UBC Theses and Dissertations

UBC Theses Logo

UBC Theses and Dissertations

Replicate divergence between and within sounds in a marine fish : the copper rockfish (Sebastes caurinus) Dick, Stefan James 2014

Your browser doesn't seem to have a PDF viewer, please download the PDF to view this item.

Item Metadata


24-ubc_2014_september_dick_stefan.pdf [ 4.49MB ]
JSON: 24-1.0165939.json
JSON-LD: 24-1.0165939-ld.json
RDF/XML (Pretty): 24-1.0165939-rdf.xml
RDF/JSON: 24-1.0165939-rdf.json
Turtle: 24-1.0165939-turtle.txt
N-Triples: 24-1.0165939-rdf-ntriples.txt
Original Record: 24-1.0165939-source.json
Full Text

Full Text

	  REPLICATE	  DIVERGENCE	  BETWEEN	  AND	  WITHIN	  SOUNDS	  IN	  A	  MARINE	  FISH:	  THE	  COPPER	  ROCKFISH	  (SEBASTES	  CAURINUS)	  	  	  by	  	  	  Stefan	  James	  Dick	  	  B.Sc.	  (Hons),	  The	  University	  of	  British	  Columbia,	  2006	  	  	  	  A	  THESIS	  SUBMITTED	  IN	  PARTIAL	  FULFILLMENT	  OF	  	  THE	  REQUIREMENTS	  FOR	  THE	  DEGREE	  OF	  	  MASTER	  OF	  SCIENCE	  	  	  in	  	  	  The	  Faculty	  of	  Graduate	  and	  Postdoctoral	  Studies	  (Zoology)	  	  	  	  THE	  UNIVERSITY	  OF	  BRITISH	  COLUMBIA	  (Vancouver)	  	  	  	  April	  2014	  	  	  ©	  Stefan	  James	  Dick,	  2014	  	  	   ii	  ABSTRACT	  Understanding	  the	  factors	  that	  influence	  larval	  dispersal	  and	  connectivity	  among	  marine	  populations	  is	  critical	  to	  the	  conservation	  and	  sustainable	  management	  of	  marine	  resources.	  Whereas	  marine	  populations	  were	  once	  thought	  to	  be	  panmictic	  through	  extensive	  larval	  exchange,	  recent	  studies	  are	  increasingly	  uncovering	  fine-­‐scale	  substructure	  driven	  by	  contemporary	  features	  of	  the	  seascape	  such	  as	  coastal	  topography,	  bathymetry,	  and	  nearshore	  currents.	  In	  this	  study	  I	  tested	  the	  degree	  of	  genetic	  subdivision	  among	  ten	  populations	  of	  copper	  rockfish	  (Sebastes	  caurinus)	  representing	  paired	  samples	  collected	  from	  inlets	  and	  adjacent	  outer	  coast	  habitats	  in	  five	  replicate	  sounds	  on	  the	  west	  coast	  of	  Vancouver	  Island,	  British	  Columbia,	  using	  17	  microsatellite	  DNA	  loci.	  Overall,	  subdivision	  (FST)	  was	  low	  (FST	  =	  0.031),	  but	  consistently	  higher	  between	  paired	  inlet	  and	  coast	  sites	  (mean	  FST	  =	  0.047)	  compared	  to	  among	  the	  five	  coast	  sites	  (FST	  =	  -­‐0.001)	  or	  among	  the	  five	  inlet	  sites	  (FST	  =	  0.026).	  Heterozygosity,	  allelic	  richness,	  and	  estimates	  of	  effective	  population	  size	  were	  also	  consistently	  lower	  in	  inlet	  sites,	  suggesting	  local	  inbreeding	  due	  to	  limited	  larval	  delivery	  from	  coastal	  habitats.	  Bayesian	  analysis	  of	  population	  structure	  identified	  two	  genetic	  groups	  across	  all	  samples,	  a	  single	  genetic	  group	  amongst	  only	  coast	  sites,	  two	  genetic	  groups	  amongst	  only	  inlet	  sites,	  and	  two	  genetic	  groups	  within	  each	  sound	  analysed	  separately.	  Copper	  rockfish	  collected	  from	  inlets	  were	  also	  consistently	  shorter,	  had	  lower	  condition	  factors,	  and	  grew	  more	  slowly	  than	  fish	  collected	  from	  coast	  sites.	  My	  results	  implicate	  inlet-­‐coast	  seascape	  transitions	  in	  driving	  the	  evolution	  of	  population	  structure,	  likely	  resulting	  from	  inlet	  topography	  and	  estuarine	  circulation	  patterns	  that	  act	  to	  retain	  	  	   iii	  pelagic	  larvae	  within	  inlets	  and	  reduce	  physical	  connectivity	  with	  coastal	  habitats.	  Phenotypic	  differences	  between	  inlet	  and	  coast	  fish	  suggest	  differential	  growth	  environments	  across	  the	  inlet-­‐coast	  seascape	  transition,	  which	  may	  promote	  genetic	  differentiation	  through	  selection	  against	  maladapted	  immigrant	  genotypes.	  Coast	  sites	  appear	  to	  be	  well	  served	  by	  the	  existing	  Rockfish	  Conservation	  Areas	  (RCAs),	  which	  have	  a	  coastally	  biased	  distribution.	  By	  contrast,	  inlet	  sites	  may	  require	  more	  specific	  local	  conservation	  measures	  as	  they	  appear	  to	  be	  less	  well	  connected	  to	  adjacent	  coast	  sites	  and	  may	  be	  more	  susceptible	  to	  overexploitation.	  	   	  	  	   iv	  TABLE	  OF	  CONTENTS	  ABSTRACT	  ....................................................................................................................	  ii	  TABLE	  OF	  CONTENTS	  ...................................................................................................	  iv	  LIST	  OF	  TABLES	  .............................................................................................................	  v	  LIST	  OF	  FIGURES	  ..........................................................................................................	  vi	  ACKNOWLEDGEMENTS	  ..............................................................................................	  vii	  INTRODUCTION	  ............................................................................................................	  1	  MATERIALS	  AND	  METHODS	  .........................................................................................	  8	  Fish	  Collections	  ....................................................................................................................	  8	  Age,	  Growth	  and	  Condition	  Factor	  .......................................................................................	  9	  Microsatellite	  Assays	  .........................................................................................................	  11	  Analysis	  of	  Population	  Structure	  ........................................................................................	  12	  Effective	  Population	  Size	  ....................................................................................................	  16	  RESULTS	  .....................................................................................................................	  17	  Length,	  Condition	  Factor,	  Age	  and	  Growth	  .........................................................................	  17	  Microsatellite	  Diversity	  ......................................................................................................	  18	  Effective	  Population	  Size	  ....................................................................................................	  20	  Population	  Structure	  ..........................................................................................................	  20	  DISCUSSION	  ...............................................................................................................	  23	  The	  Role	  of	  Coastal	  Topography	  and	  Hydrography	  in	  Structuring	  Marine	  Populations	  .......	  23	  Genetic	  Divergence	  Among	  Coastal	  Sites	  ...........................................................................	  27	  Genetic	  Divergence	  Between	  Inlets	  and	  Coastal	  Sites	  ........................................................	  28	  Genetic	  Divergence	  Among	  Inlets	  ......................................................................................	  33	  Phenotypic	  Variation	  and	  Natural	  Selection	  .......................................................................	  34	  Implications	  for	  Rockfish	  Conservation	  and	  Management	  ..................................................	  36	  Conclusion	  .........................................................................................................................	  39	  TABLES	  .......................................................................................................................	  41	  FIGURES	  .....................................................................................................................	  46	  REFERENCES	  ...............................................................................................................	  57	  APPENDIX	  A	  ...............................................................................................................	  67	  	  	   	  	  	   v	  LIST	  OF	  TABLES	  Table	  1.	  Locations	  and	  sample	  sizes	  for	  collections	  of	  copper	  rockfish	  (Sebastes	  caurinus)	  from	  five	  sounds	  on	  the	  west	  coast	  of	  Vancouver	  Island,	  British	  Columbia.	  ..............................................................	  41	  Table	  2.	  Phenotypic	  characteristics	  of	  ten	  samples	  of	  copper	  rockfish	  (Sebastes	  caurinus)	  collected	  from	  the	  west	  coast	  of	  Vancouver	  Island,	  British	  Columbia.	  ...................................................................	  41	  Table	  3.	  Mean	  ages	  of	  nine	  samples	  of	  copper	  rockfish	  (Sebastes	  caurinus)	  collected	  from	  the	  west	  coast	  of	  Vancouver	  Island,	  British	  Columbia.	  ..........................................................................................	  42	  Table	  4.	  Single	  locus	  summary	  statistics	  for	  copper	  rockfish	  (Sebastes	  caurinus)	  assayed	  at	  17	  microsatellite	  DNA	  loci.	  ................................................................................................................	  42	  Table	  5.	  Summary	  statistics	  for	  ten	  samples	  of	  copper	  rockfish	  (Sebastes	  caurinus)	  assayed	  at	  17	  microsatellite	  DNA	  loci.	  ................................................................................................................	  43	  Table	  6.	  Estimates	  of	  effective	  number	  of	  breeders	  (Nb)	  in	  inlet	  and	  coast	  collections	  of	  copper	  rockfish	  (Sebates	  caurinus)	  assayed	  at	  17	  microsatellite	  DNA	  loci.	  ..............................................................	  43	  Table	  7.	  Genetic	  differentiation	  (FST)	  estimates	  for	  all	  collections	  combined,	  coast	  collections	  only,	  and	  inlet	  collections	  only	  for	  copper	  rockfish	  (Sebastes	  caurinus)	  assayed	  at	  17	  microsatellite	  DNA	  loci.44	  Table	  8.	  Pairwise	  genetic	  differentiation	  (FST)	  estimates	  for	  coast-­‐inlet	  comparisons	  of	  copper	  rockfish	  assayed	  at	  17	  microsatellite	  DNA	  loci.	  ...........................................................................................	  44	  Table	  9.	  Analysis	  of	  molecular	  variance	  (AMOVA)	  results	  for	  samples	  of	  copper	  rockfish	  (Sebastes	  caurinus)	  combined	  into	  coast	  and	  inlet	  groups.	  ...........................................................................	  45	  Table	  10.	  Analysis	  of	  molecular	  variance	  (AMOVA)	  results	  for	  samples	  of	  copper	  rockfish	  (Sebastes	  caurinus)	  combined	  into	  five	  groups	  corresponding	  to	  sounds.	  ......................................................	  45	  	  	   	  	  	   vi	  LIST	  OF	  FIGURES	  Figure	  1.	  Copper	  rockfish	  (Sebastes	  caurinus)	  collection	  locations	  along	  the	  west	  coast	  of	  Vancouver	  Island,	  British	  Columbia.	  ...............................................................................................................	  46	  Figure	  2.	  Variation	  in	  total	  length	  (cm),	  weight	  (g),	  and	  condition	  factor	  (100[g/cm]3)	  in	  copper	  rockfish	  (Sebastes	  caurinus)	  collected	  from	  five	  sounds	  along	  the	  west	  coast	  of	  Vancouver	  Island,	  British	  Columbia.	  	  ...................................................................................................................................	  47	  Figure	  3.	  Length-­‐at-­‐age	  data	  for	  copper	  rockfish	  (Sebastes	  caurinus)	  collected	  from	  coast	  sites	  and	  inlet	  sites	  on	  the	  west	  coast	  of	  Vancouver	  Island,	  British	  Columbia.	  	  ......................................................	  