(6), 3958–3971.   Popper, A. N., M. B. Halvorsen, A. Kane, D. L. Miller, M. E. Smith, J. Song, P. Stein, and L. E. Wysocki.  (2007). The effects of high‐intensity, low‐frequency active sonar on rainbow trout. The Journal  of the Acoustical Society of America, 122(1), 623–635.   Popper, A. N., and M. C. Hastings. (2009). The effects of anthropogenic sources of sound on fishes.  Journal of Fish Biology, 75(3), 455–489.   Popper, A. N., and R. R. Fay. (2010). Rethinking sound detection by fishes. Hearing Research, 273(1–2),  25–36.   Popper, A. N., A. D. Hawkins, R. R. Fay, D. A. Mann, S. M. Bartol, T. J. Carlson, S. Coombs, W. T. Ellison, R.  L. Gentry, M. B. Halvorsen, S. Løkkeborg, P. H. Rogers, B. L. Southall, D. G. Zeddies, and W. N.  Tavolga. (2014). ASA S3/SC1.4 TR‐2014 Sound Exposure Guidelines for Fishes and Sea Turtles: A  Technical Report prepared by ANSI‐Accredited Standards Committee S3/SC1 and registered with  ANSI. New York, NY and London, United Kingdom: Acoustical Society of America Press and  Springer Briefs in Oceanography.  Popper, A. N., and A. Hawkins. (2016). The Effects of Noise on Aquatic Life II. New York, NY: Spring  Science+Business Media.  Potter, J. R., M. Thillet, C. Douglas, M. A. Chitre, Z. Doborzynski, and P. J. Seekings. (2007). Visual and  passive acoustic marine mammal observations and high‐frequency seismic source characteristics  recorded during a seismic survey. IEEE Journal of Oceanic Engineering, 32(2), 469–483.   Price, S. (2017). Rare right whale sightings in Southern California. Retrieved from  http://www.cbs8.com/story/36621032/rare‐right‐whale‐sightings‐in‐southern‐california.  Quick, N., L. Scott‐Hayward, D. Sadykova, D. Nowacek, and A. Read. (2017). Effects of a scientific echo  sounder on the behavior of short‐finned pilot whales (Globicephala macrorhynchus). Canadian  Journal of Fisheries and Aquatic Sciences, 74(5), 716–726.   Raum‐Suryan, K. L., M. J. Rehberg, G. W. Pendleton, K. W. Pitcher, and T. S. Gelatt. (2004). Development  of Dispersal, Movement Patterns, and Haul‐Out Use by Pup and Juvenile Steller Sea Lions  (Eumetopias jubatus) in Alaska. Marine Mammal Science, 20(4), 823–850.   Read, A., P. Drinker, and S. Northridge. (2006). Bycatch of marine mammals in U.S. and global fisheries.  Conservation Biology, 20(1), 163–169.   Read, A. J., S. Barco, J. Bell, D. L. Borchers, M. L. Burt, E. W. Cummings, J. Dunn, E. M. Fougeres, L. Hazen,  L. E. W. Hodge, A.‐M. Laura, R. J. McAlarney, P. Nilsson, D. A. Pabst, C. G. M. Paxton, S. Z.  Schneider, K. W. Urian, D. M. Waples, and W. A. McLellan. (2014). Occurrence, distribution, and  abundance of cetaceans in Onslow Bay, North Carolina, USA. Journal of Cetacean Research and  Management, 14, 23–35.   Ream, R. R., J. T. Sterling, and T. R. Loughlin. (2005). Oceanographic features related to northern fur seal  migratory movements. Deep‐Sea Research II, 52, 823–843.   Reeves, R. R., B. S. Stewart, P. J. Clapham, and J. A. Powell. (2002). National Audubon Society Guide to  Marine Mammals of the World. New York, NY: Alfred A. Knopf.    410  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area    Chapter 16 – Bibliography  Reeves, R. R., and T. D. Smith. (2010). Commercial Whaling, Especially for Gray Whales, Eschrichtius  robustus, and Humpback Whales, Megaptera novaeangliae, at California and Baja California  Shore Stations in the 19th Century (1854–1899). Marine Fisheries Review, 72(1), 1–25.   Reichmuth, C., M. M. Holt, J. Mulsow, J. M. Sills, and B. L. Southall. (2013). Comparative assessment of  amphibious hearing in pinnipeds. Journal of Comparative Physiology A: Neuroethology, Sensory  Neural, and Behavioral Physiology, 199(6), 491–507.   Rice, A., V. B. Deecke, J. K. B. Ford, J. F. Pilkington, E. M. Oleson, J. A. Hildebrand, and A. Širović. (2017).  Spatial and temporal occurrence of killer whale ecotypes off the outer coast of Washington  State, USA. Marine Ecology Progress Series, 572, 255–268.   Rice, D. W. (1989). Sperm whale Physeter macrocephalus Linnaeus, 1758. In S. H. Ridgway & R. Harrison  (Eds.), Handbook of Marine Mammals (Vol. 4, pp. 177–234). San Diego, CA: Academic Press.  Richardson, W. J., C. R. Greene, Jr., C. I. Malme, and D. H. Thomson. (1995). Marine Mammals and Noise.  San Diego, CA: Academic Press.  Richardson, W. J., G. W. Miller, and C. R. Greene. (1999). Displacement of migrating bowhead whales by  sounds from seismic surveys in shallow waters of the Beaufort Sea. The Journal of the Acoustical  Society of America, 106(4), 2281.   Richmond, D. R., J. T. Yelverton, and E. R. Fletcher. (1973). Far‐Field Underwater‐Blast Injuries Produced  by Small Charges. Washington, DC: Lovelace Foundation for Medical Education and Research,  Defense Nuclear Agency.  Rick, T. C., R. L. DeLong, J. M. Erlandson, T. J. Braje, T. L. Jones, D. J. Kennett, T. A. Wake, and P. L.  Walker. (2009). A trans‐Holocene archaeological record of Guadalupe fur seals (Arctocephalus  townsendi) on the California coast. Marine Mammal Science, 25(2), 487–502.   Ridgway, S. H. (1972). Homeostasis in the Aquatic Environment. In S. H. Ridgway (Ed.), Mammals of the  Sea: Biology and Medicine (pp. 590–747). Springfield, IL: Charles C. Thomas.  Ridgway, S. H., and R. Howard. (1979). Dolphin lung collapse and intramuscular circulation during free  diving: Evidence from nitrogen washout. Science, 206, 1182–1183.   Ridgway, S. H., D. A. Carder, R. R. Smith, T. Kamolnick, C. E. Schlundt, and W. R. Elsberry. (1997).  Behavioral Responses and Temporary Shift in Masked Hearing Threshold of Bottlenose Dolphins,  Tursiops truncatus, to 1‐second Tones of 141 to 201 dB re 1 µPa. (Technical Report 1751,  Revision 1). San Diego, CA: U.S. Department of Navy, Naval Command, Control and Ocean  Surveillance Center, Research, Development, Test, and Evaluation Division.  Risch, D., P. J. Corkeron, W. T. Ellison, and S. M. Van Parijs. (2012). Changes in humpback whale song  occurrence in response to an acoustic source 200 km away. PLoS ONE, 7(1), e29741.   Ritter, F. (2012). Collisions of Sailing Vessels with Cetaceans Worldwide: First Insights into a Seemingly  Growing Problem (SC/61/BC 1). Berlin, Germany: Mammals Encounters Education Research e.V.  Robertson, F. C. (2014). Effects of Seismic Operations on Bowhead Whale Behavior: Implications for  Distribution and Abundance Assessments. (Unpublished doctoral dissertation). The University of  British Columbia, Vancouver, Canada. Retrieved from http://www.marinemammal.org/wp‐ content/pdfs/Robertson_2014.pdf.  Robinson, P. W., D. P. Costa, D. E. Crocker, J. P. Gallo‐Reynoso, C. D. Champagne, M. A. Fowler, C.  Goetsch, K. T. Goetz, J. L. Hassrick, L. A. Huckstadt, C. E. Kuhn, J. L. Maresh, S. M. Maxwell, B. I.    411  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area    Chapter 16 – Bibliography  McDonald, S. H. Peterson, S. E. Simmons, N. M. Teutschel, S. Villegas‐Amtmann, and K. Yoda.  (2012). Foraging behavior and success of a mesopelagic predator in the northeast Pacific Ocean:  Insights from a data‐rich species, the northern elephant seal. PLoS ONE, 7(5), e36728.   Rocha, R. C., P. J. J. Clapham, and Y. V. Ivashchenko. (2014). Emptying the Oceans: A Summary of  Industrial Whaling Catches in the 20th Century. Marine Fisheries Review, 76(4), 37–48.   Rockwood, R. C., J. Calambokidis, and J. Jahncke. (2017). High mortality of blue, humpack and fin whales  from modeling of vessel collisions on the U.S. West Coast suggests population impacts and  insufficient protection. PLoS ONE, 12(8), e0183052.   