ABSTRACT
The reef-building coral Acropora cervicornis was a dominant ecosystem element on the Caribbean reef until the 1980s, when it declined by some 97% due primarily to anthropogenic ecosystem changes and disease. This branching species expanded its colony footprint and achieved local dominance largely through fragmentation and regrowth, thus is suited to nursery culture towards restoration. In this experiment, fragments of Acropora cervicornis of four lineages or genets were followed and measured for growth and health over 12 months in 2006 and 2007 on buoyant drop-loop line nurseries at one shallow and one deep fore-reef site in Montego Bay, Jamaica. Sixty-five of these corals were then out-planted to wild reef sites of similar depth and condition to their respective nurseries and monitored photographically for 11 months through 2007 and 2008. A period of rapid death was seen in the out-planted material at both sites over the first four months, followed by a period of relative stability or recuperation. Hermodice carunculata predation was the primary problem in the shallow fore-reef, and was combined with a banding syndrome at the deeper site. This syndrome was noted in the samples prior to planting, during a one week storage period on the seafloor. Continued slow decline occurred in the subsequent seven months in the shallow fore-reef site; however, regrowth was noted in the deeper site in the remaining material. Including these losses, final total live coral length was more than fourfold greater than the initial wild harvest: a net increase through multi-stage propagative restoration or coral gardening. Returns were noted particularly in the faster-growing genets of the nursery and larger planted corals tended to retain more material at eleven months, suggesting that propagative restoration programmes invest in stronger genets and larger corals. Adaptive management and maintenance gardening of the planted material and reef would likely have greatly improved outcomes.
La especie constructora de arrecifes de coral Acropora cervicornis era un elemento dominante del ecosistema en el arrecife caribeño hasta la década de 1980, cuando disminuyó en un 97% a nivel regional principalmente debido a cambios antropogénicos y por enfermedad. Esta especie de ramificación amplió su huella de colonia para lograr un dominio local a través de la fragmentación y el rebrote, así se adapta al cultivo de vivero para la restauración. En este experimento, fragmentos de Acropora cervicornis de cuatro linajes fueron seguidos y medidos para el crecimiento y la salud durante 12 meses en 2006 y 2007 en viveros en línea tipo “buoyant drop-loop“ en un sitio somero y otro profundo en el arrecife frontal de Bahía Montego, Jamaica. Sesenta y cinco de estos corales fueron plantados en sitios de arrecife silvestre con condiciones y profundidad similar a sus respectivos viveros y monitoreados mediante fotográfias por 11 meses durante el 2007 y 2008. Se observó un período de muerte rápida en el material plantado en ambos sitios durante los primeros cuatro meses, seguidos por un período de relativa estabilidad o recuperación. La depredación de Hermodice carunculata fue el principal problema en el arrecife frontal poco profundo y se combinó con un síndrome de bandas en el sitio más profundo. Este síndrome se observó en las muestras antes de la siembra, durante un período de almacenamiento de una semana en el suelo marino. A continuación ocurrió un lento descenso en los posteriores siete meses en el sitio de arrecife frontal poco profundo; sin embargo, se observó un rebrote en el sitio más profundo con el material restante. Aún incluyendo estas pérdidas, al final la longitud de coral vivo total fue más de cuatro veces que la inicial: un aumento neto a través de varias etapas de restauración propagativa o de jardinería de coral. Los rechazos fueron observados especialmente en el linaje de crecimiento más rápido del vivero y corales plantados más grandes que tienden a retener más material en once meses, lo que sugiere que los programas de restauración propagativo deben invertir en linajes de coral más fuertes y más grandes. Probablemente se obtengan mayores resultados con un manejo adaptativo y mantenimiento de jardinería del material plantado y de arrecife.
ABSTRACT
In response to dramatic losses of reef-building corals and ongoing lack of recovery, a small-scale coral transplant project was initiated in the Caribbean (U.S. Virgin Islands) in 1999 and was followed for 12 years. The primary objectives were to (1) identify a source of coral colonies for transplantation that would not result in damage to reefs, (2) test the feasibility of transplanting storm-generated coral fragments, and (3) develop a simple, inexpensive method for transplanting fragments that could be conducted by the local community. The ultimate goal was to enhance abundance of threatened reef-building species on local reefs. Storm-produced coral fragments of two threatened reef-building species [Acropora palmata and A. cervicornis (Acroporidae)] and another fast-growing species [Porites porites (Poritidae)] were collected from environments hostile to coral fragment survival and transplanted to degraded reefs. Inert nylon cable ties were used to attach transplanted coral fragments to dead coral substrate. Survival of 75 reference colonies and 60 transplants was assessed over 12 years. Only 9% of colonies were alive after 12 years: no A. cervicornis; 3% of A. palmata transplants and 18% of reference colonies; and 13% of P. porites transplants and 7% of reference colonies. Mortality rates for all species were high and were similar for transplant and reference colonies. Physical dislodgement resulted in the loss of 56% of colonies, whereas 35% died in place. Only A. palmata showed a difference between transplant and reference colony survival and that was in the first year only. Location was a factor in survival only for A. palmata reference colonies and after year 10. Even though the tested methods and concepts were proven effective in the field over the 12-year study, they do not present a solution. No coral conservation strategy will be effective until underlying intrinsic and/or extrinsic factors driving high mortality rates are understood and mitigated or eliminated. Rev. Biol. Trop. 60 (Suppl. 1): 59-70. Epub 2012 March 01.