48	  Figure	  4.	  Results	  of	  STRUCTURE	  simulations	  testing	  values	  of	  K	  between	  1	  and	  15	  for	  all	  ten	  coast	  and	  inlet	  samples	  of	  copper	  rockfish	  (Sebastes	  caurinus)	  combined.	  	  ...........................................................	  49	  Figure	  5.	  Results	  of	  STRUCTURE	  simulations	  testing	  values	  of	  K	  between	  1	  and	  10	  for	  the	  five	  coast	  samples	  of	  copper	  rockfish	  (Sebastes	  caurinus).	  ............................................................................	  50	  Figure	  6.	  Results	  of	  STRUCTURE	  simulations	  testing	  values	  of	  K	  between	  1	  and	  10	  for	  the	  five	  inlet	  samples	  of	  copper	  rockfish	  (Sebastes	  caurinus).	  .........................................................................................	  51	  Figure	  7.	  Results	  of	  STRUCTURE	  simulations	  testing	  values	  of	  K	  between	  1	  and	  5	  for	  Barkley	  Sound	  coast	  and	  inlet	  samples	  of	  copper	  rockfish	  (Sebastes	  caurinus).	  ..............................................................	  52	  Figure	  8.	  Results	  of	  STRUCTURE	  simulations	  testing	  values	  of	  K	  between	  1	  and	  5	  for	  Clayoquot	  Sound	  coast	  and	  inlet	  samples	  of	  copper	  rockfish	  (Sebastes	  caurinus).	  .....................................................	  53	  Figure	  9.	  Results	  of	  STRUCTURE	  simulations	  testing	  values	  of	  K	  between	  1	  and	  5	  for	  Nootka	  Sound	  coast	  and	  inlet	  samples	  of	  copper	  rockfish	  (Sebastes	  caurinus).	  ..............................................................	  54	  Figure	  10.	  Results	  of	  STRUCTURE	  simulations	  testing	  values	  of	  K	  between	  1	  and	  5	  for	  Kyuquot	  Sound	  coast	  and	  inlet	  samples	  of	  copper	  rockfish	  (Sebastes	  caurinus).	  ..............................................................	  55	  Figure	  11.	  Results	  of	  STRUCTURE	  simulations	  testing	  values	  of	  K	  between	  1	  and	  5	  for	  Quatsino	  Sound	  coast	  and	  inlet	  samples	  of	  copper	  rockfish	  (Sebastes	  caurinus).	  .....................................................	  56	  	   	  	  	   vii	  ACKNOWLEDGEMENTS	  First	  and	  foremost	  I	  would	  like	  to	  thank	  my	  two	  academic	  advisors,	  Dr.	  Eric	  Taylor	  and	  Dr.	  Jonathan	  Shurin,	  for	  providing	  me	  with	  all	  the	  guidance,	  support,	  resources,	  and	  opportunities	  that	  I	  could	  have	  wished	  for.	  I	  am	  greatly	  indebted	  to	  both	  Rick	  and	  Jon	  for	  their	  continued	  encouragement	  and	  motivation	  while	  I	  worked	  to	  complete	  this	  thesis.	  I	  would	  also	  like	  to	  thank	  my	  committee	  member,	  Dr.	  Anne	  Salomon,	  for	  the	  guidance	  she	  provided	  throughout	  my	  study	  and	  for	  her	  contagious	  enthusiasm	  for	  marine	  ecology.	  	  	  My	  friend	  and	  colleague,	  Matthew	  Siegle,	  has	  been	  instrumental	  to	  my	  success	  as	  a	  graduate	  student.	  From	  long	  days	  of	  fishing	  on	  the	  west	  coast	  of	  Vancouver	  Island	  to	  long	  days	  of	  genetic	  analysis	  in	  the	  lab,	  Matt	  has	  been	  an	  integral	  part	  of	  all	  aspects	  of	  my	  study.	  He	  has	  a	  vast	  knowledge	  of	  marine	  ecology	  and	  evolution,	  and	  has	  taught	  me	  much	  of	  what	  I	  know	  about	  population	  genetics.	  I	  am	  forever	  grateful	  for	  all	  of	  Matt’s	  support,	  guidance	  and	  humour	  over	  the	  past	  years.	  Without	  him,	  my	  experience	  as	  a	  graduate	  student	  would	  not	  have	  been	  the	  same.	  	  Many	  years	  ago	  I	  worked	  as	  a	  field	  assistant	  for	  Dr.	  Russell	  Markel,	  then	  a	  Ph.D.	  student	  studying	  the	  effects	  of	  sea	  otter	  recovery	  on	  rockfish	  recruitment	  dynamics	  along	  the	  west	  coast	  of	  Vancouver	  Island.	  The	  summers	  I	  spent	  with	  Russ	  exploring	  the	  coast	  and	  chasing	  juvenile	  rockfish	  through	  kelp	  forests	  opened	  my	  eyes	  to	  the	  world	  of	  marine	  ecology	  and	  led	  to	  my	  fascination	  for	  rockfish.	  Since	  those	  formative	  years,	  Russ	  has	  been	  a	  true	  friend,	  a	  mentor	  and	  an	  inspiration,	  and	  I	  cannot	  thank	  him	  enough	  for	  everything	  he	  has	  done	  for	  me.	  	  	  Undertaking	  a	  graduate	  degree	  is	  both	  a	  privilege	  and	  an	  honour,	  but	  it	  can	  require	  the	  sacrifice	  of	  time	  spent	  with	  close	  friends	  and	  family.	  I	  would	  not	  have	  been	  able	  to	  accomplish	  what	  I	  have	  without	  the	  unconditional	  support	  and	  understanding	  of	  those	  closest	  to	  me.	  To	  all	  of	  you,	  thank	  you.	  	  This	  work	  would	  not	  have	  been	  possible	  without	  all	  of	  the	  help	  I	  received	  from	  friends	  and	  colleagues	  in	  the	  field	  and	  in	  the	  lab.	  Special	  thanks	  go	  to	  Dr.	  Rebecca	  Martone,	  Theraesa	  Coyle,	  Monica	  Yau,	  Jocelyn	  Nelson,	  Gerald	  Singh,	  Jana	  Holbrook,	  and	  Dr.	  Travis	  Ingram.	  I	  would	  also	  like	  to	  thank	  Shayne	  MacLellan	  and	  Sue	  Mahanah	  at	  the	  Fish	  Ageing	  Lab	  (DFO	  Pacific	  Biological	  Station,	  Nanaimo)	  for	  teaching	  the	  art	  of	  otolith	  ageing.	  	  	   Finally,	  I	  could	  not	  have	  achieved	  this	  work	  without	  the	  generous	  financial	  support	  of	  the	  Natural	  Science	  and	  Engineering	  Research	  Council	  of	  Canada	  (NSERC)	  and	  Fisheries	  and	  Oceans	  Canada’s	  Inshore	  Rockfish	  Program.	  	  	  	  	   1	  INTRODUCTION	  The	  study	  of	  landscape	  genetics	  focuses	  on	  the	  role	  of	  habitat	  features	  (topography,	  distance,	  environmental	  gradients)	  in	  structuring	  patterns	  of	  genetic	  variation	  within	  and	  among	  localities	  (Manel	  et	  al.	  2003;	  Holderegger	  and	  Wagner	  2010).	  While	  the	  same	  processes	  (drift,	  differential	  selection	  and	  barriers	  to	  migration)	  influence	  genetic	  variation	  in	  all	  habitats,	  the	  study	  of	  seascape	  genetics	  has	  lagged	  behind	  genetic	  studies	  in	  the	  terrestrial	  realm	  (Selkoe	  et	  al.	  2008;	  Manel	  and	  Holderegger	  2013).	  From	  recent	  studies	  in	  seascape	  genetics,	  it	  is	  evident	  that	  in	  addition	  to	  historical	  processes	  (McCusker	  and	  Bentzen	  2010)	  and	  natural	  selection	  (Nielsen	  et	  al.	  2009),	  contemporary	  features	  of	  the	  seascape	  such	  as	  coastline	  shape,	  bathymetry,	  and	  circulation	  patterns	  can	  heavily	  influence	  the	  structure	  of	  natural	  populations	  (Banks	  et	  al.	  2007).	  Such	  factors,	  however,	  need	  not	  act	  independently.	  For	  instance,	  physical	  features	  of	  coastlines	  or	  island	  chains	  can	  create	  physical	  retention	  zones	  that	  influence	  the	  extent	  to	  which	  marine	  populations	  are	  connected	  by	  the	  exchange	  of	  pelagic	  eggs	  and	  larvae	  and,	  through	  their	  influence	  on	  water	  temperature	  and	  salinity,	  help	  to	  create	  environmental	  gradients	  that	  generate	  distinct	  selective	  regimes	  that	  may	  influence	  population	  structure	  (e.g.,	  Johanessonn	  and	  André	  2006;	  Schmidt	  et	  al.	  2008).	  Understanding	  how	  seascape	  features	  influence	  larval	  dispersal	  and	  connectivity	  among	  marine	  fish	  populations	  is	  central	  to	  fisheries	  management	  and	  conservation	  (Palumbi	  2003;	  Selkoe	  et	  al.	  2008).	  Increasingly,	  studies	  are	  uncovering	  substructure	  in	  populations	  that	  were	  thought	  to	  be	  panmictic	  through	  extensive	  larval	  exchange	  (e.g.,	  Rocha-­‐Olivares	  and	  Vetter	  1999;	  Cunningham	  et	  al.	  2009).	  Physical	  features	  of	  the	  	  	   2	  seascape	  such	  as	  coastline	  topography,	  bathymetry,	  currents	  and	  upwelling	  zones	  are	  often	  identified	  as	  key	  drivers	  of	  population	  structure,	  as	  these	  have	  the	  potential	  to	  act	  as	  barriers	  to	  larval	  dispersal,	  limiting	  connectivity	  between	  proximate	  geographic	  locations	  (e.g.,	  Buonaccorsi	  et	  al.	  2002;	  Johansson	  et	  al.	  2008).	  Failure	  to	  account	  for	  population	  substructure	  can	  lead	  to	  the	  rapid	  overexploitation	  of	  fish	  stocks,	  particularly	  in	  cases	  where	  there	  is	  limited	  larval	  delivery	  from	  outside	  sources	  (Carvalho	  and	  Hauser	  1994;	  Stephenson	  1999).	  While	  marine	  protected	  area	  (MPA)	  networks	  can	  be	  effective	  at	  restoring	  the	  abundance	  of	  depleted	  stocks,	  their	  successful	  establishment	  requires	  a	  thorough	  understanding	  of	  larval	  transport	  (Botsford	  et	  al.	  2003;	  Shanks	  et	  al.	  2003).	  This	  is	  particularly	  important	  for	  MPAs	  designed	  to	  enhance	  fisheries,	  as	  larval	  export	  is	  necessary	  to	  increase	  fishable	  biomass	  in	  unprotected	  areas	  (Botsford	  et	  al.	  2003;	  Shanks	  et	  al.	  2003).	  In	  the	  northeast	  Pacific	  Ocean,	  rockfishes	  (genus	  Sebastes)	  are	  one	  of	  the	  most	  diverse	  and	  abundant	  groups	  of	  marine	  fishes.	  The	  genus	  consists	  of	  about	  107	  species,	  all	  but	  six	  of	  which	  are	  part	  of	  a	  species	  flock	  endemic	  to	  the	  North	  Pacific	  Ocean	  (Johns	  and	  Avise	  1998).	  Rockfishes	  range	  from	  the	  intertidal	  zone	  to	  several	  thousands	  of	  metres	  in	  depth,	  are	  generally	  long-­‐lived	  and	  slow	  to	  mature	  (some	  may	  exceed	  200	  years	  of	  age),	  and	  are	  live-­‐bearing	  (Lea	  et	  al.	  1999;	  Love	  et	  al.	  2002).	  The	  copper	  rockfish	  (Sebastes	  caurinus)	  is	  a	  common	  nearshore	  species	  found	  from	  the	  Gulf	  of	  Alaska	  south	  to	  the	  Baja	  Peninsula	  where	  it	  occupies	  habitats	  from	  the	  shallow	  subtidal	  zone	  to	  depths	  of	  about	  180	  metres	  (Love	  et	  al.	  2002).	  In	  British	  Columbia	  (BC),	  it	  is	  one	  of	  the	  most	  abundant	  rockfishes	  and	  is	  typically	  found	  in	  inshore	  waters	  over	  rocky	  reefs	  and	  other	  high	  relief	  habitats	  (Richards	  1987;	  Love	  et	  al.	  2002).	  Copper	  rockfish	  reach	  sexual	  maturity	  between	  six	  and	  	  	   3	  eight	  years	  of	  age	  and	  live	  to	  a	  maximum	  age	  of	  about	  50	  (Love	  et	  al.	  2002).	  Like	  many	  other	  nearshore	  species,	  adult	  copper	  rockfish	  have	  very	  small	  home	  ranges	  (~100-­‐4,000	  m2)	  and	  demonstrate	  strong	  site	  fidelity,	  especially	  those	  occupying	  high-­‐value	  habitats	  (Matthews	  1990;	  Tolimieri	  et	  al.	  2009).	  Dispersal	  occurs	  almost	  exclusively	  during	  the	  pelagic	  larval	  phase,	  which	  lasts	  between	  one	  and	  six	  months	  for	  most	  rockfishes	  (Moser	  and	  Boehlert	  1991;	  Love	  et	  al.	  2002).	  On	  the	  west	  coast	  of	  Vancouver	  Island,	  BC,	  copper	  rockfish	  parturition	  (i.e.,	  larval	  release)	  occurs	  from	  March	  to	  April,	  followed	  by	  a	  pelagic	  phase	  lasting	  approximately	  two	  months	  (Markel	  2011).	  Juvenile	  copper	  rockfish	  settle	  in	  shallow,	  nearshore	  habitats	  and	  typically	  associate	  with	  canopy-­‐forming	  kelp,	  boulder	  fields,	  eelgrass	  beds,	  or	  any	  other	  structurally	  complex	  habitats	  (Love	  et	  al.	  2002).	  The	  inshore	  distribution	  of	  the	  copper	  rockfish,	  preference	  for	  areas	  of	  complex	  rocky	  substrate,	  and	  high	  degree	  of	  site	  fidelity,	  coupled	  with	  a	  relatively	  short	  pelagic	  larval	  duration	  may	  act	  to	  limit	  gene	  flow	  resulting	  in	  substantial	  population	  structure.	  