Rolland, R. M., S. E. Parks, K. E. Hunt, M. Castellote, P. J. Corkeron, D. P. Nowacek, S. K. Wasser, and S. D.  Kraus. (2012). Evidence that ship noise increases stress in right whales. Proceedings of the Royal  Society B: Biological Sciences, 279(1737), 2363–2368.   Romano, T. A., M. J. Keogh, C. Kelly, P. Feng, L. Berk, C. E. Schlundt, D. A. Carder, and J. J. Finneran.  (2004). Anthropogenic sound and marine mammal health: Measures of the nervous and  immune systems before and after intense sound exposures. Canadian Journal of Fisheries and  Aquatic Sciences, 61, 1124–1134.   Rone, B. K., A. N. Zerbini, A. B. Douglas, D. W. Weller, and P. J. Clapham. (2017). Abundance and  distribution of cetaceans in the Gulf of Alaska. Marine Biology, 164(23), 1–23.   Rosen, G., and G. R. Lotufo. (2010). Fate and effects of composition B in multispecies marine exposures.  Environmental Toxicology and Chemistry, 29(6), 1330–1337.   Rosowski, J. J. (1994). Outer and Middle Ears. In R. R. Fay & A. N. Popper (Eds.), Comparative Hearing:  Mammals (pp. 172–247). Berlin, Germany: Springer‐Verlag.  Saez, L., D. Lawson, M. DeAngelis, E. Petras, S. Wilkin, and C. Fahy. (2013). Understanding the Co‐ Occurrence of Large Whales and Commercial Fixed Gear Fisheries Off the West Coast of the  United States (NOAA Technical Memorandum NMFS‐SWR‐044). Long Beach, CA: Southwest  Regional Office, Protected Resources Division.  Sanino, G. P., J. L. Yanez, and K. Van Waerebeek. (2007). A first confirmed specimen record in Chile, and  sightings attributed to the lesser beaked whale, Mesoplodon peruvianus Reyes, Mead and Van  Waerebeek, 1991. Boletin del Museo Nacional de Historia Natural, Chile, 56, 89–96.   Saunders, K. J., P. R. White, and T. G. Leighton. (2008). Models for Predicting Nitrogen Tensions and  Decompression Sickness Risk in Diving Beaked Whales. Proceedings of the Institute of Acoustics,  30(5), 1–8.   Scammon, C. M. (1874). Marine Mammals of the North‐western Coast of North America Together with  an account of the American Whale‐Fishery. San Francisco, CA: John H. Carmany and Company.  Scarff, J. E. (1991). Historic Distribution and Abundance of the Right Whale (Eubalaena glacialis) in the  North Pacific, Bering Sea, Sea of Okhotsk and Sea of Japan from the Maury Whale Charts. Report  of the International Whaling Commision, 41, 467–489.   Scarff, J. E. (2001). Preliminary estimates of whaling‐induced mortality in the 19th century North Pacific  right whale (Eubalaena japonicus) fishery, adjusting for struck‐but‐lost whales and non‐ American whaling. Journal of Cetacean and Research Management, 2, 261–268.   Schakner, Z. A., and D. T. Blumstein. (2013). Behavioral biology of marine mammal deterrents: A review  and prospectus. Biological Conservation, 167, 380–389.     412  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area    Chapter 16 – Bibliography  Schlundt, C. E., J. J. Finneran, D. A. Carder, and S. H. Ridgway. (2000). Temporary shift in masked hearing  thresholds of bottlenose dolphins, Tursiops truncatus, and white whales, Delphinapterus leucas,  after exposure to intense tones. The Journal of the Acoustical Society of America, 107(6), 3496– 3508.   Schlundt, C. E., R. L. Dear, L. Green, D. S. Houser, and J. J. Finneran. (2007). Simultaneously measured  behavioral and electrophysiological hearing thresholds in a bottlenose dolphin (Tursiops  truncatus). The Journal of the Acoustical Society of America, 122(1), 615–622.   Schorr, G. S., E. A. Falcone, D. J. Moretti, and R. D. Andrews. (2014). First long‐term behavioral records  from Cuvier's beaked whales (Ziphius cavirostris) reveal record‐breaking dives. PLoS ONE, 9(3),  e92633.   Schorr, G. S., E. A. Falcone, and B. K. Rone. (2017). Distribution and Demographics of Cuvier's Beaked  Whales and Fin Whales in the Southern California Bight (Annual report for on‐water surveys  conducted in conjunction with Marine Mammal Monitoring on Navy Ranges). Seabeck, WA:  Marine Ecology and Telemetry Research.  Scordino, J. J., M. Gosho, P. J. Gearin, A. Akamajian, J. Calambokidis, and N. Wright. (2017). Individual  gray whale use of coastal waters off northwest Washington during the feeding season 1984– 2011: Implications for management. Journal of Cetacean Research and Management, 16, 57–69.   Seely, E., R. W. Osborne, K. Koski, and S. Larson. (2017). Soundwatch: Eighteen years of monitoring  whale watch vessel activities in the Salish Sea. PLoS ONE, 12(12), e0189764.   Shelden, K. E. W., S. E. Moore, J. M. Waite, P. R. Wade, and D. J. Rugh. (2005). Historic and current  habitat use by North Pacific right whales Eubalaena japonica in the Bering Sea and Gulf of  Alaska. Mammal Review, 35(2), 129–155.   Shields, M. W., S. Hysong‐Shimazu, J. C. Shields, and J. Woodruff. (2018a). Increased presence of  mammal‐eating killer whales in the Salish Sea with implications for predatory‐prey dynamics.  PeerJ, 6, e6026.   Shields, M. W., J. Lindell, and J. Woodruff. (2018b). Declining spring usage of core habitat by endangered  fish‐eating killer whales reflects decreased availability of their primary prey. Pacific Conservation  Biology, 24, 189–193.   Sigler, M. F., S. M. Gende, and D. J. Csepp. (2017). Association of foraging Steller sea lions with persistent  prey hot spots in southeast Alaska. Marine Ecological Progress Series, 571, 233–243.   Silber, G., J. Slutsky, and S. Bettridge. (2010). Hydrodynamics of a ship/whale collision. Journal of  Experimental Marine Biology and Ecology, 391, 10–19.   Sills, J. M., B. L. Southall, and C. Reichmuth. (2017). The influence of temporally varying noise from  seismic air guns on the detection of underwater sounds by seals. The Journal of the Acoustical  Society of America, 141(2), 996–1008.   Simmons, S. E., D. E. Crocker, R. M. Kudela, and D. P. Costa. (2007). Linking foraging behaviour of the  northern elephant seal with oceanography and bathymetry at mesoscales. Marine Ecological  Progress Series, 346, 265–275.   Simpkins, M., D. Withrow, J. Cesarone, and P. Boveng. (2003). Stability in the proportion of harbor seals  hauled out under locally ideal conditions. Marine Mammal Science, 19(4), 791–805.     413  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area    Chapter 16 – Bibliography  Singh, R., P. Soni, P. Kumar, S. Purohit, and A. Singh. (2009). Biodegradation of high explosive production  effluent containing RDX and HMX by denitrifying bacteria. World Journal of Microbiology and  Biotechnology, 25, 269–275.   Širović, A., J. A. Hildebrand, S. M. Wiggins, M. A. McDonald, S. E. Moore, and D. Thiele. (2004).  Seasonality of blue and fin whale calls and the influence of sea ice in the Western Antarctic  Peninsula. Deep Sea Research II, 51(17–19), 2327–2344.   Širović, A., J. A. Hildebrand, and S. M. Wiggins. (2007). Blue and fin whale call source levels and  propagation range in the Southern Ocean. The Journal of the Acoustical Society of America,  122(2), 1208–1215.   Širović, A., J. A. Hildebrand, S. Baumann‐Pickering, J. Buccowich, A. Cummins, S. Kerosky, L. Roche, A. S.  Berga, and S. M. Wiggins. (2012). Passive Acoustic Monitoring for Marine Mammals in the  Northwest Training Range Complex 2011 (MPL Technical Memorandum MPL‐TM 535). La Jolla,  CA: Marine Physical Laboratory, Scripps Institute of Oceanography, University of California San  Diego.  