En respuesta a la dramática pérdida de corales constructores de arrecifes y la continua falta de recuperación, un proyecto de pequeña escala de transplante de corales, al cual se le dio seguimiento por 12 años, se inició en el Caribe (Islas Vírgenes de EUA) en 1999. Los principales objetivos fueron (1) identificar fuentes de colonias de coral para el trasplante, que no produjeran daños a los arrecifes, (2) evaluar la viabilidad del trasplante de fragmentos de coral generados por tormentas, y (3) desarrollar un método simple y barato para transplantar fragmentos que pudiera ser realizado por la comunidad local. La meta última era aumentar la abundancia de especies constructoras de arrecife amenazadas en los arrecifes locales. Fragmentos de coral producidos por tormenta de dos especies constructoras de arrecife amenazadas [Acropora palmata y A. cervicornis (Acroporidae)] y otras especies de crecimiento rápido [Porites porites (Poritidae)] fueron recolectadas en ambientes no adecuados para la supervivencia de fragmentos de coral y se trasplantaron a los arrecifes degradados. Fajitas de nylon inerte fueron utilizadas para unir los fragmentos de corales transplantados al sustrato de coral muerto. La sobrevivencia de 75 colonias de referencia y de 60 transplantadas fueron monitoreadas por más de 12 años. Sólo el 9% de las colonias estaban vivas tras 12 años, sin presencia de A. cervicornis, el 3% de los transplantes de A. palmata y el 18% de las colonias de referencia de Acropora. El 13% de los transplantes de P. porites y el 7% de las colonias de referencia sobrevivieron. El desprendimiento físico resultó en la pérdida del 56% de las colonias, mientras que el 35% murió en el lugar. Solamente A. palmata mostró una diferencia en sobrevivencia entre los trasplantes y las colonias de referencia, eso fue solo en el primer año. La ubicación fue un factor en la sobrevivencia sólo para las colonias de referencia de A. palmata y después de 10 años. A pesar de que los métodos y los conceptos fueron probados efectivamente en el campo por más de 12 años de estudio, no mostraron ser la solución. Ninguna estrategia de conservación va a ser efectiva hasta que se delimiten y sean entendidos, mitigados o eliminados los factores intrínsecos y/o extrínsecos que conducen a las altas tasas de mortalidad.
Subject(s)
Transplantation , United States Virgin Islands , Anthozoa/embryology , Coral Reefs , United StatesABSTRACT
Sexual recruitment of the staghorn coral, Acropora cervicornis, is accepted to be very rare. Instead, these branching corals proliferate through fragmentation leading to dense mono-specific and possibly monoclonal stands. For acroporid corals, which have suffered drastic population declines, dominance of asexual reproduction results in low levels of genotypic diversity and limited ability to re-colonize extirpated areas. Small colonies with a single encrusting, symmetrical base, and few incipient branches are frequently presumed to be the result of a settled planula (i.e. sexual reproduction). Here, we show that colonies fitting this description (i.e., presumed sexual recruits) can result from asexual fragmentation. Acropora cervicornis colonies (~20 cm diameter) were tagged and observed over eighteen months. In several cases, colony offshoots fused with the adjacent substrate forming secondary disc-like attachment points. Following natural fragmentation, these discs of tissue became separated from the original colony, and were observed to heal and give rise to smaller colonies with striking similarity to the expected morphology of a sexual recruit. Thus, presuming a colony is a sexual recruit based on appearance is unreliable and may lead to inflated expectations of genetic diversity among populations. The accurate assessment of recruitment and genetic diversity is crucial to predicting the recovery potential of these imperiled and ecologically irreplaceable reef corals. Rev. Biol. Trop. 54 (Suppl. 3): 145-151. Epub 2007 Jan. 15.