In	  a	  previous	  study	  of	  copper	  rockfish,	  Buonaccorsi	  et	  al.	  (2002)	  examined	  microsatellite	  DNA	  variation	  at	  six	  loci	  across	  six	  localities,	  and	  documented	  significant	  population	  subdivision,	  particularly	  between	  the	  semi-­‐enclosed	  waters	  of	  Puget	  Sound,	  Washington	  (WA),	  and	  coastal	  samples	  from	  BC,	  Oregon	  and	  California.	  Estimates	  of	  FST,	  a	  measure	  of	  the	  proportion	  of	  genetic	  variance	  attributable	  to	  division	  among	  subpopulations	  (Weir	  and	  Cockerham	  1984),	  were	  about	  ten	  times	  higher	  for	  comparisons	  between	  Puget	  Sound	  and	  coastal	  locations	  than	  among	  all	  coastal	  locations	  combined.	  The	  authors	  suggested	  that	  physical	  watermass	  retention	  within	  Puget	  Sound	  was	  responsible	  for	  limiting	  larval	  exchange	  with	  coastal	  habitats.	  For	  the	  coastal	  collections,	  the	  study	  revealed	  a	  pattern	  of	  	  	   4	  isolation-­‐by-­‐distance	  (IBD),	  whereby	  genetic	  differentiation	  was	  positively	  correlated	  with	  geographic	  distance	  (Wright	  1938).	  Johansson	  et	  al.	  (2008)	  expanded	  on	  the	  study	  by	  Buonaccorsi	  et	  al.	  by	  conducting	  fine-­‐scale	  sampling	  of	  copper	  rockfish	  along	  the	  Oregon	  coast.	  Analysis	  of	  genetic	  variation	  at	  11	  microsatellite	  loci	  revealed	  significant	  genetic	  breaks	  at	  two	  locations	  within	  Oregon	  corresponding	  to	  an	  offshore	  jet	  at	  Cape	  Blanco	  and	  a	  100-­‐km	  stretch	  of	  sand	  habitat.	  The	  authors	  concluded	  that	  local	  seascape	  features	  such	  as	  oceanographic	  breaks	  and	  segments	  of	  unsuitable	  habitat	  could	  be	  responsible	  for	  the	  pattern	  of	  IBD	  observed	  across	  the	  species’	  range.	  In	  the	  yelloweye	  rockfish	  (S.	  ruberrimus),	  another	  sedentary	  demersal	  species	  with	  pelagic	  larvae,	  significant	  genetic	  differentiation	  at	  nine	  microsatellite	  loci	  occurred	  between	  samples	  taken	  from	  the	  semi-­‐enclosed	  waters	  of	  the	  Strait	  of	  Georgia	  and	  outside	  waters	  on	  the	  west	  coast	  of	  Vancouver	  Island	  (Siegle	  et	  al.	  2013).	  Taken	  together,	  these	  studies	  suggest	  that	  a	  major	  factor	  driving	  population	  subdivision	  in	  nearshore	  rockfish	  is	  coastline	  complexity	  and	  the	  potential	  for	  local	  retention	  zones	  to	  form	  owing	  to	  the	  interaction	  between	  topography,	  circulation,	  and	  life	  history.	  Understanding	  how	  geographic	  features	  influence	  contemporary	  patterns	  of	  gene	  flow	  has	  important	  implications	  for	  rockfish	  conservation	  and	  management.	  The	  life	  history	  characteristics	  common	  to	  most	  rockfish,	  which	  include	  slow	  growth,	  late	  maturation	  and	  high	  site	  fidelity,	  make	  them	  particularly	  susceptible	  to	  overfishing	  (Parker	  et	  al.	  2000;	  Berkeley	  et	  al.	  2004).	  Indeed,	  decades	  of	  intense	  fishing	  pressure	  have	  led	  to	  the	  collapse	  of	  numerous	  rockfish	  stocks	  (Parker	  et	  al.	  2000;	  Berkeley	  et	  al.	  2004).	  In	  BC,	  four	  species	  of	  rockfish	  are	  listed	  as	  Threatened	  by	  the	  Committee	  on	  the	  Status	  of	  Endangered	  Wildlife	  in	  	  	   5	  Canada	  (COSEWIC)	  and	  three	  are	  listed	  as	  Special	  Concern	  (COSEWIC	  2002;	  2007a,b;	  2008;	  2009a,b;	  2010).	  In	  an	  effort	  to	  protect	  vulnerable	  nearshore	  rockfishes	  from	  further	  exploitation	  and	  promote	  population	  recovery,	  Fisheries	  and	  Oceans	  Canada	  established	  164	  Rockfish	  Conservation	  Areas	  (RCAs)	  throughout	  the	  coast	  of	  BC	  (Yamanaka	  and	  Logan	  2010).	  The	  RCAs	  were	  located	  in	  areas	  with	  high	  seafloor	  complexity	  (i.e.,	  steep,	  rocky	  habitats)	  and	  high	  historical	  commercial	  landings	  (Yamanaka	  and	  Logan	  2010)	  in	  order	  to	  protect	  valuable	  rockfish	  habitat.	  However,	  there	  was	  little	  or	  no	  consideration	  of	  how	  well	  the	  RCAs	  would	  be	  connected	  by	  larval	  exchange,	  or	  whether	  or	  not	  they	  would	  protect	  populations	  of	  rockfishes	  that	  are	  especially	  vulnerable	  to	  overfishing	  due	  to	  limited	  recruitment	  from	  outside	  sources.	  Key	  to	  assessing	  the	  effectiveness	  of	  the	  current	  configuration	  of	  RCAs	  is	  an	  understanding	  of	  how	  BC’s	  complex	  coastal	  topography	  and	  variable	  patterns	  of	  ocean	  circulation	  influence	  larval	  dispersal	  and	  population	  structure	  in	  nearshore	  rockfishes.	  One	  of	  the	  most	  prominent	  features	  of	  the	  BC	  coast	  is	  the	  abundance	  of	  deeply	  incised	  inlets	  or	  fjords,	  of	  which	  about	  79	  have	  been	  documented	  (Thomson	  1981).	  These	  inlets,	  especially	  on	  the	  west	  coast	  of	  Vancouver	  Island,	  have	  a	  characteristic,	  deep	  U-­‐shaped	  basin,	  with	  a	  glacially	  derived	  mud	  bottom	  (Pickard	  1963;	  Thomson	  1981).	  There	  is	  usually	  a	  river	  at	  the	  head	  of	  the	  inlet	  and	  an	  underwater	  ridge,	  or	  sill,	  at	  the	  mouth	  (Pickard	  1963;	  Thomson	  1981).	  The	  mouths	  of	  such	  inlets	  empty	  onto	  the	  continental	  shelf	  where	  there	  is	  typically	  a	  seasonally	  variable	  longshore	  current	  (Thomson	  1981).	  Together,	  the	  shelf	  area	  and	  inlets	  constitute	  a	  series	  of	  “sounds”	  along	  the	  west	  coast	  of	  Vancouver	  Island.	  The	  topography	  of	  these	  inlets	  creates	  unique	  circulation	  and	  environmental	  	  	   6	  gradients	  from	  the	  head	  to	  the	  mouth	  (Pickard	  1963;	  Thomson	  1981).	  For	  instance,	  freshwater	  flows	  from	  rivers	  help	  to	  create	  a	  surface	  outflow	  and	  a	  low	  to	  high	  surface	  salinity	  gradient	  from	  head	  to	  mouth	  (Pickard	  1963;	  Thomson	  1981).	  A	  deeper	  inflow	  of	  high	  salinity,	  oxygenated	  water	  typically	  occurs	  across	  the	  sill	  up	  towards	  the	  head	  of	  the	  inlet	  (Pickard	  1963;	  Thomson	  1981).	  These	  circulation	  patterns,	  coupled	  with	  the	  partial	  depth	  constriction	  created	  by	  the	  sills,	  and	  the	  longitudinal	  environmental	  gradients	  within	  the	  inlets,	  may	  strongly	  influence	  on	  the	  extent	  of	  genetic	  exchange	  between	  populations	  of	  rockfishes	  whose	  distributions	  encompass	  both	  the	  inlets	  themselves	  and	  the	  adjacent	  continental	  shelf.	  In	  addition,	  differential	  selective	  pressures	  at	  the	  head	  and	  the	  mouth	  of	  inlets	  may	  present	  the	  possibility	  for	  local	  adaptation	  to	  also	  promote	  genetic	  isolation.	  In	  this	  study,	  I	  investigated	  the	  population	  genetic	  structure	  of	  copper	  rockfish	  along	  the	  west	  coast	  of	  Vancouver	  Island.	  Specifically,	  I	  tested	  the	  influence	  of	  inlets	  as	  putative	  barriers	  to	  gene	  flow	  by	  sampling	  across	  five	  replicate	  sets	  of	  inlet–coast	  seascape	  transitions	  (Figure	  1).	  I	  predicted	  that	  genetic	  variation	  at	  17	  microsatellite	  DNA	  loci	  would	  be	  most	  pronounced	  among	  samples	  collected	  at	  the	  heads	  of	  the	  five	  inlets,	  followed	  by	  differences	  between	  the	  inlets	  and	  their	  adjacent	  outer	  coast	  (continental	  shelf)	  areas.	  I	  further	  predicted	  that,	  given	  the	  pronounced	  longshore	  currents	  that	  occur	  across	  the	  continental	  shelf,	  fish	  sampled	  from	  adjacent	  outer	  coast	  areas	  would	  be	  much	  less	  genetically	  differentiated	  from	  one	  another.	  To	  determine	  whether	  differences	  between	  the	  selective	  environments	  of	  inlets	  and	  outer	  coast	  sites	  could	  potentially	  be	  responsible	  for	  driving	  population	  differentiation,	  I	  measured	  phenotypic	  correlates	  of	  fitness,	  including	  length,	  weight	  and	  age	  of	  individual	  copper	  rockfish.	  I	  predicted	  that	  fish	  sampled	  from	  	  	   7	  inlets	  would	  be	  smaller	  and	  have	  lower	  growth	  rates	  than	  outer	  coast	  fish	  as	  a	  result	  of	  the	  greater	  variability	  in	  abiotic	  factors	  such	  as	  temperature,	  salinity	  and	  oxygen	  availability,	  which	  would	  create	  a	  more	  stressful	  growth	  environment	  (Love	  et	  al.	  1991;	  Landaeta	  et	  al.	  2012).	  	   	  	  	   8	  MATERIALS	  AND	  METHODS	  Fish	  Collections	  Copper	  rockfish	  were	  collected	  from	  five	  sounds	  on	  the	  west	  coast	  of	  Vancouver	  Island:	  Barkley	  Sound,	  Clayoquot	  Sound,	  Nootka	  Sound,	  Kyuquot	  Sound	  and	  Quatsino	  Sound	  (Figure	  1).	  Within	  each	  sound,	  two	  sites	  were	  selected	  for	  sampling:	  an	  ‘inlet’	  site	  at	  the	  terminal	  end	  of	  the	  longest	  inlet,	  and	  a	  ‘coast’	  site	  on	  the	  exposed	  coastline,	  immediately	  adjacent	  to	  the	  opening	  of	  the	  sound.	  Sampling	  locations	  were	  paired	  in	  this	  fashion	  to	  allow	  for	  comparisons	  between	  proximate	  inlet	  and	  coast	  collections,	  which	  were	  separated	  from	  each	  other	  by	  an	  average	  of	  48.0	  km	  (range	  =	  29-­‐70	  km).	  The	  average	  distance	  between	  adjacent	  coast	  sites	  was	  70.5	  km	  (range	  =	  63–84	  km),	  and	  between	  adjacent	  inlet	  sites	  was	  129.5	  km	  (119–140	  km).	  All	  sites	  were	  named	  using	  the	  first	  letters	  of	  the	  sound	  (e.g.,	  B,	  C,	  N,	  K,	  Q)	  and	  location	  (e.g.,	  I,	  C).	  For	  example,	  the	  Barkley	  Sound	  inlet	  site	  was	  named	  BI.	  	  A	  total	  of	  605	  copper	  rockfish	  were	  collected	  between	  June	  2009	  and	  October	  2010	  (Table	  1).	  Two	  sites	  (Clayoquot	  Sound	  inlet	  and	  Kyuquot	  Sound	  coast)	  were	  sampled	  in	  both	  2009	  and	  2010	  to	  assess	  inter-­‐annual	  stability	  in	  allelic	  variation.	  All	  fish	  were	  caught	  by	  hook	  and	  line	  from	  a	  small	  rigid-­‐hull	  inflatable	  vessel.	  In	  order	  to	  maximize	  the	  distance	  between	  paired	  inlet	  and	  coast	  collection	  sties,	  fishing	  effort	  was	  restricted	  to	  very	  small	  geographic	  areas,	  typically	  on	  the	  order	  of	  0.5	  to	  1	  km2.	  Due	  to	  low	  catch	  per	  unit	  effort	  at	  the	  Barkley	  Sound	  inlet	  site,	  the	  sampling	  area	  was	  broadened	  to	  approximately	  2	  km2.	  All	  fishing	  took	  place	  at	  depths	  between	  8	  and	  20	  m	  over	  rocky-­‐bottom	  habitats.	  	  	  	   9	  Copper	  rockfish	  were	  landed,	  euthanized	  immediately	  and	  placed	  in	  a	  cooler	  with	  ice	  for	  further	  processing.	  All	  other	  species	  were	  released	  immediately.	  At	  the	  end	  of	  each	  day	  of	  fishing,	  all	  copper	  rockfish	  were	  measured	  (total	  length)	  to	  the	  nearest	  millimeter	  and	  weighed	  to	  the	  nearest	  centigram.	  Fin	  clips	  were	  taken	  from	  the	  anal	  fins,	  washed	  in	  deionized	  water,	  and	  placed	  in	  1.5	  mL	  vials	  with	  95%	  ethanol.	  Sagittal	  otoliths	  were	  removed	  from	  each	  fish,	  washed	  in	  deionized	  water	  and	  stored	  dry	  for	  subsequent	  ageing.	  Age,	  Growth	  and	  Condition	  Factor	  Otoliths	  are	  small	  calcareous	  structures	  within	  the	  inner	  ear	  of	  fish	  used	  in	  maintaining	  equilibrium	  and	  sound	  reception	  (Weatherley	  and	  Gill	  1987).	  As	  a	  fish	  grows,	  its	  otoliths	  accrete	  layers	  of	  calcium	  carbonate,	  the	  rate	  of	  which	  varies	  with	  the	  growth	  rate	  of	  the	  fish	  (Weatherley	  and	  Gill	  1987).	  