Širović, A., S. C. Johnson, L. K. Roche, L. M. Varga, S. M. Wiggins, and J. A. Hildebrand. (2015a). North  Pacific right whales (Eubalaena japonica) recorded in the northeastern Pacific Ocean in 2013.  Marine Mammal Science, 31(2), 800–807.   Širović, A., A. Rice, E. Chou, J. A. Hildebrand, S. M. Wiggins, and M. A. Roch. (2015b). Seven years of blue  and fin whale call abundance in the Southern California Bight. Endangered Species Research, 28,  61–76.   Širović, A., S. Baumann‐Pickering, J. A. Hildebrand, A. J. Debich, S. T. Herbert, A. Meyer‐Löbbecke, A.  Rice, B. Thayre, J. S. Trickey, S. M. Wiggins, and M. A. Roch. (2016). Passive Acoustic Monitoring  for Marine Mammals in the SOCAL Range Complex July 2014–May 2015 (Marine Physical  Laboratory Technical Memorandum #607). La Jolla, CA: Marine Physical Laboratory, Scripps  Institution of Oceanography, University of California; Department of Computer Science, San  Diego State University.  Sivle, L. D., P. H. Kvadsheim, M. A. Ainslie, A. Solow, N. O. Handegard, N. Nordlund, and F. P. A. Lam.  (2012a). Impact of naval sonar signals on Atlantic herring (Clupea harengus) during summer  feeding. ICES Journal of Marine Science, 69(6), 1078–1085.   Sivle, L. D., P. H. Kvadsheim, A. Fahlman, F. P. Lam, P. L. Tyack, and P. J. Miller. (2012b). Changes in dive  behavior during naval sonar exposure in killer whales, long‐finned pilot whales, and sperm  whales. Frontiers in Physiolology, 3, 400.   Sivle, L. D., P. H. Kvadsheim, and M. A. Ainslie. (2014). Potential for population‐level disturbance by  active sonar in herring. ICES Journal of Marine Science, 72(2), 558–567.   Sivle, L. D., P. H. Kvadsheim, C. Curé, S. Isojunno, P. J. Wensveen, F. A. Lam, F. Visser, L. Kleivane, P. L.  Tyack, C. M. Harris, and P. J. O. Miller. (2015). Severity of expert‐identified behavioural  responses of humpback whale, minke whale, and northern bottlenose whale to naval sonar.  Aquatic Mammals, 41(4), 469–502.   Sivle, L. D., P. J. Wensveen, P. H. Kvadsheim, F. P. A. Lam, F. Visser, C. Curé, C. M. Harris, P. L. Tyack, and  P. J. O. Miller. (2016). Naval sonar disrupts foraging in humpback whales. Marine Ecology  Progress Series, 562, 211–220.     414  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area    Chapter 16 – Bibliography  Smith, C. E., S. T. Sykora–Bodie, B. Bloodworth, S. M. Pack, T. R. Spradlin, and N. R. LeBoeuf. (2016).  Assessment of known impacts of unmanned aerial systems (UAS) on marine mammals: Data  gaps and recommendations for researchers in the United States. Journal of Unmanned Vehicle  Systems, 4(1), 31–44.   Smith, M. E., A. B. Coffin, D. L. Miller, and A. N. Popper. (2006). Anatomical and functional recovery of  the goldfish (Carassius auratus) ear following noise exposure. The Journal of Experimental  Biology, 209(21), 4193–4202.   Smith, M. E. (2016). Relationship Between Hair Cell Loss and Hearing Loss in Fishes. In A. N. Popper & A.  Hawkins (Eds.), The Effects of Noise on Aquatic Life II (pp. 8). New York, NY: Springer.  Smultea, M. (2014). Changes in Relative Occurrence of Cetaceans in the Southern California Bight: A  Comparison of Recent Aerial Survey Results with Historical Data Sources. Aquatic Mammals,  40(1), 32–43.   Smultea, M. A., and J. R. Mobley, Jr. (2009). Aerial Survey Monitoring of Marine Mammals and Sea  Turtles in Conjunction with SCC OPS Navy Exercises off Kauai, 18–21 August 2008, Final Report,  May 2009. Pearl Harbor, HI: Naval Facilities Engineering Command Pacific.  Smultea, M. A., J. R. Mobley, Jr., and K. Lomac‐MacNair. (2009). Aerial Survey Monitoring for Marine  Mammals and Sea Turtles in the Hawaii Range Complex in Conjunction with a Navy Training  Event, SSC OPS February 15–19, 2009, Final Field Report. Honolulu, HI: Marine Mammal  Research Consultants and Issaquah, WA: Smultea Environmental Sciences, LLC.  Smultea, M. A., T. A. Jefferson, and A. M. Zoidis. (2010). Rare sightings of a Bryde's whale (Balaenoptera  edeni) and Sei whales (B. borealis) (Cetacea: Balaenopteridae) northeast of Oahu, Hawaii. Pacific  Science, 64(3), 449–457.   Smultea, M. A., C. E. Bacon, and J. S. D. Black. (2011). Aerial Survey Marine Mammal Monitoring off  Southern California in Conjunction with US Navy Major Training Events (MTE), July 27–August 3  and September 23–28, 2010—Final Report, June 2011. Issaquah, WA: Smultea Environmental  Sciences.  Smultea, M. A., C. E. Bacon, T. F. Norris, and D. Steckler. (2012). Aerial Surveys Conducted in the SOCAL  OPAREA From 1 August 2011–31 July 2012. San Diego, CA: HDR, Inc.  Smultea, M. A., T. A. Jefferson, S. Courbis, G. Campbell, and J. Hopkins. (2015). Harbor Porpoise Aerial  Surveys Conducted in the Strait of Juan de Fuca and San Juan Islands of Washington in Spring  2015. Draft Report. Preston, WA: Smultea Environmental Sciences, LLC.  Smultea, M. A., K. MacNair‐Lomac, G. Campbell, S. Courbis, and T. A. Jefferson. (2017). Aerial Survey of  Marine Mammals Conducted in the Inland Puget Sound Waters of Washington, Summer 2013– Winter 2016. Final Report. San Diego, CA: Smultea Environmental Sciences, LLC.  Sole, M., P. Sigray, M. Lenoir, M. Van der Schaar, E. Lalander, and M. André. (2017). Offshore exposure  experiments on cuttlefish indicate received sound pressure and particle motion levels associated  with acoustic trauma. Scientific Reports, 7(45899), 1–13.   Soule, D. C., and W. S. D. Wilcock. (2013). Fin whale tracks recorded by seismic network on the Juan de  Fuca Ridge, Northeast Pacific Ocean. The Journal of the Acoustical Society of America, 133(3), 1– 29.     415  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area    Chapter 16 – Bibliography  Southall, B., A. Bowles, W. Ellison, J. Finneran, R. Gentry, C. Greene, D. Kastak, D. Ketten, J. Miller, P.  Nachtigall, W. Richardson, J. Thomas, and P. Tyack. (2007). Marine mammal noise exposure  criteria: Initial scientific recommendations. Aquatic Mammals, 33(4), 122.   Southall, B., J. Calambokidis, P. Tyack, D. Moretti, J. Hildebrand, C. Kyburg, R. Carlson, A. Friedlaender, E.  Falcone, G. Schorr, A. Douglas, S. DeRuiter, J. Goldbogen, and J. Barlow. (2011). Biological and  Behavioral Response Studies of Marine Mammals in Southern California, 2010 ("SOCAL‐10")  Project Report. Pearl Harbor, HI: U.S. Navy Pacific Fleet.  Southall, B., J. Calambokidis, P. Tyack, D. Moretti, A. Friedlaender, S. DeRuiter, J. Goldbogen, E. Falcone,  G. Schorr, A. Douglas, A. K. Stimpert, J. Hildebrand, C. Kyburg, R. Carlson, T. Yack, and J. Barlow.  (2012). Biological and Behavioral Response Studies of Marine Mammals in Southern California,  2011 ("SOCAL‐11") Final Project Report. Pearl Harbor, HI: U.S. Navy Pacific Fleet.  Southall, B., J. Calambokidis, J. Barlow, D. Moretti, A. Friedlaender, A. Stimpert, A. Douglas, K. Southall,  S. Arranz, S. DeRuiter, E. Hazen, J. Goldbogen, E. Falcone, and G. Schorr. (2013). Biological and  Behavioral Response Studies of Marine Mammals in Southern California, 2012 (“SOCAL‐12”)  Final Project Report. Pearl Harbor, HI: U.S. Navy Pacific Fleet.  Southall, B., J. Calambokidis, J. Barlow, D. Moretti, A. Friedlaender, A. Stimpert, A. Douglas, K. Southall,  P. Arranz, S. DeRuiter, J. Goldbogen, E. Falcone, and G. Schorr. (2014). Biological and Behavioral  Response Studies of Marine Mammals in Southern California, 2013 (“SOCAL‐13”) Final Project  Report. Pearl Harbor, HI: U.S. Navy Pacific Fleet.  Southall, B., J. Calambokidis, D. Moretti, A. Stimpert, A. Douglas, J. Barlow, R. W. Rankin, K. Southall, A.  Friedlaender, E. Hazen, J. Goldbogen, E. Falcone, G. Schorr, G. Gailey, and A. Allen. (2015).  