The thermal environment of reef-building corals is critical to their distribution and survival. Recent evidence has revealed that the mean global temperature has increased by 1 degree Celsius over the past century. Examination of tropical sea temperatures reveal that they have also increased by almost 1°C over the past 100 years and are currently increasing at the rate of approximately 1-2°C per century. Japanese waters are no exception. Waters off Okinawa have increased by 1.4°C since 1930 and are currently increasing at the rate of 2.3°C per century (95% confidence interval, 1.4-3.1°C). Coral bleaching occurs when the thermal tolerance of corals and their zooxanthellae are exceeded, probably due to an increased sensitivity of the zooxanthellae to chronic photoinhibition. The consequences of bleaching can be devastating, with corals dying in vast numbers and such aspects as coral reproduction being severely curtailed. In 1998, the world's coral reefs experienced the worst bleaching on record. Japanese reefs were severely effected, with bleaching coinciding with a massive temperature anomaly in July-August 1998. Vast numbers of corals died. The intention of this paper is collect what we know about coral bleaching from biochemical, physiological and ecological perspectives and to discuss to how reefs (especially around Okinawa) might change in the next century. A single important issue surfaces in these deliberations. If temperatures continue to increase, then corals will experience greater incidences of bleaching and mortality unless they can acclimate physiologically or adapt genetically. The conclusions that stem from this issue are of great concern. Firstly, available evidence suggests that corals are not acclimating physiologically to any really extent to the sporadic and seasonal changes in sea temperature. Secondly, the rate of change in sea temperature arguably exceeds the capacity of coral populations to genetically adapt fast enough. The third conclusion is the most worrying. If corals are not changing fast enough, then coral reefs will experience more frequent and more intense bleaching. Given the outcome for many coral reefs across the planet during the 1998 episodes of bleaching, this has to be of great concern to coral reef users and managers everywhere.

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Coral reefs have been degrading faster than they have been recovering (Done 1992; Ginsburg 1994; Hughes 1994; Grigg and Birkeland 1997; McManus and Vergara 1998; Wilkinson 1993, 1998) and they have been accruing in their degraded states because they achieve alternate stable states of algae instead of corals (Knowlton et al. 1981; Knowlton 1992; Done 1992; Hughes 1994), and because rates of damage are much greater than rates of recovery (Muzik 1985; Birkeland 1997a). With the accumulation of reefs in alternative stable states, the total area of some reefs previously dominated by coral is decreasing over time (Muzik 1985; Knowlton et al. 1981, 1990; Wilkinson 1993), and the balance has been continuously in the negative for corals over the past few decades (LaPointe 1989; Hallock et al. 1993; Birkeland 1997a). Furthermore, human activities are now bringing about environmental changes on a global scale (Smith and Buddemeier 1992; Hoegh-Guldberg 1999; Tsuchiya 1999; Wilkinson et al. 1999) which alter the basic conditions and nature of environmental processes in the domain.

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1998年の白化現象により、瀬底島 (沖縄) の多くのサンゴがダメージを受けた。水深の浅い場所に生息していたエダコモンサンゴ (Montipora digitata) の多くは生き残ったが、イボハダハナヤサイサンゴ (Pocillopora verrucosa) の多くは死亡した。白化後の1999年の生殖時期に、水深3-5mの斜面に生息していたイボハダハナヤサイサンゴの生殖巣の発達、産卵した群体の割合そして受精率を調べたところ、白化前の1997年、1998年の生殖時期のサンプルに比べて非常に低かった。同様に、1999年のエダコモンサンゴサンプルでは、白化前の1996年のサンプルに比べポリプ当たりの卵母細胞および精巣の数が減少していた。1999年にはエダコモンサンゴについても人工受精を試みたが、正常な発生は全く見られなかった。1999年の観察では両種ともに精子の運動が不活発であったことから、受精率の低下は精子の機能不全による可能性が示唆される。