In	  species	  like	  copper	  rockfish	  that	  live	  in	  seasonally	  variable	  thermal	  environments	  (colder	  in	  winter,	  warmer	  in	  summer),	  annual	  changes	  in	  somatic	  growth	  result	  in	  the	  formation	  of	  concentric	  rings	  or	  ‘annuli’	  that	  are	  optically	  different	  from	  the	  surrounding	  tissue	  (Weatherley	  and	  Gill	  1987).	  The	  age	  of	  a	  fish	  (in	  years)	  can	  be	  determined	  by	  counting	  these	  annuli,	  much	  in	  the	  same	  way	  a	  tree	  can	  be	  aged	  by	  counting	  its	  rings.	  	  A	  commonly	  employed	  method	  used	  to	  age	  adult	  fish	  otoliths	  is	  the	  burnt	  section	  technique	  (or	  otolith	  break	  and	  burn	  technique;	  MacLellan	  1997;	  Andrews	  et	  al.	  2007).	  Briefly,	  the	  otoliths	  are	  snapped	  in	  half	  along	  the	  short	  axis	  and	  the	  exposed	  surface	  gently	  burned	  to	  a	  uniform	  light	  brown	  colour.	  	  The	  annuli	  become	  dark	  brown	  and	  are	  easily	  distinguished	  from	  the	  surrounding	  matrix,	  which	  retains	  a	  lighter	  colour.	  A	  drop	  of	  mineral	  oil	  is	  typically	  added	  to	  the	  burnt	  surface	  to	  increase	  clarity.	  The	  otolith	  burnt	  section	  	  	   10	  technique	  was	  used	  to	  age	  a	  total	  of	  274	  copper	  rockfish.	  The	  number	  of	  annual	  rings	  was	  counted	  on	  digital	  images	  captured	  using	  a	  JVC	  3-­‐CCD	  camera	  mounted	  on	  an	  inverted	  transmission	  light	  microscope.	  The	  digital	  imagery	  software	  Auto-­‐Montage	  Pro	  (version	  5.03,	  Syncroscopy,	  Beacon	  House,	  Cambridge)	  was	  used	  to	  record	  the	  locations	  of	  annuli	  and	  other	  ‘checks’	  (marks	  on	  the	  otolith	  that	  do	  not	  correspond	  to	  annual	  rings),	  which	  aided	  in	  the	  estimation	  of	  age.	  In	  age	  estimation	  of	  fishes,	  it	  is	  important	  to	  validate	  that	  annual	  rings	  actually	  represent	  approximately	  one	  year	  of	  growth	  (Beamish	  and	  MacFarlane	  1983).	  Although	  age	  validation	  has	  not	  been	  completed	  for	  copper	  rockfish,	  annual	  growth	  rings	  have	  been	  validated	  for	  several	  closely	  related	  rockfish	  species	  that	  inhabit	  the	  North	  Pacific	  Ocean,	  including	  quillback	  rockfish	  (S.	  maliger;	  Kerr	  et.	  al.	  2005),	  yelloweye	  rockfish	  (S.	  ruberrimus;	  Andrews	  et	  al.	  2002),	  and	  canary	  rockfish	  (S.	  pinniger;	  Andrews	  et	  al.	  2007).	  The	  von	  Bertalanffy	  growth	  model	  is	  the	  most	  widely	  used	  length-­‐age	  model	  in	  fisheries	  research	  (Bertalanffy	  1938;	  Chen	  et	  al.	  2002).	  It	  has	  been	  shown	  to	  accurately	  represent	  fish	  growth	  across	  a	  wide	  variety	  of	  taxa	  (Chen	  et	  al.	  2002;	  Katsanevakis	  2006)	  and	  has	  been	  employed	  in	  numerous	  studies	  of	  rockfish	  growth	  (Boehlert	  and	  Kappenman	  1980;	  Laidig	  et	  al.	  2003).	  The	  equation	  for	  the	  von	  Bertalanffy	  growth	  model	  is:	  L(t)	  =	  L∞	  *[1	  -­‐	  exp(-­‐K*(t-­‐t0))]	  where	  	  L(t)	  =	  total	  length	  (cm)	  at	  age	  t	  (years),	  	  L∞	  =	  average	  total	  maximum	  length	  (cm)	  K	  =	  growth	  completion	  rate	  (years-­‐1)	  t0	  	  =	  theoretical	  age	  when	  fish	  is	  length	  0	  (years)	  	  	   11	  To	  test	  for	  differences	  in	  growth	  rate	  between	  inlet	  and	  coast	  collections,	  the	  von	  Bertalanffy	  growth	  model	  was	  fitted	  separately	  to	  length-­‐age	  data	  for	  inlet	  fish	  and	  coast	  fish	  using	  the	  iterative	  method	  described	  by	  Schnute	  (1981).	  Resulting	  growth	  functions	  were	  compared	  using	  likelihood	  ratio	  tests,	  as	  described	  by	  Kimura	  (1980).	  Tests	  were	  implemented	  in	  R	  (R	  Core	  Team,	  2013).	  Condition	  factor	  is	  a	  measure	  of	  the	  relative	  health	  of	  a	  fish,	  and	  assumes	  that	  the	  heavier	  a	  fish	  is	  at	  a	  given	  size,	  the	  better	  its	  condition	  (Ricker	  1975).	  Condition	  factor	  was	  calculated	  for	  each	  fish	  as	  100[weight/length3]	  (Ricker	  1975).	  Differences	  in	  mean	  length,	  weight	  and	  condition	  factor	  between	  sounds	  and	  between	  coast	  and	  inlet	  sites	  within	  sounds	  were	  tested	  using	  a	  two-­‐way	  analysis	  of	  variance	  (ANOVA)	  with	  “sound”	  (N	  =	  5)	  and	  “location”	  (coast,	  inlet,	  N	  =	  10)	  as	  factors.	  Tests	  were	  implemented	  in	  R.	  Microsatellite	  Assays	  Total	  genomic	  DNA	  was	  extracted	  from	  fin	  clip	  tissue	  using	  a	  standard	  phenol-­‐chloroform	  extraction	  procedure.	  Polymerase	  chain	  reaction	  (PCR)	  was	  used	  to	  amplify	  17	  microsatellite	  loci	  developed	  for	  Sebastes	  maliger,	  S.	  pinniger,	  and	  S.	  rastelliger:	  Sma2,	  Sma3,	  Sma4,	  Sma10,	  and	  Sma11	  (Wimberger	  et	  al.	  1999);	  Spi4,	  Spi6,	  Spi10,	  Spi12	  and	  Spi18	  (Gomez-­‐Uchida	  et	  al.	  2003);	  and	  Sra5-­‐9,	  Sra7-­‐7,	  Sra7-­‐25,	  Sra11-­‐103,	  Sra15-­‐8,	  and	  Sra16-­‐5	  (Westerman	  et	  al.	  2005).	  All	  loci	  have	  been	  previously	  tested	  on	  S.	  caurinus	  and	  have	  been	  shown	  to	  be	  polymorphic	  (Wimberger	  et	  al.	  1999;	  Gomez-­‐Uchida	  et	  al.	  2003;	  Westerman	  et	  al.	  2005).	  Forward	  PCR	  primers	  were	  fluorescently	  labeled	  to	  allow	  for	  multiplexing	  (see	  Table	  A1	  in	  Appendix	  A	  for	  additional	  details).	  Each	  PCR	  reaction	  was	  performed	  using	  a	  Qiagen™	  	  	   12	  Multiplex	  PCR	  Kit	  following	  the	  manufacturer’s	  protocols,	  with	  approximately	  150	  ng	  template	  DNA	  in	  15	  µl	  total	  volume.	  Typical	  cycling	  conditions	  included	  an	  initial	  denaturation	  at	  94°C	  for	  2	  minutes,	  followed	  by	  30	  cycles	  of	  94°C	  for	  1	  minute,	  56°C	  for	  30	  seconds,	  and	  72°C	  for	  1	  minute.	  Final	  extension	  was	  carried	  out	  at	  72°C	  for	  10	  minutes.	  Annealing	  temperatures	  were	  adjusted	  to	  optimize	  PCR	  conditions	  (see	  Table	  A1	  in	  Appendix	  A	  for	  additional	  details).	  The	  PCR	  products	  were	  analyzed	  using	  a	  CEQ™	  8000	  Genetic	  Analysis	  System	  (Beckman	  Coulter™).	  Internal	  DNA	  size	  standards	  were	  included	  in	  each	  well,	  and	  fragments	  were	  sized	  using	  CEQ™	  8000	  software	  (Beckman	  Coulter™).	  Analysis	  of	  Population	  Structure	  Genetic	  diversity	  within	  sampling	  locations	  was	  characterized	  using	  expected	  heterozygosity	  (HE;	  Nei	  1987)	  and	  allelic	  richness.	  Expected	  heterozygosity	  is	  the	  probability	  that	  two	  alleles	  sampled	  randomly	  from	  a	  population	  will	  be	  different	  (Nei	  1987).	  Allelic	  richness	  was	  calculated	  for	  each	  locus	  at	  the	  smallest	  collection	  size	  (2N	  =	  60),	  using	  the	  rarefaction	  index	  approach	  computed	  in	  the	  program	  FSTAT	  version	  2.9.3	  (Goudet	  2002)	  that	  accounts	  for	  the	  tendency	  for	  larger	  samples	  to	  exhibit	  a	  greater	  number	  of	  alleles.	  Differences	  in	  mean	  expected	  heterozygosity	  and	  mean	  allelic	  richness	  between	  coast	  and	  inlet	  collections	  were	  tested	  for	  statistical	  significance	  using	  5,000	  permutations	  in	  FSTAT.	  Genetic	  divergence	  within	  and	  among	  sampling	  locations	  was	  characterized	  using	  Weir	  and	  Cockerham’s	  (1984)	  unbiased	  F-­‐statistics	  as	  implemented	  in	  the	  program	  GENEPOP	  version	  4.2	  (Raymond	  and	  Rousset	  1995;	  Rousset	  2008).	  The	  F-­‐statistics	  (FIS,	  FST,	  FIT)	  describe	  the	  amount	  of	  heterozygosity	  at	  different	  hierarchical	  levels	  of	  population	  	  	   13	  structure.	  More	  specifically,	  FIS	  is	  the	  proportion	  of	  genetic	  variance	  attributable	  to	  inbreeding	  within	  a	  subpopulation	  and	  FST	  is	  the	  proportion	  of	  genetic	  variance	  attributable	  to	  division	  among	  subpopulations.	  Estimates	  of	  FIS	  were	  calculated	  for	  each	  locus-­‐population	  combination	  to	  measure	  deviation	  from	  conformance	  to	  Hardy-­‐Weinberg	  equilibrium	  (HWE).	  Estimates	  of	  FST	  were	  calculated	  for:	  1)	  all	  sites	  combined	  (global	  FST);	  2)	  the	  five	  coast	  sites;	  3)	  the	  five	  inlet	  sites;	  and	  4)	  the	  five	  coast-­‐inlet	  site	  combinations	  (pairwise	  FST).	  	  Exact-­‐probability	  tests	  were	  used	  to	  evaluate	  conformance	  to	  Hardy-­‐Weinberg	  equilibrium	  (HWE)	  and	  linkage	  equilibrium,	  and	  to	  assess	  the	  homogeneity	  of	  spatial	  distributions	  of	  genetic	  variance.	  Estimates	  of	  exact	  significance	  probabilities	  were	  obtained	  using	  the	  Markov-­‐chain	  algorithm	  as	  implemented	  in	  GENEPOP	  (1000	  batches,	  5000	  iterations	  per	  batch).	  The	  following	  null	  hypotheses	  were	  tested:	  1) Hardy-­‐Weinberg	  equilibrium:	  alleles	  are	  randomly	  distributed	  among	  individuals	  at	  each	  locus	  (FIS	  =	  0).	  2) Linkage	  equilibrium:	  alleles	  are	  randomly	  distributed	  among	  loci	  at	  each	  sampling	  location.	  3) Allele	  frequency	  homogeneity:	  alleles	  are	  randomly	  distributed	  among	  sampling	  locations	  (FST	  =	  0).	  Significance	  levels	  were	  adjusted	  for	  multiple	  tests	  using	  the	  sequential	  Bonferroni	  correction	  method	  (Rice	  1989).	  Significance	  probabilities	  over	  multiple	  loci	  were	  combined	  using	  Fisher’s	  method	  (Sokal	  and	  Rohlf	  2012).	  	  	   14	  In	  cases	  where	  loci	  did	  not	  conform	  to	  Hardy-­‐Weinberg	  equilibrium,	  the	  program	  MICRO-­‐CHECKER	  was	  used	  to	  detect	  the	  presence	  of	  non-­‐amplifying	  (null)	  alleles	  or	  dropout	  of	  large	  alleles	  (Van	  Oosterhout	  et.	  al.	  2004).	  Null	  alleles	  are	  alleles	  that	  fail	  to	  amplify	  in	  PCR,	  either	  because	  PCR	  conditions	  are	  not	  ideal	  or	  because	  the	  primer-­‐binding	  region	  contains	  a	  mutation	  that	  inhibits	  binding	  (Selkoe	  and	  Toonen	  2006).	  	  This	  can	  result	  in	  a	  homozygote	  excess	  (more	  homozygotes	  than	  would	  be	  expected	  under	  HWE)	  or	  the	  failure	  of	  some	  individuals	  to	  amplify	  any	  alleles	  (if	  the	  individual	  is	  a	  homozygote	  for	  the	  null	  allele).	  Large	  allele	  dropout	  occurs	  when	  the	  longer	  allele	  in	  a	  heterozygote	  does	  not	  amplify	  as	  well	  as	  the	  shorter	  allele,	  causing	  it	  to	  appear	  too	  faint	  to	  detect	  during	  the	  allele	  scoring	  process	  (Selkoe	  and	  Toonen	  2006).	  Because	  the	  PCR	  process	  is	  more	  efficient	  for	  shorter	  sequences	  than	  longer	  ones,	  large	  allele	  dropout	  is	  more	  likely	  when	  two	  alleles	  are	  very	  different	  in	  size	  (Selkoe	  and	  Toonen	  2006).	  To	  assess	  the	  assumption	  of	  selective	  neutrality	  of	  the	  microsatellite	  loci	  used	  in	  this	  study,	  the	  data	  were	  analyzed	  using	  the	  program	  LOSITAN	  (Antao	  et	  al.	  2008),	  which	  implements	  the	  FST	  outlier	  approach	  of	  FDIST	  (Beaumont	  and	  Nichols	  1996).	  This	  approach	  works	  by	  computing	  a	  null	  distribution	  of	  locus-­‐specific	  FST	  values	  in	  a	  plot	  of	  FST	  vs.	  expected	  heterozygosity	  using	  an	  island	  model	  of	  migration,	  and	  then	  identifying	  any	  outlying	  values	  (Beaumont	  and	  Nichols	  1996;	  Antao	  et	  al.	  2008).	  