Biological and Behavioral Response Studies of Marine Mammals in Southern California, 2014  (“SOCAL‐14”) Final Project Report. Pearl Harbor, HI: U.S. Navy Pacific Fleet.  Southall, B. L., R. J. Schusterman, and D. Kastak. (2000). Masking in three pinnipeds: Underwater, low‐ frequency critical ratios. The Journal of the Acoustical Society of America, 108(3), 1322–1326.   Southall, B. L., R. J. Schusterman, and D. Kastak. (2003). Auditory masking in three pinnipeds: Aerial  critical ratios and direct critical bandwidth measurements. The Journal of the Acoustical Society  of America, 114(3), 1660–1666.   Southall, B. L., P. L. Tyack, D. Moretti, C. Clark, D. Claridge, and I. Boyd. (2009). Behavioral responses of  beaked whales and other cetaceans to controlled exposures of simulated sonar and other  sounds. Paper presented at the 18th Biennial Conference on the Biology of Marine Mammals.  Quebec City, Canada.  Southall, B. L., D. P. Nowacek, P. J. O. Miller, and P. L. Tyack. (2016). Experimental field studies to  measure behavioral responses of cetaceans to sonar. Endangered Species Research, 31, 293– 315.   Southall, B. L., K. J. Benoit‐Bird, M. A. Moline, and D. Moretti. (2019a). Quantifying deep‐sea predator‐ prey dynamics: Implications of biological heterogeneity for beaked whale conservation. Journal  of Applied Ecology, 2019, 1–10.   Southall, B. L., S. L. DeRuiter, A. Friedlaender, A. K. Stimpert, J. A. Goldbogen, E. Hazen, C. Casey, S.  Fregosi, D. E. Cade, A. N. Allen, C. M. Harris, G. Schorr, D. Moretti, S. Guan, and J. Calambokidis.  (2019b). Behavioral responses of individual blue whales (Balaenoptera musculus) to mid‐ frequency military sonar. Journal of Experimental Biology, 222(Pt 5).     416  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area    Chapter 16 – Bibliography  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. (2019c). Marine mammal noise exposure criteria: Updated scientific  recommendations for residual hearing effects. Aquatic Mammals, 45(2), 125–232.   Spiesberger, J. L., and K. M. Fristrup. (1990). Passive localization of calling animals and sensing of their  acoustic environment using acoustic tomography. The American Naturalist, 135(1), 107–153.   St. Aubin, D., and L. A. Dierauf. (2001). Stress and Marine Mammals. In L. A. Dierauf & F. M. D. Gulland  (Eds.), Marine Mammal Medicine (2nd ed., pp. 253–269). Boca Raton, FL: CRC Press.  St. Aubin, D. J., and J. R. Geraci. (1989). Adaptive changes in hematologic and plasma chemical  constituents in captive beluga whales, Delphinapterus leucas. Canadian Journal of Fisheries and  Aquatic Sciences, 46, 796–803.   St. Aubin, D. J., S. H. Ridgway, R. S. Wells, and H. Rhinehart. (1996). Dolphin thyroid and adrenal  hormones: Circulating levels in wild and semidomesticated Tursiops truncatus, and influence of  sex, age, and season. Marine Mammal Science, 12(1), 1–13.   Sterling, J. T., A. M. Springer, S. J. Iverson, S. P. Johnson, N. A. Pelland, D. S. Johnson, M. A. Lea, and N. A.  Bond. (2014). The sun, moon, wind, and biological imperative‐shaping contrasting wintertime  migration and foraging strategies of adult male and female northern fur seals (Callorhinus  ursinus). PLoS ONE, 9(4), e93068.   Stewart, B. S., and H. R. Huber. (1993). Mirounga angustirostris. Mammalian Species, 449, 1–10.   Stewart, B. S., and R. L. DeLong. (1995). Double migrations of the northern elephant seal, Mirounga  angustirostris. Journal of Mammalogy, 76(1), 196–205.   Stimpert, A. K., D. N. Wiley, W. W. Au, M. P. Johnson, and R. Arsenault. (2007). 'Megapclicks': Acoustic  click trains and buzzes produced during night‐time foraging of humpback whales (Megaptera  novaeangliae). Biology Letters, 3(5), 467–470.   Stimpert, A. K., S. L. DeRuiter, B. L. Southall, D. J. Moretti, E. A. Falcone, J. A. Goldbogen, A. Friedlaender,  G. S. Schorr, and J. Calambokidis. (2014). Acoustic and foraging behavior of a Baird's beaked  whale, Berardius bairdii, exposed to simulated sonar. Scientific Reports, 4, 7031.   Straley, J. M., G. S. Schorr, A. M. Thode, J. Calambokidis, C. R. Lunsford, E. M. Chenoweth, V. M.  O’Connell, and R. D. Andrews. (2014). Depredating sperm whales in the Gulf of Alaska: local  habitat use and long distance movements across putative population boundaries. Endangered  Species Research, 24(2), 125–135.   Sumich, J. L., and I. T. Show. (2011). Offshore migratory corridors and aerial photogrammetric body  length comparisons of southbound gray whales, Eschrichtius robustus, in the Southern California  Bight, 1988–1990. Marine Fisheries Review, 73(1), 28–34.   Supin, A. Y., V. V. Popov, and A. M. Mass. (2001). The Sensory Physiology of Aquatic Mammals. Boston,  MA: Kluwer Academic Publishers.  Suzuki, S., K. Sekiguchi, Y. Mitani, H. Onishi, and T. Kamito. (2016). Distribution of Dall's Porpoise,  Phocoenoides dalli, in the North Pacific and Bering Sea, Based on T/S Oshoro Maru 2012  Summer Cruise Data. Zoological Science, 33(5), 491–496.   Swartz, S. L., B. L. Taylor, and D. J. Rugh. (2006). Gray whale, Eschrichtius robustus, population and stock  identity. Mammal Review, 36(1), 66–84.     417  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area    Chapter 16 – Bibliography  Sweeney, K. L., V. T. Helker, W. L. Perryman, D. J. LeRoi, L. W. Fritz, T. S. Gelatt, and R. P. Angliss. (2015).  Flying beneath the clouds at the edge of the world: Using a hexacopter to supplement  abundance surveys of Steller sea lions (Eumetopias jubatus) in Alaska. Journal of Unmanned  Vehicle Systems, 4(1), 70–81.   Swisdak, M. M., Jr., and P. E. Montanaro. (1992). Airblast and Fragmentation Hazards from Underwater  Explosions. Silver Spring, MD: Naval Surface Warfare Center.  Techer, D., S. Milla, and D. Banas. (2017). Sublethal Effect Assessment of a Low‐power and Dual‐ frequency Anti‐cyanobacterial Ultrasound Device on the Common Carp (Cyprinus carpio): A Field  Study. Environmental Science and Pollution Research 24, 5669–5678.   Teilmann, J., J. Tougaard, L. A. Miller, T. Kirketerp, K. Hansen, and S. Brando. (2006). Reactions of captive  harbor porpoises (Phocoena phocoena) to pinger‐like sounds. Marine Mammal Science, 22(2),  240–260.   Tennessen, J. B., and S. E. Parks. (2016). Acoustic propagation modeling indicates vocal compensation in  noise improves communication range for North Atlantic right whales. Endangered Species  Research, 30, 225–237.   The Northwest Seaport Alliance. (2018). The Northwest Seaport Alliance 5‐Year Cargo Volume History.  Retrieved from https://www.nwseaportalliance.com/sites/default/files/seaport_alliance‐5‐ year_history_feb_17.pdf.  Thomas, J., P. Moore, R. Withrow, and M. Stoermer. (1990a). Underwater audiogram of a Hawaiian  monk seal (Monachus schauinslandi). The Journal of the Acoustical Society of America, 87(1),  417–420.   Thomas, J. A., R. A. Kastelein, and F. T. Awbrey. (1990b). Behavior and blood catecholamines of captive  belugas during playbacks of noise from an oil drilling platform. Zoo Biology, 9(5), 393–402.   Thompson, D., M. Sjoberg, M. E. Bryant, P. Lovell, and A. Bjorge. (1998). Behavioral and physiological  responses of harbour (Phoca vitulina) and grey (Halichoerus grypus) seals to seismic surveys  (Report to European Commission of BROMMAD Project. MAS2 C7940098). Brussels, Belgium:  European Commission.  Thompson, P. M., D. Lusseau, T. Barton, D. Simmons, J. Rusin, and H. Bailey. (2010). Assessing the  responses of coastal cetaceans to the construction of offshore wind turbines. Marine Pollution  Bulletin, 60(8), 1200–1208.   