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ハナヤサイサンゴの発生過程に伴う刺胞組成の変化について調べた。ハナヤサイサンゴは、少なくとも2種類 (タイプI, II) の microbasic p-mastigophores (MpM)、大型と小型の holotrichous isorhizas (HI)、microbasic b-mastigophores (MbM) と spirocysts を含んでいた。プラヌラ幼生と着生後1, 2日の一次ポリプは、ほぼ同じ刺胞組成を有していた。大型のHIはプラヌラ幼生と一次ポリプのみに見られた。プラヌラと一次ポリプではMbMが最も多く、成群体ではタイプIのMpMが最も多かった。大型のHIは着生1週間後まで保持されるのに対し、spirocysts は着生後一時的に密度が低下した。大型のHIはプランクトン期間中の防御に用いられ、spirocysts は着生時の基盤への接着に関与するのではないかと考えられる

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フィジーのドラブニ島のサンゴ礁で、ボウバアマモ (Syringodium isoetifolium) の優占する海草帯に棲息する群体ボヤの生態分布、棲息場所利用および個体群構造を調べた。観察された群体ボヤは6種で、共生藻としてプロクロロン藻を持つ3種 (Didemnum molle, Lissoclinum bistratum, Trididemnum clinides) と持たない3種 (D. cuculiferum, D. sp. cf. albopunctatum, T. discrepans) からなり、前者のうち D. molle と L. bistratum は多く、海草の葉上などのよく光の当たる明るい場所に多かったが、後者の3種はいずれも少なく、海草の葉鞘部などの暗い場所に見られた。これらの種は、海草が提供するさまざまな微細な棲み場所を使い分けて、共存しているようであった。群体ボヤは海草帯に一様に分布しているわけではなく、岸から30-80mのところに多く、海草の現存量には依存していなかった。海草の葉上に多く分布していた D. molle の個体群構造を詳しく調べたところ、岩礁のような安定した付着基盤に付着した個体群は大型の群体も含んでいたが、海草体上では群体は全て小型であった。これは、ボウバアマモの葉が細く (幅1.5mm)、寿命が短く (1.5ヶ月)、常に波に揺れているような不安定な付着基盤であることに対応したものと考えられた。

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ハナガサミドリイシの幼生期における刺胞構成の変化を調べた。本種のプラヌラ幼生には2タイプの刺胞、すなわち真正刺胞 (nematocyst) の microbasic b-mastigophore と螺刺胞 (spirocyst) が認められた。一方、ポリプには幼生が持っ2タイプの他に microbasic p-mastigophore と holotrichous isorhiza が見られた。2タイプの幼生期の刺胞は受精後3-4日目に出現し、8日目まで徐々に増加した。刺胞の出現時期と数のピークがそれぞれ、着生個体の出現と着生数のピークに一致していた。受精後15日目には、microbasic p-mastigophore の数は維持されていたのに対し spirocyst は急激に減少し、ほとんど見られなくなった。 microbasic p-mastigophore は捕食者からの防御に、spirocyst は基盤への付着に使われると推測された。spirocyst の減少は、飼育中に繰り返し試みられた着生行動によって消費されたのかもしれない。刺胞数はプラヌラ幼生の成熟度を判定する指標として有効であると考えられる。

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The spatial distribution and morphologies of massive Porites colonies were investigated over a large area (1100m×200m) in the sandy moat of Miyara fringing reef, Ishigaki Island, Japan. Massive Porites (diameter>50cm) showed a preferential distribution for deeper depths (i. e., 2 to 3m). This distribution pattern suggested that massive Porites colonies were transported to deeper more stable habitats, as “mobile colonies”. Twenty-three percent of the colonies were mushroom shaped, with narrow stems attached to the substratum. Significant portions of mushroom shaped colonies (69%) were dislodged and 66% of them were tilted toward the dominant direction of water flow. The mushroom morphologies appear related to the high mobility of sandy sediments around the colonies, which interferes with ordinary growth of the colony base. Mobile colonies seems important for maintaining local coral populations in sandy habitats, which are often unsuitable habitats for larval settlement. In this case, physical environmental factors, such as water movement and micro-geomorphology, influence the distribution and population structure of coral communities in the sandy shallow habitats.

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