A	  locus	  that	  lies	  outside	  of	  the	  null	  distribution	  may	  be	  influenced	  by	  selection	  (divergent	  or	  balancing),	  either	  at	  the	  locus	  itself	  or	  at	  a	  closely	  linked	  locus.	  The	  amount	  of	  genetic	  variance	  attributable	  to	  geographic	  partitioning	  among	  samples	  was	  quantified	  using	  a	  hierarchical	  analysis	  of	  molecular	  variance	  (AMOVA)	  in	  the	  	  	   15	  computer	  program	  ARLEQUIN	  version	  3.1	  (Excoffier	  et	  al.	  2005).	  AMOVA	  uses	  non-­‐parametric	  permutation	  procedures	  to	  test	  the	  significance	  of	  covariance	  components	  associated	  with	  different	  levels	  of	  population	  structure	  (e.g.,	  among	  groups,	  among	  populations	  within	  groups,	  within	  populations).	  By	  modifying	  the	  grouping	  of	  populations	  (i.e.,	  sampling	  locations),	  the	  user	  can	  identify	  the	  structure	  that	  maximizes	  among	  group	  variance.	  This	  approach	  is	  particularly	  useful	  for	  testing	  the	  influence	  of	  putative	  barriers	  to	  gene	  flow.	  In	  this	  analysis,	  AMOVAs	  were	  run	  for	  two	  different	  groupings	  of	  samples:	  1)	  inlet	  and	  coast	  samples	  combined	  into	  two	  separate	  groups;	  and	  2)	  paired	  inlet	  and	  coast	  samples	  combined	  into	  five	  groups	  corresponding	  to	  sounds.	  The	  genetic	  clustering	  program	  STRUCTURE	  version	  2.3	  (Pritchard	  et	  al.	  2000)	  was	  used	  to	  determine	  the	  most	  likely	  number	  of	  distinct	  genetic	  clusters	  (K)	  among	  the	  sampling	  locations.	  STRUCTURE	  differs	  from	  ARLEQUIN	  in	  that	  it	  uses	  no	  a	  priori	  information	  on	  the	  grouping	  of	  collections.	  STRUCTURE	  uses	  a	  Bayesian	  clustering	  method	  to	  assign	  individuals	  to	  genetic	  clusters	  based	  solely	  on	  their	  genotypes.	  An	  individual	  may	  be	  assigned	  to	  more	  than	  one	  cluster	  if	  its	  genotype	  indicates	  that	  it	  is	  an	  admixture	  of	  two	  or	  more	  genetic	  groups.	  A	  Markov	  chain	  Monte	  Carlo	  method	  (MCMC)	  is	  used	  to	  estimate	  posterior	  probability	  distributions	  for	  each	  possible	  number	  of	  clusters.	  Simulations	  in	  STRUCTURE	  were	  performed	  using	  values	  of	  K	  between	  1	  and	  15	  for	  analyses	  of	  all	  10	  sampling	  locations,	  between	  1	  and	  10	  for	  analyses	  of	  all	  coast	  sites	  or	  all	  inlet	  sites,	  and	  between	  1	  and	  5	  for	  analyses	  of	  paired	  coast	  and	  inlet	  sites.	  All	  simulations	  were	  run	  under	  a	  model	  that	  allowed	  admixture	  and	  did	  not	  include	  a	  location	  prior.	  Each	  run	  consisted	  of	  a	  100,000	  step	  burn-­‐in	  followed	  by	  an	  additional	  500,000	  steps.	  Ten	  	  	   16	  iterations	  were	  run	  for	  each	  value	  of	  K.	  In	  cases	  where	  the	  highest	  likelihood	  value	  was	  for	  a	  value	  of	  K	  >	  1,	  the	  method	  of	  Evanno	  et	  al.	  (2005)	  was	  used.	  This	  method	  calculates	  the	  second	  order	  rate	  of	  change	  in	  the	  log	  probability	  of	  successive	  K	  values	  (ΔK)	  and	  is	  used	  to	  evaluate	  different	  solutions	  for	  K.	  Given	  the	  relatively	  small	  spatial	  scale	  of	  study	  and	  relatively	  low	  levels	  of	  genetic	  divergence,	  no	  isolation-­‐by-­‐distance	  (IBD),	  identified	  as	  a	  significant	  correlation	  between	  FST	  and	  geographic	  distance,	  was	  apparent	  among	  coast	  localities.	  Furthermore,	  given	  the	  structural	  complexity	  of	  inlet	  localities	  relative	  to	  coast	  localities,	  no	  attempt	  was	  made	  to	  derive	  IBD	  relationships	  across	  all	  locations,	  as	  distance	  would	  be	  confounded	  by	  the	  geomorphological	  complexity	  of	  the	  coastline.	  Effective	  Population	  Size	  Effective	  population	  size	  (Ne)	  is	  defined	  as	  the	  number	  of	  breeding	  individuals	  in	  an	  ideal	  population	  of	  organisms	  (i.e.,	  a	  hypothetical	  population	  under	  Hardy	  Weinberg	  equilibrium)	  that	  would	  experience	  the	  effects	  of	  drift	  or	  inbreeding	  (e.g.,	  loss	  of	  heterozygosity)	  to	  the	  same	  degree	  as	  the	  observed	  population	  (Wright	  1938).	  Estimates	  of	  Ne	  were	  derived	  for	  each	  of	  the	  ten	  copper	  rockfish	  samples	  using	  the	  linkage	  disequilibrium	  method	  of	  LDNe	  (Waples	  and	  Do	  2008).	  The	  LD	  method	  operates	  on	  the	  principle	  that	  departures	  from	  random	  association	  between	  alleles	  across	  loci	  (linkage	  disequilibrium)	  will	  be	  inversely	  proportional	  to	  Ne.	  Because	  all	  copper	  rockfish	  samples	  consisted	  of	  multiple	  cohorts	  (generations),	  the	  estimates	  derived	  are	  more	  properly	  referred	  to	  as	  the	  effective	  number	  of	  breeders	  (Nb)	  rather	  than	  Ne	  per	  se.	  (see	  Waples	  2005).	   	  	  	   17	  RESULTS	  Length,	  Condition	  Factor,	  Age	  and	  Growth	  Phenotypic	  data	  was	  collected	  for	  a	  total	  of	  466	  copper	  rockfish.	  Average	  length	  was	  30.5	  cm	  (range:	  13.2–49.8	  cm),	  average	  weight	  was	  583	  g	  (range:	  20–2,100	  g)	  and	  average	  condition	  factor	  was	  1.73	  (range:	  1.05–2.28;	  Table	  2).	  Inlet	  fish	  were	  on	  average	  9.7	  cm	  shorter,	  530	  g	  lighter,	  and	  had	  a	  7.3%	  lower	  condition	  factor	  than	  fish	  from	  the	  outer	  coast	  (Table	  2).	  Results	  of	  the	  two-­‐way	  ANOVA	  with	  sound	  and	  location	  (i.e.,	  inlet,	  coast)	  as	  factors	  indicated	  that	  there	  was	  a	  significant	  effect	  of	  both	  sound	  (P	  =	  0.0004)	  and	  location	  (P	  <	  0.0001)	  on	  mean	  length,	  as	  well	  as	  a	  significant	  sound*location	  interaction	  (P	  <	  0.0001).	  Fish	  collected	  from	  inlet	  sites	  were	  consistently	  shorter	  than	  those	  collected	  from	  coast	  sites,	  especially	  for	  Clayoquot,	  Kyuquot,	  and	  Quatsino	  Sounds	  (Figure	  2).	  Similarly,	  there	  was	  as	  significant	  effect	  of	  both	  sound	  (P	  =	  0.001)	  and	  location	  (P	  <	  0.0001)	  on	  mean	  weight,	  and	  a	  significant	  sound*location	  interaction	  (P	  <	  0.0001).	  In	  all	  cases,	  inlet	  collections	  showed	  consistently	  lighter	  weights	  than	  coast	  collections,	  especially	  for	  Clayoquot,	  Kyuquot	  and	  Quatsino	  Sounds	  (Figure	  2).	  In	  contrast,	  mean	  condition	  factor	  did	  not	  differ	  by	  sound	  (P	  =	  0.719),	  but	  there	  was	  a	  significant	  effect	  of	  location	  (P	  <	  0.0001)	  as	  well	  as	  an	  interaction	  between	  sound	  and	  location	  (P	  	  <	  0.0001).	  Except	  for	  Kyuquot,	  all	  samples	  collected	  in	  inlets	  had	  lower	  average	  condition	  factors	  than	  those	  collected	  on	  the	  outer	  coast	  (Figure	  2).	  	  Ages	  of	  274	  copper	  rockfish	  were	  determined	  from	  their	  otoliths,	  including	  127	  fish	  collected	  from	  inlet	  sites	  and	  147	  fish	  collected	  from	  coast	  sites.	  The	  mean	  age	  of	  inlet	  fish	  was	  10.0	  years	  (range:	  2–43	  years)	  and	  the	  mean	  age	  of	  coast	  fish	  was	  10.9	  years	  (range:	  4–	  	   18	  33	  years;	  Table	  3).	  The	  overall	  von	  Bertalanffy	  growth	  equation	  (i.e.,	  fit	  to	  all	  data)	  produced	  an	  asymptotic	  total	  length	  (L∞)	  of	  38.2	  cm	  (95%	  CI	  =	  36.0–40.8	  cm)	  and	  a	  growth	  coefficient	  (K)	  of	  0.17	  (95%	  CI	  =	  0.15-­‐0.21).	  The	  size-­‐at-­‐age	  clearly	  consisted	  of	  two	  groupings	  of	  points;	  fish	  collected	  on	  the	  outer	  coast	  were	  consistently	  longer	  at	  a	  given	  age	  than	  were	  fish	  collected	  from	  inlets	  (Figure	  3).	  This	  same	  pattern	  of	  faster	  growth	  at	  coast	  sites	  was	  consistent	  across	  the	  four	  sounds	  for	  which	  there	  was	  comparable	  data.	  Fitting	  the	  von	  Bertalanffy	  growth	  function	  to	  inlet	  and	  coast	  fish	  separately	  produced	  two	  markedly	  different	  growth	  curves	  (Figure	  3).	  For	  inlet	  fish,	  L∞	  was	  estimated	  to	  be	  30.7	  cm	  (95%	  CI	  =	  28.4–33.7	  cm)	  compared	  to	  42.2	  cm	  (95%	  CI	  =	  41.2–43.3	  cm)	  for	  coast	  fish.	  Values	  of	  K	  were	  estimated	  to	  be	  0.18	  (95%	  CI	  =	  0.15–0.23)	  for	  inlet	  fish	  and	  0.20	  (95%	  CI	  =	  0.19–0.22)	  for	  coast	  fish.	  Likelihood	  ratio	  tests	  comparing	  the	  two	  growth	  curves	  confirmed	  that	  coast	  fish	  grow	  more	  quickly	  (Ho:	  Kcoast	  =	  Kinlet,	  P	  =	  0.021)	  and	  reach	  a	  larger	  maximum	  size	  	  (Ho:	  L∞coast	  =	  L∞inlet,	  P	  =	  0.003)	  than	  inlet	  fish.	  Differences	  in	  t0,	  the	  theoretical	  age	  when	  a	  fish	  has	  0	  length,	  were	  not	  significant	  (Ho:	  t0coast	  =	  t0inlet,	  P	  =	  0.06).	  Overall,	  the	  differences	  between	  the	  two	  growth	  curves	  were	  highly	  significant	  (Ho:	  Kcoast	  =	  Kinlet,	  L∞coast	  =	  L∞inlet,	  t0coast	  =	  t0inlet,	  P	  <	  0.0001).	  Microsatellite	  Diversity	  All	  seventeen	  microsatellite	  loci	  were	  successfully	  amplified	  in	  all	  605	  individuals	  and	  all	  were	  polymorphic.	  The	  average	  number	  of	  alleles	  per	  locus	  was	  13.1,	  with	  a	  range	  of	  3	  to	  36	  (Table	  4).	  A	  total	  of	  223	  alleles	  were	  detected	  across	  all	  loci	  and	  collections.	  Expected	  heterozygosity	  at	  individual	  loci	  ranged	  from	  0.08	  to	  0.94	  (Table	  4).	  MICRO-­‐CHECKER	  found	  no	  evidence	  of	  scoring	  error	  due	  to	  stutter	  or	  large	  allele	  dropout.	  Average	  expected	  	  	   19	  heterozygosity	  over	  all	  collections	  was	  0.61,	  with	  a	  range	  of	  0.57	  to	  0.94	  (Table	  5).	  Expected	  heterozygosity	  was	  significantly	  lower	  (P	  =	  0.008;	  Table	  5)	  for	  inlet	  collections	  (mean	  =	  0.59	  ±	  0.01)	  than	  coast	  collections	  (mean	  =	  0.64	  ±	  0.01).	  Allelic	  richness	  calculated	  at	  a	  minimum	  sample	  size	  of	  2N	  =	  60	  was	  also	  significantly	  lower	  (P	  =	  0.007;	  Table	  5)	  for	  inlet	  collections	  (mean	  =	  6.8	  ±	  0.4)	  than	  coast	  collections	  (mean	  =	  8.0	  ±	  0.1).	  Average	  allelic	  richness	  over	  all	  collections	  was	  7.4	  (Table	  5).	  Three	  single-­‐locus	  departures	  from	  Hardy-­‐Weinberg	  equilibrium	  (HWE)	  were	  significant	  after	  corrections	  for	  multiple	  tests:	  the	  Spi4	  locus	  in	  the	  BC	  collection	  (FIS	  =	  0.121,	  P	  =	  0.0018);	  the	  Sma10	  locus	  in	  the	  KI	  collection	  (FIS	  =	  0.362,	  P	  =	  0.0004);	  and	  the	  Sra16-­‐5	  locus	  in	  the	  QI	  collection	  (FIS	  =	  0.088,	  P	  =	  0.0029).	  When	  probabilities	  were	  combined	  over	  all	  collections	  for	  each	  locus	  (Fisher’s	  method),	  the	  Sma10	  locus	  displayed	  a	  significant	  departure	  from	  HWE	  (FIS	  =	  0.047,	  P	  =	  0.001;	  Table	  4).	  When	  probabilities	  were	  combined	  over	  all	  loci	  for	  each	  collection,	  there	  were	  no	  significant	  departures	  from	  HWE	  (Table	  5).	  The	  inbreeding	  coefficient	  (FIS)	  for	  all	  coast	  collections	  combined	  was	  low	  and	  not	  significant	  (FIS	  =	  0.005;	  P	  =	  0.353),	  but	  FIS	  was	  significant	  for	  all	  inlet	  sites	  combined	  (FIS	  =	  0.027;	  P	  =	  0.004;	  Table	  5).	  The	  global	  inbreeding	  coefficient	  for	  all	  loci	  in	  all	  collections	  was	  low,	  but	  significant	  (FIS	  =	  0.015,	  P	  =	  0.014;	  Table	  5).	  	  MICRO-­‐CHECKER	  results	  suggested	  that	  the	  three	  single-­‐locus	  departures	  from	  HWE	  were	  the	  result	  of	  null	  alleles.	  