Thompson, P. M., K. L. Brookes, I. M. Graham, T. R. Barton, K. Needham, G. Bradbury, and N. D.  Merchant. (2013). Short‐term disturbance by a commercial two‐dimensional seismic survey  does not lead to long‐term displacement of harbour porpoises. Proceedings of the Royal Society  B: Biological Sciences, 280(1771), 20132001.   Titova, O. V., O. A. Filatova, I. D. Fedutin, E. N. Ovsyanikova, H. Okabe, N. Kobayashi, J. M. V. Acebes, A.  M. Burdin, and E. Hoyt. (2017). Photo‐identification matches of humpback whales (Megaptera  novaeangliae) from feeding areas in Russian Far East seas and breeding grounds in the North  Pacific. Marine Mammal Science, 34(1), 100–112.   Tixier, P., N. Gasco, G. Duhamel, and C. Guinet. (2014). Habituation to an acoustic harassment device by  killer whales depredating demersal longlines. ICES Journal of Marine Science, 72(5), 1673–1681.     418  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area    Chapter 16 – Bibliography  Todd, S., P. Stevick, J. Lien, F. Marques, and D. Ketten. (1996). Behavioural effects of exposure to  underwater explosions in humpback whales (Megaptera novaeanlgiae). Canadian Journal of  Zoology, 74, 1661–1672.   Tougaard, J., J. Carstensen, J. Teilmann, N. I. Bech, H. Skov, and O. D. Henriksen. (2005). Effects of the  Nysted Offshore Wind Farm on Harbour Porpoises (Annual Status Report for the T‐POD  Monitoring Program). Roskilde, Denmark: National Environmental Research Institute.  Tougaard, J., J. Carstensen, J. Teilmann, H. Skov, and P. Rasmussen. (2009). Pile driving zone of  responsiveness extends beyond 20 km for harbor porpoises (Phocoena phocoena [L.]). The  Journal of the Acoustical Society of America, 126(1), 11.   Towers, J. R., C. J. McMillian, M. Malleson, J. Hildering, J. K. B. Ford, and G. M. Ellis. (2013). Seasonal  movements and ecological markers as evidence for migration of common minke whales photo‐ identified in the eastern North Pacific. Journal of Cetacean Resource Management, 13(3), 221– 229.   Towers, J. R., M. Malleson, C. J. McMillan, J. Cogan, S. Berta, and C. Birdsall. (2018). Occurrence of fin  whales (Balaenoptera physalus) between Vancouver Island and continental North America.  Northwestern Naturalist, 99, 49–57.   Trickey, J. S., B. K. Branstetter, and J. J. Finneran. (2010). Auditory masking of a 10 kHz tone with  environmental, comodulated, and Gaussian noise in bottlenose dolphins (Tursiops truncatus).  The Journal of the Acoustical Society of America, 128(6), 3799–3804.   Trickey, J. S., S. Baumann‐Pickering, A. Širović, J. A. Hildebrand, A. M. Brewer, A. J. Debich, S. Herbert, A.  C. Rice, B. Thayre, and S. M. Wiggins. (2015). Passive Acoustic Monitoring for Marine Mammals  in the Northwest Training Range Complex July 2013–April 2014. La Jolla, CA: Marine Physical  Laboratory, Scripps Institution of Oceanography, University of California, San Diego.  Trites, A. W., and B. T. Porter. (2002). Attendance patterns of Steller sea lions (Eumetopias jubatus) and  their young during winter. Journal of Zoology, London, 256(4), 547–556.   Trujillo, R. G., T. R. Loughlin, N. J. Gemmell, J. C. Patton, and J. W. Bickham. (2004). Variation in  Microsatellites and mtDNA Across the Range of the Steller Sea Lion, Eumetopias jubatus. Journal  of Mammalogy, 85(2), 338–346.   Tyack, P., W. Zimmer, D. Moretti, B. Southall, D. Claridge, J. Durban, C. Clark, A. D'Amico, N. DiMarzio, S.  Jarvis, E. McCarthy, R. Morrissey, J. Ward, and I. Boyd. (2011). Beaked Whales Respond to  Simulated and Actual Navy Sonar. PLoS ONE, 6(3), 15.   Tyack, P. L., M. Johnson, N. Aguilar Soto, A. Sturlese, and P. T. Madsen. (2006). Extreme deep diving of  beaked whales. The Journal of Experimental Biology, 209, 4238–4253.   U.S. Department of Commerce, and U.S. Department of the Navy. (2001). Joint Interim Report Bahamas  Marine Mammal Stranding Event of 15–16 March 2000. Washington, DC: Department of  Commerce.  U.S. Department of the Navy. (2003). Report on the Results of the Inquiry into Allegations of Marine  Mammal Impacts Surrounding the Use of Active Sonar by USS SHOUP (DDG 86) in the Haro Strait  on or about 5 May 2003. Washington, DC: Commander, U.S. Pacific Fleet.  U.S. Department of the Navy. (2008a). Hawaii Range Complex, Final Environmental Impact  Statement/Overseas Environmental Impact Statement. Pearl Harbor, HI: Hawaii Range Complex.    419  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area    Chapter 16 – Bibliography  U.S. Department of the Navy. (2008b). Southern California Range Complex Environmental Impact  Statement/Overseas Environmental Impact Statement. San Diego, CA: Naval Facilities  Engineering Command Southwest.  U.S. Department of the Navy. (2010). Navy Integrated Comprehensive Monitoring Plan. Washington, DC:  U.S. Department of the Navy.  U.S. Department of the Navy. (2011a). Marine Species Monitoring, Information on Sightings Recorded by  U.S. Navy MMOs on Vessels during Sonar Test Events in the Naval Surface Warfare Center  Panama City Division (NSWC PCD). Norfolk, VA: United States Fleet Forces Command.  U.S. Department of the Navy. (2011b). Scientific Advisory Group for Navy Marine Species Monitoring ‐  Workshop Report and Recommendations. Washington, DC: U.S. Department of the Navy.  U.S. Department of the Navy. (2011c). Marine Species Monitoring for the U.S. Navy's Hawaii Range  Complex and the Southern California Range Complex, 2011 Annual Report. Pearl Harbor, HI: U.S.  Navy Pacific Fleet.  U.S. Department of the Navy. (2013a). Water Range Sustainability Environmental Program Assessment:  Potomac River Test Range. Dahlgren, VA: Naval Surface Warfare Center.  U.S. Department of the Navy. (2013b). Comprehensive Exercise and Marine Species Monitoring Report  for the U.S. Navy's Hawaii Range Complex 2009–2012. Pearl Harbor, HI: U.S. Navy Pacific Fleet.  U.S. Department of the Navy. (2013c). Comprehensive Exercise and Marine Species Monitoring Report  for the U.S. Navy’s Atlantic Fleet Active Sonar Training (AFAST) and Virginia Capes, Cherry Point,  Jacksonville, and Gulf of Mexico Range Complexes 2009–2012. Norfolk, VA: United States Fleet  Forces Command.  U.S. Department of the Navy. (2013d). U.S. Navy Strategic Planning Process for Marine Species  Monitoring. Washington, DC: Chief of Naval Operations, Energy & Environmental Readiness  Division.  U.S. Department of the Navy. (2014a). Marine Species Monitoring Report for the U.S. Navy’s Atlantic  Fleet Active Sonar Training (AFAST) and Virginia Capes, Cherry Point, Jacksonville, and Gulf of  Mexico Range Complexes ‐ Annual Report 2013. Norfolk, VA: United States Fleet Forces  Command.  U.S. Department of the Navy. (2014b). Unclassified Annual Range Complex Exercise Report, 2 August  2012 to 25 November 2013, for the U.S. Navy’s Atlantic Fleet Active Sonar Training (AFAST) Study  Area. Silver Spring, MD: National Marine Fisheries Service, Office of Protected Resources.  U.S. Department of the Navy. (2015a). Northwest Training and Testing Environmental Impact  Statement/Overseas Environmental Impact Statement, Final. Silverdale, WA: Naval Facilities  Engineering Command, Northwest.  U.S. Department of the Navy. (2015b). Unclassified 2014 Annual Atlantic Fleet Training and Testing  (AFTT) Exercise and Testing Report 14 November 2013 to 13 November 2014. Silver Spring, MD:  National Marine Fisheries Service, Office of Protected Resources.  