Se ha aceptado que el reclutamiento sexual del coral asta de venado, Acropora cervicornis, es muy raro. Por el contrario, estos corales ramificados proliferan a través de fragmentación, generando densas bases monoespecíficas e incluso monoclonales. Para corales acropóridos, los cuales han sufrido disminuciones de población drásticas, la dominancia de reproducción asexual resulta en bajos niveles de diversidad genotípica y abilidad limitada para recolonizar áreas de donde han sido erradicados. Frecuentemente se presume que las colonias pequeñas con una sola base incrustante simétrica y unas pocas ramas incipientes, son el resultado del asentamiento de una plánula (reproducción sexual). Aquí, nosotros demostramos que algunas colonias que calzan con esta descripción (supuesta reproducción sexual) pueden resultar de fragmentación asexual. Se etiquetaron y observaron colonias de Acropora cervicornis (~20 cm de diámetro) durante 18 meses. En muchos casos, los retoños de la colonia se fusionaron con el sustrato adyacente formando puntos de acoplamiento con forma de disco. Siguiendo con la fragmentación natural, estos discos de tejido se separaron de la colonia original, cicatrizaron y dieron paso a pequeñas colonias con tremenda similitud a la morfología esperada para un recluta sexual. Por lo tanto, asumir que una colonia es un recluta de origen sexual basándose en apariencia es poco fiable y puede generar expectativas infladas de diversidad genética entre poblaciones. La evaluación certera del reclutamiento y la diversidad genética es crucial para predecir la recuperación potencial de estos arrecifes de coral, los cuales están en peligro y son irremplazables.
Subject(s)
Anthozoa/anatomy & histology , Anthozoa/embryology , Sexuality , Clonal Evolution , AsexualityABSTRACT
The white band disease type I (WBD-I) epizootic event of the early 1980s resulted in significant changes in the structure and composition of coral communities throughout the wider Caribbean. The disease decimated populations of acroporid corals throughout their geographic distribution and it is still affecting the surviving and recovering populations of these corals in a number of localities in the wider Caribbean. The putative pathogen for this syndrome (WBD-I) was never identified. A second pattern of white band was described later as white band type II (WBD-II). A potential pathogen named Vibrio charchariae was identified but Kochs postulates were never fulfilled. In this work, we present results of a preliminary approach to confirm the identity of the pathogen of WBD-II. During the fall months of 2004, samples of Acropora cervicornis with signs of WBD-II were collected from a small population in Mario reef, an isolated patch reef off La Parguera, southwest coast of Puerto Rico. Bacteria extracted from these samples were isolated in TCBS agar, grown in Glycerol Seawater agar, and then used to inoculate separated, healthy-looking colonies of the same population in the same reef. Isolation, culture, and inoculations of bacteria were conducted under controlled conditions within hours of collection, and no microorganisms that were not already in the reef community were introduced with these experiments. Some of the newly inoculated colonies developed the disease signs within 24 hr. These were subsequently sampled and bacterial re-isolated to be identified, thus complying with the first steps to fulfill Koch s postulates for this disease. Rates of advance of the disease signs varied between 0.5 and 2 cm/day. Preliminary analyses indicated that the potential cause of WBD-II is a Vibrio species very close to Vibrio harveyi, a synonymy of V. charchariae. All inoculated coral colonies that developed the signs of WBD-II, behaved as the naturally infected colonies, and all of them showed no signs of the disease after two months of the inoculation when water temperatures dropped due to winter in the area. Rev. Biol. Trop. 54 (Suppl. 3): 59-67. Epub 2007 Jan. 15.
El evento epizoótico de la enfermedad de banda blanca tipo I (WBD-I) al principio del decenio de 1980 causó cambios significativos en la composición de las comunidades coralinas a todo lo largo del Gran Caribe. La enfermedad eliminó altas proporciones de las poblaciones de acropóridos y aún hoy continua afectando la recuperación de sus poblaciones en muchas localidades. El agente causante de esta enfermedad (WBD-I) nunca fue identificado. Un conjunto de características diferentes de esta enfermedad fue descrito en 1998, como banda blanca tipo II (WBD-II), y la bacteria Vibrio charchariae fue identificada como la posible causante. Sin embargo, los postulados de Koch nunca se cumplieron. En este trabajo presentamos los resultados de estudios preliminares para identificar el agente causante de WBD-II en el Caribe. Durante los meses de otoño del 2003 y 2004, recolectamos muestras de Acropora cervicornis con signos de WBD-II en Mario, un arrecife de parche aislado en La Parguera, costa sur occidental de Puerto Rico. Las bacterias extraídas de estas muestras fueron aisladas en agar TCBS, criadas en agar Glicerol Agua de mar y luego utilizadas para infectar colonias separadas sin signos de enfermedad en la misma población y localidad. El aislamiento, cultivo e inoculación de bacterias se hizo en condiciones controladas, y no introdujimos ningún microorganismo que no hubiera estado previamente en el arrecife. Algunas de las colonias inoculadas desarrollaron signos de la enfermedad en 24 hr. Tomamos muestras de estas colonias y las bacterias fueron nuevamente aisladas para ser identificadas y así completar los postulados de Koch. Las tasas de avance de los signos de la enfermedad variaron entre 0.5 y 2 cm/día. Preliminarmente confirmamos que la causa de WBD-II es una especie de Vibrio muy cercana a Vibrio harveyi, sinónimo de V. charchariae. Todas las colonias coralinas inoculadas que desarrollaron signos de WBD-II se comportaron como las colonias infectadas naturalmente y ninguna de ellas presentó signos de la enfermedad al cabo de dos meses, cuando las temperaturas del agua descendieron con el invierno.