Allele	  frequencies	  at	  these	  loci	  were	  adjusted	  using	  the	  Brookfield	  (1996)	  null	  allele	  estimator	  1	  model.	  This	  method	  assumes	  that	  there	  are	  no	  null-­‐null	  homozygotes,	  which	  is	  valid	  for	  this	  study	  because	  all	  individuals	  amplified	  at	  least	  one	  allele.	  The	  results	  of	  allele-­‐frequency	  based	  analyses	  (i.e.,	  FST	  and	  significance	  of	  FST)	  were	  	  	   20	  very	  similar	  between	  the	  corrected	  and	  uncorrected	  data	  sets;	  therefore,	  all	  analyses	  were	  performed	  using	  the	  uncorrected	  data	  set.	  	  Allele	  frequencies	  at	  all	  loci	  conformed	  to	  linkage	  equilibrium	  after	  corrections	  for	  multiple	  tests,	  confirming	  the	  assumption	  of	  independent	  assortment.	  Tests	  for	  selective	  neutrality	  in	  LOSITAN	  found	  evidence	  of	  selection	  at	  two	  loci:	  Sra11-­‐103	  and	  Spi18.	  Both	  loci	  had	  FST	  values	  that	  fell	  above	  the	  neutral	  distribution	  of	  FST,	  suggesting	  possible	  divergent	  selection	  at	  these	  loci.	  Removing	  Sma10	  and	  Spi18	  from	  the	  dataset	  did	  not	  affect	  the	  results	  of	  allele-­‐frequency	  based	  analyses	  (i.e.,	  FST	  and	  significance	  of	  FST);	  therefore,	  both	  loci	  were	  included	  in	  subsequent	  analyses.	  Effective	  Population	  Size	  The	  linkage	  disequilibrium	  method	  produced	  estimates	  of	  Nb	  from	  about	  100	  in	  the	  BI	  and	  NI	  samples	  to	  over	  2,800	  in	  the	  CC	  sample	  (Table	  6).	  Several	  localities	  produced	  negative	  estimates	  of	  Nb	  owing	  to	  insufficient	  linkage	  disequilibrium	  within	  the	  sample.	  Point	  estimates	  of	  Nb	  averaged	  1,181	  (SD	  =	  1,418)	  for	  the	  coast	  samples	  and	  401	  (SD	  =	  526)	  for	  the	  inlet	  samples.	  Population	  Structure	  Genetic	  variance	  was	  strongly	  partitioned	  among	  sampling	  locations.	  Comparisons	  between	  sample	  years	  (2009	  and	  2010)	  were	  not	  significant	  either	  for	  the	  CI	  location	  (FST	  =	  0.0023,	  P	  >	  0.10)	  or	  for	  the	  KC	  location	  (FST	  =	  0.0018,	  P	  >	  0.15).	  Consequently	  both	  years’	  samples	  were	  pooled	  for	  each	  sample.	  When	  all	  ten	  collections	  were	  contrasted,	  sixteen	  of	  the	  seventeen	  loci	  exhibited	  significant	  heterogeneity	  in	  allele	  frequency	  (Table	  7).	  The	  	  	   21	  global	  FST	  for	  all	  loci	  over	  all	  collections	  was	  0.031	  and	  highly	  significant	  (P	  <0.0001;	  Table	  7).	  This	  variance	  was	  largely	  driven	  by	  differentiation	  between	  coast	  and	  inlet	  collections.	  Pairwise	  FST	  values	  for	  the	  five	  coast-­‐inlet	  comparisons	  ranged	  from	  0.042	  to	  0.054	  (mean	  =	  0.047)	  and	  all	  were	  highly	  significant	  (P	  <	  0.0001;	  Table	  8).	  When	  only	  the	  coast	  collections	  were	  contrasted,	  allele	  frequencies	  were	  homogeneous	  at	  all	  loci	  (Table	  7).	  Overall	  FST	  was	  small	  and	  not	  significant	  (FST	  =	  -­‐0.001,	  P	  =	  0.737;	  Table	  7),	  suggesting	  a	  single	  panmictic	  population	  among	  coast	  sites.	  By	  contrast,	  among	  the	  inlet	  collections	  significant	  heterogeneity	  in	  allele	  frequency	  was	  detected	  at	  thirteen	  of	  the	  seventeen	  loci	  (Table	  7).	  Overall	  FST	  was	  significant	  (FST	  =	  0.026,	  P	  <	  0.0001;	  Table	  7)	  and	  higher	  than	  that	  among	  the	  coast	  collections,	  but	  only	  about	  half	  of	  the	  average	  coast-­‐inlet	  value.	  Consistent	  with	  the	  FST	  values,	  analysis	  of	  molecular	  variance	  suggested	  that	  the	  most	  significant	  axis	  of	  genetic	  divergence	  was	  between	  samples	  grouped	  into	  coast	  and	  inlet	  localities.	  Here,	  variation	  between	  coast	  and	  inlet	  groups	  was	  significant	  (3.5%,	  P	  =	  0.006)	  and	  higher	  than	  variation	  between	  samples	  within	  these	  two	  groupings	  (1%,	  P	  <	  0.0001),	  with	  the	  majority	  of	  variation	  residing	  within	  individual	  samples	  (95.5%,	  P	  <	  0.0001;	  Table	  9).	  An	  alternative	  arrangement	  where	  coast	  and	  inlet	  samples	  were	  grouped	  into	  the	  five	  distinct	  sounds	  resulted	  in	  non-­‐significant	  variation	  among	  groups	  (-­‐1.8%,	  P	  =	  0.93),	  but	  significant	  variation	  between	  coast	  and	  inlet	  samples	  within	  sounds	  (4.7%,	  P	  <	  0.0001;	  Table	  10).	  Again,	  the	  majority	  of	  variation	  resided	  within	  individual	  samples	  (97.1%,	  P	  <	  0.0001).	  	   The	  pronounced	  genetic	  differentiation	  between	  coast	  and	  inlet	  samples	  was	  strongly	  supported	  by	  the	  STRUCTURE	  analyses.	  Across	  all	  samples,	  the	  most	  likely	  number	  	  	   22	  of	  populations	  (i.e.,	  genetic	  clusters)	  was	  K	  =2.	  Although	  Ln	  probability	  estimates	  were	  similar	  for	  values	  of	  K	  between	  2	  and	  7,	  ΔK,	  calculated	  using	  the	  Evanno	  (2005)	  method,	  clearly	  found	  greatest	  support	  for	  two	  populations	  (Figure	  4).	  For	  runs	  where	  K	  =2,	  coast	  and	  inlet	  samples	  showed	  strikingly	  different	  proportions	  of	  the	  two	  genetic	  groups	  (Figure	  4),	  indicting	  that	  the	  majority	  of	  individuals	  were	  assigned	  to	  a	  cluster	  corresponding	  to	  the	  location	  from	  which	  they	  were	  sampled	  (i.e.,	  coast	  vs.	  inlet).	  When	  the	  coast	  samples	  were	  examined	  by	  themselves,	  the	  most	  likely	  number	  of	  populations	  was	  K	  =	  1	  (Figure	  5).	  By	  contrast,	  when	  the	  inlet	  samples	  were	  analyzed	  by	  themselves,	  K	  =	  2	  was	  the	  most	  likely	  number	  of	  populations,	  with	  the	  Clayoquot	  Sound	  inlet	  sample	  distinct	  from	  the	  others	  (Figure	  6).	  In	  each	  of	  the	  analyses	  conducted	  separately	  by	  sound,	  the	  most	  likely	  number	  of	  populations	  was	  also	  K	  =	  2	  (Figures	  7	  to	  11).	  Consistent	  with	  the	  FST	  values	  and	  AMOVA	  results,	  inlet	  and	  coast	  samples	  showed	  strikingly	  different	  proportions	  of	  the	  two	  genetic	  groups	  (Figures	  7	  to	  11),	  providing	  further	  support	  for	  genetic	  differentiation	  between	  coast	  and	  inlet	  sites.	  	   	  	  	   23	  DISCUSSION	  In	  this	  study	  I	  found	  strong	  evidence	  for	  repeated	  genetic	  divergence	  between	  samples	  of	  copper	  rockfish	  collected	  from	  coast	  and	  inlet	  sites	  across	  relatively	  small	  spatial	  scales	  in	  five	  sounds	  on	  the	  west	  coast	  of	  Vancouver	  Island.	  I	  also	  found	  significant	  genetic	  differentiation	  among	  the	  five	  samples	  collected	  within	  the	  inlets,	  but	  no	  differentiation	  among	  coastal	  samples.	  These	  results	  suggest	  that	  physical	  features	  of	  the	  seascape,	  in	  this	  case	  shallow	  sills	  and	  narrow	  channels	  characteristic	  of	  the	  five	  study	  inlets,	  may	  limit	  gene	  flow	  between	  proximate	  geographic	  locations,	  resulting	  in	  fine-­‐scale	  population	  structure	  in	  copper	  rockfish.	  The	  lack	  of	  genetic	  differentiation	  among	  coastal	  samples	  suggests	  that	  strong	  coastal	  currents	  promote	  strong	  inter-­‐site	  dispersal,	  at	  least	  at	  the	  scale	  of	  my	  investigation.	  Further,	  my	  study	  has	  revealed	  consistent	  differences	  in	  size	  and	  growth	  rate	  between	  coast	  and	  inlet	  collections,	  with	  inlet	  fish	  showing	  lower	  condition	  factors	  and	  slower	  growth	  rates.	  These	  phenotypic	  differences	  suggest	  that	  the	  outer	  coast	  is	  a	  more	  favourable	  growth	  environment,	  possibly	  due	  higher	  productivity	  or	  lower	  variability	  in	  abiotic	  factors	  (e.g.,	  temperature,	  salinity,	  dissolved	  oxygen;	  Pickard	  et	  al.	  1963;	  Thomson	  1981;	  Love	  et	  al.	  1991;	  Landaeta	  et	  al.	  2012).	  Consequently,	  selection	  against	  maladapted	  immigrant	  phenotypes	  in	  contrasting	  environments	  may	  also	  play	  a	  role	  in	  driving	  the	  population	  genetic	  structure	  of	  copper	  rockfish	  (Marshall	  et	  al.	  2010).	  The	  Role	  of	  Coastal	  Topography	  and	  Hydrography	  in	  Structuring	  Marine	  Populations	  Contemporary	  oceanographic	  and	  seascape	  factors	  are	  increasingly	  recognized	  for	  their	  role	  in	  structuring	  current	  patterns	  of	  population	  subdivision	  in	  marine	  species	  	  	   24	  exposed	  to	  natural	  selection,	  migration,	  drift,	  and	  their	  interactions	  across	  both	  space	  and	  time	  (e.g.,	  Planes	  et	  al.	  2001;	  Helleberg	  et	  al.	  2002;	  Galindo	  et	  al.	  2006;	  Hedgecock	  et	  al.	  2007).	  In	  this	  context,	  oceanographic	  factors	  influencing	  the	  ability	  and	  direction	  of	  movement	  during	  dispersive	  phases	  of	  the	  life	  cycle	  of	  marine	  species	  (e.g.,	  upwelling,	  currents	  and	  gyres)	  are	  recognized	  as	  potentially	  important	  influences	  on	  marine	  connectivity	  and	  the	  evolution	  of	  population	  structure	  (Sinclair	  and	  Iles	  1989;	  Stepien	  1999;	  White	  et	  al.	  2010,	  but	  see	  Benzie	  and	  Williams	  1997).	  Patterns	  of	  ocean	  circulation	  may	  be	  heavily	  influenced	  by	  physical	  landform	  features	  such	  as	  depth	  profiles,	  islands,	  the	  continental	  shelf,	  or	  coastline	  complexity	  (e.g.,	  Farmer	  and	  Freeland	  1983;	  Maier-­‐Reimer	  et	  al.	  1990;	  Ridgway	  and	  Dunn	  2003)	  and	  such	  influence	  may	  be	  an	  important	  driver	  in	  the	  evolution	  of	  population	  genetic	  structure	  (e.g.,	  Banks	  et	  al.	  2007;	  Fontaine	  et	  al.	  2007;	  Schultz	  et	  al.	  2008)	  and	  more	  general	  patterns	  of	  marine	  diversification	  (e.g.,	  Avise	  1992;	  Bernardi	  et	  al.	  2003;	  Jacobs	  et	  al.	  2004;	  Banks	  et	  al.	  2007).	  	  The	  results	  of	  my	  study	  suggest	  that	  coastal	  topography	  is	  an	  important	  factor	  influencing	  population	  structure	  in	  copper	  rockfish.	  Despite	  finding	  no	  genetic	  differentiation	  among	  coastal	  collections	  sampled	  over	  approximately	  300	  km,	  I	  found	  significant	  differentiation	  between	  coast	  and	  inlet	  collections	  spaced	  as	  little	  as	  29	  km	  apart.	  This	  suggests	  that	  inlets,	  through	  their	  influence	  on	  currents	  and	  circulation	  patterns,	  restrict	  larval	  dispersal	  between	  adjacent	  coast	  and	  inlet	  localities.	  This	  finding	  is	  consistent	  with	  studies	  of	  other	  marine	  fishes	  and	  invertebrates	  that	  have	  been	  shown	  to	  exhibit	  substantial	  differentiation	  in	  phenotype	  and	  genetic	  traits	  between	  populations	  located	  in	  coastal	  areas	  and	  those	  within	  and	  among	  inlets	  (e.g.,	  Jørstad	  and	  Nævdal	  1989;	  Girever	  	  	   25	  and	  Stien	  1998;	  Suneetha	  and	  Nævdal	  2001,	  Perrin	  et	  al.	  2004).	  In	  Norwegian	  Atlantic	  cod	  (Gadus	  morhua),	  Atlantic	  herring	  (Clupea	  harengus),	  and	  pearlside	  (Maurolicus	  muelleri),	  morphological,	  biochemical	  and	  molecular	  data	  have	  demonstrated	  significant	  differentiation	  among	  fjords	  and	  between	  fjords	  and	  adjacent	  coastal	  areas	  (Jørstad	  and	  Nævdal	  1989;	  Girever	  and	  Stien	  1998;	  Suneetha	  and	  Nævdal	  2001,	  respectively).	  In	  their	  study	  of	  pearlside,	  Suneetha	  and	  Nævdal	  (2001)	  found	  significant	  differences	  in	  allele	  frequencies	  at	  twelve	  allozyme	  loci	  among	  samples	  collected	  in	  five	  west	  Norwegian	  fjords	  and	  one	  offshore	  area	  in	  the	  North	  Sea.	  