U.S. Department of the Navy. (2016). 2015 U.S. Navy Annual Marine Species Monitoring Report for the  Pacific: A Multi‐Range Complex Monitoring Report for HSTT, MITT, NWTT, GOA TMAA. Silver  Spring, MD: National Marine Fisheries Service Office of Protected Resources.    420  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area    Chapter 16 – Bibliography  U.S. Department of the Navy. (2017a). U.S. Navy Marine Species Density Database Phase III for the  Hawaii‐Southern California Training and Testing Study Area (Naval Facilities Engineering  Command Pacific Technical Report). Pearl Harbor, HI: Naval Facilities Engineering Command  Pacific.  U.S. Department of the Navy. (2017b). Marine Mammal Strandings Associated with U.S. Navy Sonar  Activities. San Diego, CA: U.S. Navy Marine Mammal Program and SPAWAR Naval Facilities  Engineering Command.  U.S. Department of the Navy. (2017c). Whale Sightings for Puget Sound Compiled by the U.S.  Department of the Navy from the Orca Network webpages for 2003–2017. Retrieved from  http://www.orcanetwork.org/Archives/index.php?categories_file=Sightings%20Archives%20Ho me.  U.S. Department of the Navy. (2017d). Navy Sonobuoys Facilitate Endangered Whale Sighting.  Washington, DC: Chief of Naval Operations Energy and Environmental Readiness Division.  U.S. Department of the Navy. (2017e). Criteria and Thresholds for U.S. Navy Acoustic and Explosive  Effects Analysis (Phase III). San Diego, CA: Space and Naval Warfare System Command, Pacific.  U.S. Department of the Navy. (2017f). Dive Distribution and Group Size Parameters for Marine Species  Occurring in the U.S. Navy's Atlantic and Hawaii‐Southern California Training and Testing Study  Areas. Newport, RI: Naval Undersea Warfare Center Division.  U.S. Department of the Navy. (2018a). Quantifying Acoustic Impacts on Marine Mammals and Sea  Turtles: Methods and Analytical Approach for Phase III Training and Testing (Technical Report  prepared by NUWC Division Newport, Space and Naval Warfare Systems Center Pacific, G2  Software Systems, and the National Marine Mammal Foundation). Newport, RI: Naval Undersea  Warfare Center.  U.S. Department of the Navy. (2018b). 2017 U.S. Navy Annual Marine Species Monitoring Report for the  Pacific: A Multi‐Range‐Complex Monitoring Report For Hawaii‐Southern California Training and  Testing (HSTT), Mariana Islands Training and Testing (MITT), Northwest Training and Testing  (NWTT), and the Gulf of Alaska Temporary Maritime Activities Area (GOA TMAA). Silver Spring,  MD: National Marine Fisheries Service.  U.S. Department of the Navy. (2019). U.S. Navy Marine Species Density Database Phase III for the  Northwest Training and Testing Study Area (Naval Facilities Engineering Command Pacific  Technical Report). Pearl Harbor, HI: Naval Facilities Engineering Command Pacific.  U.S. Department of the Navy. (In Preparation). Draft Northwest Training and Testing Supplemental  Environmental Impact Statement/Overseas Environmental Impact Statement. San Diego, CA:  Naval Facilities Engineering Southwest.  University of Hawaii. (2010). Hawaii Undersea Military Munitions Assessment, Final Investigation Report  HI‐05, South of Pearl Harbor, Oahu, HI. Honolulu, HI: University of Hawaii at Manoa.  Urban‐Ramirez, J., L. Rojas‐Bracho, H. Perez‐Cortes, A. Gomez‐Gallardo, S. L. Swartz, S. Ludwig, and R. L.  Brownell, Jr. (2003). A review of gray whales (Eschrichtius robustus) on their wintering grounds  in Mexican waters. Journal of Cetacean Research and Management, 5(3), 281–295.   Vallejo, G. C., K. Grellier, E. J. Nelson, R. M. McGregor, S. J. Canning, F. M. Caryl, and N. McLean. (2017).  Responses of two marine top predators to an offshore wind farm. Ecology and Evolution, 7(21),  8698–8708.     421  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area    Chapter 16 – Bibliography  van Beest, F. M., L. Kindt‐Larsen, F. Bastardie, V. Bartolino, and J. Nabe‐Nielsen. (2017). Predicting the  population‐level impact of mitigating harbor porpoise bycatch with pingers and time‐area  fishing closures. Ecosphere, 8(4), e01785.   Van Parijs, S. M. (2015). Letter of introduction to the Biologically Important Areas Issue. Aquatic  Mammals, 41(1), 1–128.   Van Waerebeek, K., A. N. Baker, F. Felix, J. Gedamke, M. Iñiguez, G. P. Sanino, E. Secchi, D. Sutaria, A.  van Helden, and Y. Wang. (2007). Vessel collisions with small cetaceans worldwide and with  large whales in the southern hemisphere, an initial assessment. Latin American Journal of  Aquatic Mammals, 6(1), 43–69.   Vancouver Fraser Port Authority. (2017). Port of Vancouver Statistics Overview 2016. Vancouver, BC:  Decision Support Services.  Vanderlaan, M. S. A., and T. C. Taggart. (2007). Vessel collisions with whales: The probability of lethal  injury based on vessel speed. Marine Mammal Science, 23(1), 144–156.   Veirs, S., V. Veirs, and J. D. Wood. (2016). Ship noise extends to frequencies used for echolocation by  endangered killer whales. PeerJ, 4, e1657.   Vilela, R., U. Pena, R. Esteban, and R. Koemans. (2016). Bayesian spatial modeling of cetacean sightings  during a seismic acquisition survey. Marine Pollution Bulletin, 109(1), 512–520.   Villadsgaard, A., M. Wahlberg, and J. Tougaard. (2007). Echolocation signals of wild harbour porpoises,  Phocoena phocoena. The Journal of Experimental Biology, 210, 56–64.   Villegas‐Amtmann, S., L. K. Schwarz, G. Gailey, O. Sychenko, and D. P. Costa. (2017). East or west: The  energetic cost of being a gray whale and the consequence of losing energy to disturbance.  Endangered Species Research, 34, 167–183.   Visser, F., C. Cure, P. H. Kvadsheim, F. P. Lam, P. L. Tyack, and P. J. Miller. (2016). Disturbance‐specific  social responses in long‐finned pilot whales, Globicephala melas. Scientific Reports, 6, 28641.   von Benda‐Beckmann, A. M., P. J. Wensveen, P. H. Kvadsheim, F. P. Lam, P. J. Miller, P. L. Tyack, and M.  A. Ainslie. (2014). Modeling effectiveness of gradual increases in source level to mitigate effects  of sonar on marine mammals. Conservation Biology, 28(1), 119–128.   von Benda‐Beckmann, A. M., P. J. Wensveen, P. H. Kvadsheim, F. P. A. Lam, P. J. Miller, P. L. Tyack, and  M. A. Ainslie. (2016). Assessing the effectiveness of ramp‐up during sonar operations using  exposure models. In A. N. Popper & A. Hawkins (Eds.), The Effects of Noise on Aquatic Life II (pp.  1197–1203). New York, NY: Springer.  Wade, P. R., A. Kennedy, R. LeDuc, J. Barlow, J. Carretta, K. Shelden, W. Perryman, R. Pitman, K.  Robertson, B. Rone, J. C. Salinas, A. Zerbini, R. L. Brownell, Jr., and P. J. Clapham. (2010). The  world's smallest whale population? Biology Letters, 7(1), 83–85.   Wade, P. R., A. De Robertis, K. R. Hough, R. Booth, A. Kennedy, R. G. LeDuc, L. Munger, J. Napp, K. E. W.  Shelden, S. Rankin, O. Vasquez, and C. Wilson. (2011). Rare detections of North Pacific right  whales in the Gulf of Alaska, with observations of their potential prey. Endangered Species  Research, 13(2), 99–109.   Wade, P. R., T. J. Quinn, II, J. Barlow, C. S. Baker, A. M. Burdin, J. Calambokidis, P. J. Clapham, E. A.  Falcone, J. K. B. Ford, C. M. Gabriele, D. K. Mattila, L. Rojas‐Bracho, J. M. Straley, and B. Taylor.  (2016). Estimates of Abundance and Migratory Destination for North Pacific Humpback Whales    422  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area    Chapter 16 – Bibliography  in Both Summer Feeding Areas and Winter Mating and Calving Areas (SC/66b/IA/21).  