Analysis	  of	  four	  meristic	  and	  body	  proportion	  measures	  (number	  of	  gill	  rakers,	  body	  depth,	  head	  length	  and	  relative	  eye	  diameter)	  were	  found	  to	  be	  similar	  among	  fjords	  but	  significantly	  different	  between	  fjords	  and	  the	  offshore	  area.	  The	  authors	  concluded	  that	  fjord	  topography,	  specifically	  the	  presence	  of	  shallow	  sills,	  combined	  with	  differences	  in	  the	  selective	  environments	  of	  fjords	  and	  offshore	  habitats	  were	  likely	  the	  primary	  drivers	  of	  population	  structure	  in	  Norwegian	  pearlside.	  Perrin	  et	  al.	  (2004)	  found	  a	  similar	  pattern	  of	  genetic	  divergence	  between	  fjord	  and	  open	  coast	  populations	  of	  the	  eleven-­‐arm	  seastar	  (Coscinasterias	  muricata)	  collected	  from	  fourteen	  fjords	  and	  three	  open	  coast	  locations	  in	  New	  Zealand.	  Significant	  differentiation	  at	  mitochondrial	  D-­‐loop	  sequences	  was	  observed	  among	  fjords	  and	  between	  fjords	  and	  open	  coast	  populations	  separated	  by	  as	  little	  as	  10	  km	  (range	  10-­‐200	  km),	  suggesting	  a	  strong	  isolating	  mechanism	  limiting	  gene	  flow.	  The	  authors	  concluded	  that	  estuarine	  circulation	  patterns	  likely	  act	  to	  retain	  larvae	  within	  fjords,	  resulting	  in	  population	  divergence	  through	  random	  genetic	  drift.	  	  	  	   26	  	   Several	  population	  genetic	  studies	  of	  marine	  fishes	  distributed	  in	  the	  northeast	  Pacific	  Ocean	  have	  also	  found	  patterns	  of	  differentiation	  that	  support	  the	  role	  of	  nearshore	  marine	  topography	  in	  limiting	  larval	  dispersal	  between	  semi-­‐enclosed	  inland	  waters	  and	  the	  open	  coast.	  In	  their	  study	  of	  Pacific	  cod	  (Gadus	  macrocephalus),	  Cunningham	  et	  al.	  (2009)	  reported	  greater	  genetic	  differentiation	  when	  samples	  collected	  from	  fjord-­‐like	  areas	  of	  the	  inner	  Strait	  of	  Georgia,	  BC,	  and	  Puget	  Sound,	  WA,	  were	  compared	  to	  open	  coast	  samples	  (FST	  of	  0.012)	  than	  when	  open	  coast	  samples,	  separated	  by	  comparable	  or	  even	  much	  greater	  distances,	  were	  compared	  to	  each	  other	  (FST	  of	  ~	  0.003	  to	  0.004).	  Siegle	  et	  al.	  (2013)	  also	  noted	  marked	  differentiation	  between	  Straight	  of	  Georgia	  and	  outer	  coast	  samples	  of	  yelloweye	  rockfish	  (Sebastes	  ruberrimus),	  but	  no	  differentiation	  among	  coastal	  samples	  collected	  over	  approximately	  2,000	  km	  from	  the	  southwest	  coast	  of	  Vancouver	  Island	  to	  Alaska.	  A	  previous	  study	  on	  copper	  rockfish	  also	  identified	  heightened	  divergence	  between	  the	  Strait	  of	  Georgia	  and	  Puget	  Sound	  and	  open	  coastal	  areas	  of	  the	  northeastern	  Pacific	  Ocean	  (FST	  of	  ~	  0.025	  to	  0.098	  for	  Puget	  Sound	  /	  Strait	  of	  Georgia	  vs.	  coastal,	  compared	  to	  	  -­‐0.001	  to	  0.022	  for	  coastal	  comparisons;	  Buonaccorsi	  et	  al.	  2002).	  Buonaccorsi	  et	  al.	  (2005)	  found	  a	  similar	  pattern	  in	  brown	  rockfish	  (S.	  auriculatus),	  whereby	  genetic	  differentiation	  was	  substantially	  higher	  for	  comparisons	  between	  Puget	  Sound	  and	  coastal	  localities	  in	  California	  and	  Mexico	  (FST	  of	  0.048	  to	  0.138)	  than	  comparisons	  among	  coastal	  sites	  only	  	  (FST	  of	  0.014).	  	  The	  results	  of	  my	  study	  add	  to	  a	  growing	  body	  of	  literature	  that	  suggests	  coastal	  topography	  and	  local	  circulation	  patterns	  are	  important	  factors	  influencing	  the	  population	  structure	  of	  nearshore	  marine	  fishes.	  By	  replicating	  my	  comparisons	  across	  five	  adjacent	  	  	   27	  pairs	  of	  inlet	  and	  open	  coast	  sites,	  I	  have	  found	  compelling	  evidence	  of	  parallel	  divergence	  across	  a	  common	  seascape	  transition	  (inlet	  to	  coast).	  My	  results	  are	  consistent	  with	  those	  of	  other	  studies	  that	  have	  investigated	  population	  structure	  of	  marine	  organisms	  in	  fjord	  and	  adjacent	  open	  coast	  habitats,	  suggesting	  that	  a	  common	  set	  of	  processes	  are	  responsible	  for	  driving	  the	  evolution	  of	  population	  structure	  in	  these	  species.	  Genetic	  Divergence	  Among	  Coastal	  Sites	  The	  absence	  of	  divergence	  among	  the	  five	  coastal	  collection	  sites	  I	  sampled	  (FST	  =	  	  -­‐0.001)	  is	  consistent	  with	  studies	  of	  copper	  rockfish	  over	  even	  larger	  distances	  in	  coastal	  environments.	  Johansson	  et	  al.	  (2008)	  reported	  slight,	  but	  significant	  isolation-­‐by-­‐distance	  (IBD)	  and	  an	  FST	  of	  only	  0.0042	  among	  12	  localities	  spanning	  more	  than	  2,000	  km	  of	  coastline	  in	  Washington,	  Oregon,	  and	  California.	  Over	  a	  small	  range	  (450	  km,	  seven	  localities)	  in	  Oregon,	  FST,	  although	  statistically	  significant,	  was	  only	  0.001	  and	  IBD	  was	  not	  detected	  (Johansson	  et	  al.	  2008).	  The	  inshore,	  shallow-­‐water	  nature	  of	  copper	  rockfish	  habitat	  use,	  the	  sedentary	  nature	  of	  adults,	  behavioural	  attributes	  of	  larvae,	  and	  habitat	  breaks	  along	  the	  Oregon	  coast	  (rocky	  versus	  sandy	  areas)	  may	  reduce	  offshore	  advection	  of	  larvae	  and	  help	  generate	  some	  population	  structure	  despite	  a	  larval	  duration	  period	  of	  2-­‐3	  months	  (Buonaccorsi	  et	  al.	  2002;	  Johansson	  et	  al.	  2008).	  These	  processes	  appeared	  to	  act	  together	  to	  generate	  a	  mesoscale	  dispersal	  pattern	  on	  the	  northwest	  US	  coast,	  in	  which	  populations	  are	  self-­‐recruiting	  on	  a	  regional	  scale,	  but	  habitat	  disjunctions	  may	  produce	  genetic	  breaks	  or	  distinctions	  (Gunderson	  and	  Vetter	  2006;	  Johansson	  et	  al.	  2008).	  In	  my	  study,	  copper	  rockfish	  sampled	  across	  less	  than	  300	  km	  of	  coastline	  also	  appear	  to	  exhibit	  a	  	  	   28	  mesoscale	  pattern	  of	  dispersal,	  as	  I	  detected	  no	  IBD	  among	  the	  coastal	  localities,	  but	  significant	  genetic	  differentiation	  between	  each	  inlet-­‐coast	  comparison.	  	  The	  widespread	  dispersal	  of	  copper	  rockfish	  among	  the	  five	  coastal	  localities	  sampled	  in	  my	  study	  is	  likely	  facilitated	  by	  the	  predominant	  pattern	  of	  alongshore	  currents	  on	  the	  west	  coast	  of	  Vancouver	  Island.	  The	  dominant	  offshore	  current	  is	  the	  west	  –	  east	  Subarctic	  Current,	  a	  large,	  slow	  trans-­‐Pacific	  current	  that	  bifurcates	  into	  the	  northward	  flowing	  Alaska	  Current	  and	  the	  southward	  flowing	  California	  Current	  between	  45-­‐50oN	  latitude	  and	  130-­‐150oW	  longitude	  (Thomson	  1981).	  Seasonal	  variation	  in	  the	  strength	  of	  offshore	  atmospheric	  pressure	  systems	  moves	  the	  bifurcation	  point	  of	  the	  Subarctic	  Current	  as	  far	  south	  as	  the	  coasts	  of	  Washington	  and	  Oregon	  in	  the	  winter	  and	  as	  far	  north	  as	  the	  Alaskan	  Panhandle	  in	  the	  summer	  (Thomson	  1981;	  Crawford	  et	  al.	  2007).	  This	  results	  in	  a	  seasonal	  reversal	  of	  the	  prevailing	  coastal	  currents	  along	  the	  west	  coast	  of	  Vancouver	  Island,	  with	  the	  northward	  flowing	  Davidson	  Current	  dominating	  during	  the	  winter	  months	  (October-­‐March),	  and	  the	  southward	  flowing	  California	  Current	  most	  prominent	  during	  the	  summer	  months	  (April-­‐September;	  Thomson	  1981).	  Copper	  rockfish	  larvae	  released	  by	  females	  at	  coastal	  spawning	  sites	  in	  the	  late	  winter	  and	  early	  spring	  may	  be	  advected	  considerable	  distances	  by	  the	  predominant	  alongshore	  currents	  during	  their	  2-­‐3	  month	  larval	  phase,	  explaining	  the	  lack	  of	  population	  structure	  among	  my	  five	  coastal	  localities.	  	  Genetic	  Divergence	  Between	  Inlets	  and	  Coastal	  Sites	  My	  analyses	  indicated	  that	  FST	  between	  coast	  and	  inlet	  collections	  of	  copper	  rockfish	  averaged	  0.047,	  which	  is	  comparable	  to	  that	  reported	  by	  Buonaccorsi	  et	  al.	  (2002)	  for	  differentiation	  between	  Puget	  Sound	  and	  coastal	  collections	  (FST	  =	  0.063),	  although	  their	  	  	   29	  analysis	  included	  localities	  that	  were	  separated	  by	  far	  greater	  distances	  (>2000	  km)	  than	  in	  this	  study	  (maximum	  70	  km).	  Paired	  comparisons	  between	  coast	  and	  inlet	  sites	  within	  individual	  sounds	  were	  also	  remarkably	  consistent	  with	  one	  another,	  varying	  by	  a	  maximum	  of	  only	  about	  11%	  from	  the	  maximum	  pairwise	  comparison.	  This	  argues	  that	  the	  processes	  influencing	  genetic	  divergence	  between	  inlet	  and	  coastal	  sites	  are	  relatively	  consistent	  among	  the	  five	  sounds	  I	  investigated.	  On	  a	  geological	  time	  scale,	  this	  divergence	  is	  recent,	  as	  the	  inlets	  would	  have	  been	  colonized	  following	  the	  retreat	  of	  glaciers	  at	  the	  end	  of	  the	  last	  ice	  age,	  about	  10,000	  years	  before	  present	  (Thomson	  1981).	  This	  suggests	  that	  contemporary	  processes,	  perhaps	  in	  combination	  with	  historical	  vicariant	  events	  (i.e.,	  deglaciation),	  are	  acting	  to	  restrict	  gene	  flow	  between	  the	  inlets	  and	  coastal	  sites.	  Inlets	  typically	  have	  an	  estuarine-­‐type	  circulation	  pattern	  where	  low	  salinity	  surface	  flow	  generated	  by	  freshwater	  inputs	  from	  rivers	  at	  the	  head	  of	  each	  inlet	  is	  replaced	  by	  deeper,	  higher	  salinity	  water	  inflow	  from	  coastal	  localities	  (Thomson	  1981;	  Farmer	  and	  Freeland	  1983).	  Such	  a	  circulation	  pattern	  might	  facilitate	  at	  least	  some	  exchange	  of	  pelagic	  copper	  rockfish	  larvae	  between	  coastal	  and	  inlet	  sites.	  The	  level	  of	  exchange	  would,	  however,	  be	  influenced	  by	  the	  residence	  time	  of	  water	  within	  the	  inlet.	  Buonaccorsi	  et	  al.	  (2002)	  argued	  that	  because	  the	  residence	  time	  of	  water	  within	  Puget	  Sound,	  WA	  (50%	  retention	  over	  7	  months),	  exceeded	  that	  of	  the	  typical	  copper	  rockfish	  larval	  duration	  period	  (2-­‐3	  months)	  there	  would	  be	  limited	  exchange	  of	  larvae	  between	  Puget	  Sound	  and	  outside	  waters.	  Residence	  times	  for	  inlets	  on	  the	  west	  coast	  of	  Vancouver	  Island	  may	  be	  considerably	  less	  than	  that	  reported	  for	  Puget	  Sound,	  given	  their	  smaller	  size	  and	  direct	  openings	  to	  the	  continental	  shelf	  (Pickard	  1963).	  Drinkwater	  and	  Osborn	  (1975)	  estimated	  	  	   30	  that	  it	  would	  take	  approximately	  one	  month	  for	  85%	  of	  the	  water	  in	  the	  Rupert-­‐Holberg	  basin	  of	  Quatsino	  Sound	  (one	  of	  my	  collection	  locations)	  to	  be	  replaced	  under	  average	  tidal	  conditions.	  Although	  estimates	  of	  residence	  times	  are	  not	  available	  for	  the	  other	  four	  study	  inlets,	  their	  similarity	  in	  terms	  of	  size,	  depth	  and	  general	  hydrography	  suggests	  that	  water	  replacement	  would	  occur	  at	  a	  similar	  rate	  as	  in	  Rupert-­‐Holberg	  Inlet	  (Pickard	  1963).	  Consequently,	  physical	  watermass	  retention	  alone	  may	  not	  explain	  the	  significant	  genetic	  divergence	  I	  found	  between	  inlet	  and	  coastal	  samples	  of	  copper	  rockfish.	  