Washington, DC: International Whaling Commission.  Walker, R. J., E. O. Keith, A. E. Yankovsky, and D. K. Odell. (2005). Environmental correlates of cetacean  mass stranding sites in Florida. Marine Mammal Science, 21(2), 327–335.   Walker, S. W., C. L. Osburn, T. J. Boyd, L. J. Hamdan, R. B. Coffin, M. T. Montgomery, J. P. Smith, Q. X. Li,  C. Hennessee, F. Monteil, and J. Hawari. (2006). Mineralization of 2, 4, 6‐Trinitrotoluene (TNT) in  Coastal Waters and Sediments. Washington, DC: U.S. Department of the Navy, Naval Research  Laboratory.  Ward, W. D., A. Glorig, and D. L. Sklar. (1958). Dependence of temporary threshold shift at 4 kc on  intensity and time. The Journal of the Acoustical Society of America, 30(10), 944–954.   Ward, W. D., A. Glorig, and D. L. Sklar. (1959). Relation between recovery from temporary threshold  shift and duration of exposure. The Journal of the Acoustical Society of America, 31(5), 600–602.   Ward, W. D. (1960). Recovery from high values of temporary threshold shift. The Journal of the  Acoustical Society of America, 32(4), 497–500.   Wartzok, D., and D. R. Ketten. (1999). Marine Mammal Sensory Systems. In J. E. Reynolds, III & S. A.  Rommel (Eds.), Biology of Marine Mammals (pp. 117–175). Washington, DC: Smithsonian  Institution Press.  Wartzok, D., A. N. Popper, J. Gordon, and J. Merrill. (2003). Factors affecting the responses of marine  mammals to acoustic disturbance. Marine Technology Society Journal, 37(4), 6–15.   Washington Department of Fish and Wildlife. (2013). Threatened and Endangered Wildlife. Annual  Report 2012. Olympia, WA: Washington Department of Fish and Wildlife Listing and Recovery  Section, Diversity Division, Wildlife Program.  Wasser, S. K., J. I. Lundin, K. Ayres, E. Seely, D. Giles, K. Balcomb, J. Hempelmann, K. Parsons, and R.  Booth. (2017). Population growth is limited by nutritional impacts on pregnancy success in  endangered Southern Resident killer whales (Orcinus orca). PLoS ONE, 12(6), e0179824.   Watkins, W. A., and W. E. Schevill. (1975). Sperm whales (Physeter catodon) react to pingers. Deep‐Sea  Research, 22, 123–129.   Watkins, W. A., K. E. Moore, and P. Tyack. (1985). Sperm whale acoustic behavior in the southeast  Caribbean. Cetology, 49, 1–15.   Watkins, W. A. (1986). Whale reactions to human activities in Cape Cod waters. Marine Mammal  Science, 2(4), 251–262.   Watwood, S., M. Fagan, A. D'Amico, and T. Jefferson. (2012). Cruise Report, Marine Species Monitoring  and Lookout Effectiveness Study, Koa Kai, November 2011, Hawaii Range Complex. Pearl Harbor,  HI: Commander, U.S. Pacific Fleet.  Watwood, S., E. McCarthy, N. DiMarzio, R. Morrissey, S. Jarvis, and D. Moretti. (2017). Beaked whale  foraging behavior before, during, and after sonar exposure on a Navy test range. Paper  presented at the 22nd Biennial Conference on the Biology of Marine Mammals. Halifax, Canada.  Watwood, S. L., J. D. Iafrate, E. A. Reyier, and W. E. Redfoot. (2016). Behavioral Response of Reef Fish  and Green Sea Turtles to Mid‐Frequency Sonar. In A. N. Popper & A. Hawkins (Eds.), The Effects  of Noise on Aquatic Life II (pp. 1213–1221). New York, NY: Springer.    423  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area    Chapter 16 – Bibliography  Watwood, S. L., J. R. Borcuk, E. R. Robinson, E. M. Oliveira, and S. L. Sleeman. (2018). Dive Distribution  and Group Size Parameters for Marine Species Occuring in the U.S. Navy's Northwest Training  and Testing Study Area (NUWC‐NPT Technical Report 12,298). Newport, RI: Naval Undersea  Warfare Center Division.  Weaver, A. (2015). Sex difference in bottlenose dolphin sightings during a long‐term bridge construction  project. Animal Behavior and Cognition, 2(1), 1–13.   Weir, C. R. (2008). Overt responses of humpback whales (Megaptera novaeangliae), sperm whales  (Physeter macrocephalus), and Atlantic spotted dolphins (Stenella frontalis) to seismic  exploration off Angola. Aquatic Mammals, 34(1), 71–83.   Weise, M., D. Coasta, and R. Kudela. (2006). Movement and diving behavior of male Calfiornia sea lion  (Zalophus californianus) during anomalous oceanographic conditions of 2005 compared to those  of 2004. Geophysical Research Letters, 33, 6.   Weller, D. W., A. M. Burdin, B. Würsig, B. L. Taylor, and R. L. Brownell, Jr. (2002). The western gray  whale: A review of past exploitation, current status and potential threats. Journal of Cetacean  Research and Management, 4(1), 7–12.   Weller, D. W., and R. L. Brownell, Jr. (2012). A re‐evaluation of gray whale records in the western North  Pacific (SC/64/BRG10). La Jolla, CA: Southwest Fisheries Science Center.  Weller, D. W., A. Klimek, A. L. Bradford, J. Calambokidis, A. R. Lang, B. Gisborne, A. M. Burdin, W.  Szaniszlo, J. Urbán, A. Gomez‐Gallardo Unzueta, S. Swartz, and R. L. Brownell. (2012).  Movements of gray whales between the western and eastern North Pacific. Endangered Species  Research, 18(3), 193–199.   Weller, D. W., S. Bettridge, R. L. Brownell, J. L. Laake, M. J. Moore, P. E. Rosel, B. L. Taylor, and P. R.  Wade. (2013). Report of the National Marine Fisheries Service Gray Whale Stock Identification  Workshop (NOAA Technical Memorandum NMFS‐SWFSC‐507). La Jolla, CA: Southwest Fisheries  Science Center.  Wensveen, P. J., A. M. von Benda‐Beckmann, M. A. Ainslie, F. P. Lam, P. H. Kvadsheim, P. L. Tyack, and P.  J. Miller. (2015). How effectively do horizontal and vertical response strategies of long‐finned  pilot whales reduce sound exposure from naval sonar? Marine Environmental Research, 106,  68–81.   Wensveen, P. J., P. H. Kvadsheim, F.‐P. A. Lam, A. M. Von Benda‐Beckmann, L. D. Sivle, F. Visser, C. Curé,  P. Tyack, and P. J. O. Miller. (2017). Lack of behavioural responses of humpback whales  (Megaptera novaeangliae) indicate limited effectiveness of sonar mitigation. The Journal of  Experimental Biology, 220, 1–12.   Wensveen, P. J., S. Isojunno, R. R. Hansen, A. M. von Benda‐Beckmann, L. Kleivane, v. I. S., F. A. Lam, P.  H. Kvadsheim, S. L. DeRuiter, C. Cure, T. Narazaki, P. L. Tyack, and P. J. O. Miller. (2019).  Northern bottlenose whales in a pristine environment respond strongly to close and distant  navy sonar signals. Proceedings of the Royal Society B: Biological Sciences, 286(1899), 20182592.   Whitehead, H., and L. Weilgart. (2000). The sperm whale; Social females and roving males. In J. Mann, R.  C. Connor, P. L. Tyack, & H. Whitehead (Eds.), Cetacean Societies; Field Studies of Dolphins and  Whales (pp. 154–172). Chicago, IL: University of Chicago Press.  Whitehead, H., A. Coakes, N. Jaquet, and S. Lusseau. (2008). Movements of sperm whales in the tropical  Pacific. Marine Ecology Progress Series, 361, 291–300.     424  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area    Chapter 16 – Bibliography  Whitehead, P. G., R. L. Wilby, R. W. Battarbee, M. Kernan, and A. J. Wade. (2009). A review of the  potential impacts of climate change on surface water quality. Hydrological Sciences Journal,  54(1), 101–123.   Wiggins, S. M., A. J. Debich, J. S. Trickey, A. C. Rice, B. J. Thayre, S. Baumann‐Pickering, A. Sirovic, and J.  A. Hildebrand. (2017). Summary of Ambient and Anthropogenic Sound in the Gulf of Alaska and  Northwest Coast (MPL Technical Memorandum #611). La Jolla, CA: Marine Physical Laboratory.  Wiles, G. J. (2015). Periodic Status Review for the Steller Sea Lion. Olympia, WA: Washington Department  of Fish and Wildlife.  Wiles, G. J. (2016). Periodic Status Review for the Killer Whale. Olympia, WA: Washington Department of  Fish and Wildlife.  Wiley, D. N., C. A. Mayo, E. M. Maloney, and M. J. Moore. (2016). Vessel strike mitigation lessons from  direct observations involving two collisions between noncommercial vessels and North Atlantic  right whales (Eubalaena glacialis). Marine Mammal Science, 32(4), 1501–1509.   Wiley, M. L., J. B. Gaspin, and J. F. Goertner. (1981). Effects of underwater explosions on fish with a  dynamical model to predict fishkill. Ocean Science and Engineering, 6(2), 223–284.   Williams, R., D. Lusseau, and P. S. Hammond. (2006). Estimating relative energetic costs of human  disturbance to killer whales (Orcinus orca). Biological Conservation, 133, 301–311.   Williams, R., and L. Thomas. (2007). Distribution and abundance of marine mammals in the coastal  waters of British Columbia, Canada. Journal of Cetacean Research and Management, 9(1), 15– 28.   Williams, R., D. E. Bain, J. C. Smith, and D. Lusseau. (2009). Effects of vessels on behaviour patterns of  individual southern resident killer whales, Orcinus orca. Endangered Species Research, 6, 199– 209.   Williams, R., C. W. Clark, D. Ponirakis, and E. Ashe. (2014a). Acoustic quality of critical habitats for three  threatened whale populations. Animal Conservation, 17(2), 174–185.   Williams, R., C. Erbe, E. Ashe, A. Beerman, and J. Smith. (2014b). Severity of killer whale behavioral  responses to ship noise: A dose‐response study. Marine Pollution Bulletin, 79(1–2), 254–260.   Williams, R., S. Veirs, V. Veirs, E. Ashe, and N. Mastick. (2019). Approaches to reduce noise from ships  operating in important killer whale habitats. Marine Pollution Bulletin, 139, 459–469.   Williams, T. M., T. L. Kendall, B. P. Richter, C. R. Ribeiro‐French, J. S. John, K. L. Odell, B. A. Losch, D. A.  Feuerbach, and M. A. Stamper. (2017). Swimming and diving energetics in dolphins: A stroke‐by‐ stroke analysis for predicting the cost of flight responses in wild odontocetes. The Journal of  Experimental Biology, 220(6), 1135–1145.   Willis, P. M., and R. W. Baird. (1998a). Sightings and strandings of beaked whales on the west coast of  Canada. Aquatic Mammals, 24(1), 21–25.   Willis, P. M., and R. W. Baird. (1998b). Status of the Dwarf Sperm Whale. Kogia simus, with Special  Reference to Canada. Canadian Field‐Naturalist, 112(1), 114–125.   Withrow, D. E., J. C. Cesarone, and J. L. Bengtson. (1999). Abundance and distribution of harbor seals  (Phoca vitulina richardsi) for southern Southeast Alaska from Frederick Sound to the US/Canada  border in 1998. In A. L. Lopez & D. P. DeMaster (Eds.), Marine Mammal Protection Act and    425  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area    Chapter 16 – Bibliography  Endangered Species Act Implementation Program 1998. Silver Spring, MD: National Marine  Fisheries Service Office of Protected Resources.  Womble, J. N., and S. M. Gende. (2013). Post‐breeding season migrations of a top predator, the harbor  seal (Phoca vitulina richardii), from a marine protected area in Alaska. PLoS ONE, 8(2), e55386.   Womble, J. N., G. W. Pendleton, E. A. Mathews, and S. M. Gende. (2015). Status and Trend of Harbor  Seals (Phoca vitulina richardii) at Terrestrial Sites in Glacier Bay National Park from 1992–2013.  Progress Report. Juneau, AK: National Park Service and the Alaska Department of Fish & Game.  Wright, B., T. Murtagh, R. Brown, and S. Riemer. (2017a). Willamette Falls Pinniped Monitoring Project,  2017. Oregon City, OR: Oregon Department of Fish and Wildlife.  Wright, B. E., M. J. Tennis, and R. F. Brown. (2010). Movements of Male California Sea Lions Captured in  the Columbia River. Northwest Science, 84(1), 60–72.   Wright, B. M., J. K. B. Ford, G. M. Ellis, V. B. Deecke, A. D. Shapiro, B. C. Battaile, and A. W. Trites.  (2017b). Fine‐scale foraging movements by fish‐eating killer whales (Orcinus orca) relate to the  vertical distributions and escape responses of salmonid prey (Oncorhynchus spp.). Movement  Ecology, 5(3), 1–18.   Wright, D. G. (1982). A Discussion Paper on the Effects of Explosives on Fish and Marine Mammals in the  Waters of the Northwest Territories (Canadian Technical Report of Fisheries and Aquatic  Sciences). Winnipeg, Canada: Western Region Department of Fisheries and Oceans.  Wright, D. L., C. L. Berchok, J. L. Crance, and P. J. Clapham. (In press). Acoustic detection of the critically  endangered North Pacific right whale in the northern Bering Sea. Marine Mammal Science.   Yack, T. M., T. F. Norris, and N. Novak. (2016). Acoustic Based Habitat Models for Sperm Whales in the  Mariana Islands Region. Encinitas, CA: Bio‐Waves, Inc.  Yamada, T. K., Y. Tajima, A. Yatabe, B. M. Allen, and R. L. Brownell, Jr. (2012). Review of Current  Knowledge on Hubbs' Beaked Whale, Mesoplodon carlhubbsi, From the Seas Around Japan and  Data From the North America (SC/64/SM27). Ibaraki, Japan: National Museum of Nature and  Science, Tokyo University of Marine Science and Technology, Alaska Fisheries Science Center,  and Southwest Fisheries Science Center.  Yazvenko, S. B., T. L. McDonald, S. A. Blokhin, S. R. Johnson, H. R. Melton, M. W. Newcomer, R. Nielson,  and P. W. Wainwright. (2007). Feeding of western gray whales during a seismic survey near  Sakhalin Island, Russia. Environmental Monitoring and Assessment, 134(1–3), 93–106.   Yelverton, J. T., D. R. Richmond, E. R. Fletcher, and R. K. Jones. (1973). Safe Distances From Underwater  Explosions for Mammals and Birds. Albuquerque, NM: Lovelace Foundation for Medical  Education and Research.  Yelverton, J. T., D. R. Richmond, W. Hicks, K. Saunders, and E. R. Fletcher. (1975). The Relationship  between Fish Size and Their Response to Underwater Blast. Albuquerque, NM: Defense Nuclear  Agency.  Yuen, M. M. L., P. E. Nachtigall, M. Breese, and A. Y. Supin. (2005). Behavioral and auditory evoked  potential audiograms of a false killer whale (Pseudorca crassidens). The Journal of the Acoustical  Society of America, 118(4), 2688–2695.     426  Request for Regulations and Letters of Authorization for the Incidental Taking of Marine Mammals Resulting from U.S. Navy Training and  Testing Activities in the Northwest Training and Testing Study Area    Chapter 16 – Bibliography  Zerbini, A. N., J. M. Waite, J. L. Laake, and P. R. Wade. (2006). Abundance, trends and distribution of  baleen whales off Western Alaska and the central Aleutian Islands. Deep‐Sea Research Part I, 53,  1772–1790.   Zerbini, A. N., P. J. Clapham, and M. P. Heide‐Jørgensen. (2010). Migration, wintering destinations and  habitat use of North Pacific right whales (Eubalaena japonica) (North Pacific Research Board:  Project 720‐Final Report). Seattle, WA: National Marine Mammal Laboratory, Greenland  Institute of Natural Resources.  Zerbini, A. N., M. F. Baumgartner, A. S. Kennedy, B. K. Rone, P. R. Wade, and P. J. Clapham. (2015). Space  use patterns of the endangered North Pacific right whale Eubalaena japonica in the Bering Sea.  Marine Ecology Progress Series, 532, 269–281.   Zimmer, W. M. X., and P. L. Tyack. (2007). Repetitive shallow dives pose decompression risk in deep‐ diving beaked whales. Marine Mammal Science, 23(4), 888–925.   Zoidis, A. M., M. A. Smultea, A. S. Frankel, J. L. Hopkins, A. Day, and A. S. McFarland. (2008).  Vocalizations produced by humpback whale (Megaptera novaeangliae) calves recorded in  Hawaii. The Journal of the Acoustical Society of America, 123(3), 1737–1746.       427