Icthyoplankton	  surveys	  conducted	  along	  the	  coasts	  of	  Washington,	  Oregon	  and	  California	  have	  found	  larval	  rockfish	  to	  be	  most	  concentrated	  in	  the	  upper	  mixed	  layer	  of	  the	  water	  column	  above	  the	  thermocline	  (Ahlstrom	  1959;	  Boehlert	  et	  al.	  1985;	  Lenarz	  et	  al.	  1991;	  Moser	  and	  Boehlert	  1991).	  For	  example,	  Boehlert	  et	  al.	  1985	  sampled	  two	  stations	  off	  the	  coast	  of	  Oregon	  and	  reported	  that	  95%	  of	  rockfish	  larvae	  (not	  identified	  to	  species)	  occurred	  at	  depths	  shallower	  than	  40	  m	  (70%	  were	  collected	  within	  the	  5-­‐30	  m	  range).	  Similarly,	  in	  a	  study	  of	  the	  larval	  distribution	  of	  Sebastes	  capensis	  in	  the	  fjords	  of	  southern	  Chile,	  Landaeta	  and	  Castro	  (2006)	  found	  larval	  abundance	  to	  be	  highest	  in	  the	  upper	  50	  m.	  Although	  no	  studies	  have	  specifically	  investigated	  the	  larval	  distribution	  of	  copper	  rockfish,	  recruitment	  rates	  are	  highest	  in	  shallow	  nearshore	  habitats	  (Love	  et	  al.	  1991),	  suggesting	  that	  pelagic	  larvae	  are	  most	  abundant	  in	  near-­‐surface	  waters.	  In	  the	  five	  inlets	  I	  sampled,	  the	  net	  outflow	  of	  low-­‐salinity	  surface	  water	  characteristic	  of	  estuarine	  circulation	  would	  be	  expected	  to	  entrain	  copper	  rockfish	  larvae	  distributed	  in	  the	  upper	  water	  column	  and	  transport	  them	  out	  of	  the	  inlets.	  Conversely,	  the	  net	  inflow	  of	  deep,	  saline	  water	  from	  the	  continental	  shelf	  would	  be	  ineffective	  at	  transporting	  larvae	  into	  the	  inlets,	  as	  the	  bulk	  flow	  	  	   31	  would	  occur	  at	  depths	  greater	  than	  the	  vertical	  distribution	  of	  larvae.	  This	  pattern	  of	  one-­‐way	  transport	  out	  of	  the	  inlets	  is	  consistent	  with	  my	  findings	  of	  low	  allelic	  richness	  and	  low	  expected	  heterozygosity	  in	  inlet	  samples	  of	  copper	  rockfish,	  which	  suggest	  local	  inbreeding	  and	  limited	  larval	  delivery	  from	  the	  outer	  coast.	  High	  levels	  of	  effective	  dispersal	  from	  inlets	  to	  adjacent	  coastal	  habitats	  would,	  however,	  be	  expected	  to	  homogenize	  allele	  frequencies	  over	  time.	  This	  is	  at	  odds	  with	  the	  significant	  divergence	  I	  found	  between	  inlet	  and	  coast	  collections	  of	  copper	  rockfish,	  and	  suggests	  that	  other	  processes	  may	  be	  acting	  in	  combination	  with	  inlet	  topography	  and	  hydrography	  to	  limit	  gene	  flow.	  	   For	  instance,	  larval	  behaviours	  that	  limit	  dispersal	  away	  from	  natal	  sites	  may	  significantly	  reduce	  connectivity	  among	  marine	  populations	  (discussed	  in	  Miller	  and	  Shanks	  2004;	  Cowen	  and	  Sponaugle	  2009).	  These	  behaviours,	  which	  include	  rheotaxis,	  substrate	  orientation,	  schooling,	  and	  vertical	  migration	  in	  the	  water	  column,	  may	  contribute	  to	  local	  recirculation	  and	  retention	  of	  larvae	  despite	  strong	  dispersal	  vectors	  (Marliave	  1986;	  Miller	  and	  Shanks	  2004;	  Cowen	  and	  Sponagule	  2009).	  At	  least	  some	  rockfishes	  appear	  capable	  of	  olfaction-­‐based	  specific	  habitat	  recognition	  (Mitamura	  et	  al.	  2005).	  Spawning	  choice	  by	  adults	  that	  reduces	  exposure	  of	  larvae	  to	  coastward	  currents	  has	  also	  been	  proposed	  as	  a	  possible	  explanation	  for	  the	  limited	  dispersal	  distances	  observed	  in	  several	  nearshore	  rockfishes,	  including	  copper	  rockfish	  (Buonaccorsi	  et	  al.	  2002,	  2004).	  Larval	  behaviours	  that	  limit	  dispersal	  would	  be	  adaptive	  if	  passive	  advection	  away	  from	  natal	  sites	  resulted	  in	  high	  rates	  of	  larval	  mortality	  (Cowen	  et	  al.	  2000).	  For	  copper	  rockfish	  larvae	  spawned	  in	  inlets,	  the	  primary	  dispersal	  vector	  is	  the	  outflow	  of	  low-­‐salinity	  surface	  water	  generated	  by	  freshwater	  inputs	  from	  rivers.	  During	  peak	  parturition	  of	  copper	  rockfish	  (March-­‐April;	  	  	   32	  Markel	  2011),	  spring	  rains	  and	  melting	  snowpacks	  result	  in	  high	  discharges	  of	  freshwater	  into	  Vancouver	  Island’s	  inlets	  (Pickard	  1963;	  Thomson	  1981).	  Surface	  water	  salinity	  values	  during	  this	  time	  may	  be	  as	  low	  as	  zero	  parts	  per	  thousand	  near	  the	  heads	  of	  inlets,	  increasing	  gradually	  down-­‐inlet	  as	  the	  freshwater	  layer	  absorbs	  deeper,	  saltier	  water	  (Thomson	  1981).	  Although	  there	  are	  no	  studies	  on	  salinity	  tolerance	  for	  any	  species	  of	  rockfish,	  it	  is	  presumed	  that	  mortality	  rates	  would	  be	  higher	  for	  larvae	  entrained	  in	  low-­‐salinity	  surface	  waters	  than	  those	  that	  remained	  at	  depth.	  This	  would	  both	  reduce	  effective	  dispersal	  out	  of	  the	  inlets	  (i.e.,	  due	  to	  high	  mortality)	  and	  promote	  behavioural	  adaptations	  that	  limit	  passive	  advection.	  	  Genetic	  differentiation	  between	  inlet	  and	  coast	  collections	  of	  copper	  rockfish	  appears	  to	  be	  driven	  by	  a	  combination	  factors,	  which	  likely	  include	  physical	  retention	  of	  water	  within	  the	  inlets	  due	  to	  constricted	  openings	  to	  the	  continental	  shelf	  (e.g.,	  narrow	  channels	  and	  shallow	  sills),	  estuarine	  circulation	  that	  favours	  net	  transport	  of	  larvae	  out	  of	  the	  inlets	  but	  may	  result	  in	  high	  larval	  mortality	  in	  the	  low-­‐salinity	  surface	  flow,	  and	  behavioural	  adaptations	  that	  favour	  larval	  retention.	  Moreover,	  selection	  against	  immigrant	  genotypes	  in	  contrasting	  environments	  may	  also	  play	  an	  important	  role	  in	  limiting	  effective	  dispersal	  between	  inlets	  and	  outer	  coast	  habitats	  (Marshall	  et	  al.	  2010).	  While	  the	  relative	  contribution	  of	  these	  factors	  to	  the	  observed	  pattern	  of	  genetic	  differentiation	  is	  unknown,	  my	  study	  provides	  strong	  evidence	  that	  their	  influence	  is	  similar	  across	  multiple	  inlet-­‐coast	  comparisons.	  This	  suggests	  that	  the	  processes	  acting	  to	  limit	  gene	  flow	  between	  inlets	  and	  outer	  coast	  populations	  of	  copper	  rockfish	  may	  also	  drive	  the	  evolution	  of	  population	  	  	   33	  structure	  in	  other	  nearshore	  rockfishes,	  and	  perhaps	  even	  unrelated	  taxa	  with	  similar	  distributions.	  Genetic	  Divergence	  Among	  Inlets	  A	  surprising	  result	  of	  my	  study	  was	  that	  divergence	  among	  inlet	  collections	  (FST	  =	  0.026)	  was	  lower	  than	  divergence	  between	  paired	  inlet-­‐coast	  collections	  (FST	  =	  0.047).	  Bayesian	  clustering	  analysis	  in	  STRUCURE	  also	  supported	  the	  similarity	  among	  inlet	  collections,	  as	  it	  found	  only	  the	  Clayoquot	  Sound	  sample	  to	  be	  genetically	  distinct	  from	  the	  others.	  This	  result	  cannot	  be	  explained	  by	  physical	  or	  environmental	  limitations	  on	  larval	  dispersal,	  as	  the	  distances	  between	  inlet	  sites	  are	  considerably	  greater	  than	  the	  distances	  between	  adjacent	  inlet	  and	  coast	  sites.	  Considering	  that	  the	  inlets	  on	  the	  west	  coast	  of	  Vancouver	  Island	  were	  glaciated	  until	  about	  10,000	  years	  ago,	  it	  is	  probable	  that	  colonization	  occurred	  at	  approximately	  the	  same	  time	  in	  all	  of	  the	  inlets	  (Thomson	  1981;	  Buonaccorsi	  et	  al.	  2002).	  A	  post-­‐Pleistocene	  founder	  event,	  followed	  by	  limited	  gene	  flow	  from	  the	  outer	  coast,	  may	  explain	  the	  genetic	  similarity	  of	  inlet	  populations	  of	  copper	  rockfish.	  Low	  allelic	  diversity	  is	  considered	  to	  be	  indicative	  of	  historical	  founder	  events	  (Leberg	  1992),	  and	  all	  inlet	  samples	  I	  analyzed	  had	  significantly	  lower	  allelic	  richness	  than	  adjacent	  coastal	  samples.	  Buonaccorsi	  et	  al.	  (2002)	  proposed	  a	  similar	  explanation	  for	  the	  significant	  divergence	  they	  found	  between	  Puget	  Sound	  and	  coastal	  populations	  of	  copper	  rockfish.	  They	  used	  computer	  simulations	  to	  show	  that	  high	  gene	  flow	  (NEm	  =	  200)	  since	  the	  Pleistocene	  would	  rapidly	  erode	  genetic	  divergence	  that	  may	  have	  resulted	  from	  a	  founder	  event,	  which	  supported	  their	  conclusion	  that	  historical	  divergence	  followed	  by	  	  	   34	  contemporary	  limitations	  to	  gene	  flow	  was	  responsible	  for	  the	  present-­‐day	  population	  structure	  of	  copper	  rockfish.	  The	  genetic	  distinctiveness	  of	  the	  Clayoquot	  Sound	  inlet	  collection	  suggests	  that	  larval	  exchange	  with	  the	  outer	  coast	  is	  more	  limited	  in	  this	  inlet	  than	  it	  is	  in	  others.	  Geographic	  distance	  alone	  does	  not	  explain	  this	  result,	  as	  the	  distance	  between	  the	  Clayoquot	  inlet	  and	  coast	  sites	  (36	  km)	  is	  the	  second	  shortest	  after	  Kyuquot	  Sound	  (29	  km).	  However,	  oceanographic	  investigations	  of	  Clayoquot	  Sound	  report	  that	  of	  all	  the	  inlets	  on	  Vancouver	  Island,	  those	  of	  Clayoquot	  Sound	  exhibit	  the	  greatest	  difference	  in	  open	  ocean	  water	  characteristics,	  likely	  because	  of	  their	  extremely	  shallow	  sills	  (Pickard	  1963).	  In	  addition,	  my	  inlet	  sample	  of	  copper	  rockfish	  in	  Clayoquot	  Sound	  was	  collected	  at	  the	  head	  of	  Tofino	  Inlet,	  which	  is	  considered	  to	  be	  a	  permanently	  anoxic	  basin	  (Pickard	  1963;	  Nuwer	  and	  Keil	  2005).	  This	  suggests	  that	  there	  is	  little	  or	  no	  inflow	  of	  deep,	  oxygen-­‐rich	  water	  into	  Tofino	  Inlet,	  which	  would	  provide	  the	  vector	  for	  larval	  delivery	  from	  the	  open	  coast.	  The	  isolation	  of	  copper	  rockfish	  inhabiting	  Tofino	  Inlet	  would	  lead	  more	  rapid	  differentiation	  through	  random	  genetic	  drift,	  and	  this	  is	  consistent	  with	  my	  results.	  	  Phenotypic	  Variation	  and	  Natural	  Selection	  My	  data	  show	  that	  copper	  rockfish	  collected	  from	  inlet	  sites	  are	  smaller	  and	  have	  lower	  condition	  factors,	  a	  general	  measure	  of	  body	  robustness	  (Ricker	  1975),	  than	  fish	  sampled	  from	  coast	  sites.	  Further,	  my	  length	  at	  age	  analyses	  indicate	  that	  fish	  inhabiting	  the	  open	  coast	  environment	  grow	  much	  faster	  than	  those	  living	  within	  inlets.	  These	  results	  strongly	  suggest	  that	  conditions	  for	  growth	  are	  better	  at	  coastal	  sites	  than	  at	  inlet	  sites	  and,	  therefore,	  that	  the	  two	  habitats	  are	  not	  ecologically	  equivalent.	  Like	  all	  inlets	  on	  the	  BC	  	  	   35	  coast,	  the	  five	  inlets	  I	  investigated	  are	  influenced	  by	  seasonally	  variable	  freshwater	  inflows	  from	  rivers,	  which	  affect	  water	  temperature,	  salinity,	  suspended	  sediment	  levels	  and	  water	  clarity,	  with	  resultant	  effects	  on	  biotic	  elements	  (Pickard	  1963;	  Landaeta	  et	  al.	  2012).	  In	  addition,	  shallow	  sills	  at	  the	  mouths	  of	  the	  inlets	  restrict	  the	  inflow	  of	  oxygen-­‐rich	  water	  from	  the	  continental	  shelf,	  resulting	  in	  prolonged	  periods	  of	  anoxia	  within	  the	  inlet	  basins	  (Pickard	  1963).	  This	  variability	  in	  abiotic	  conditions	  is	  likely	  responsible	  for	  the	  slower	  growth	  and	  lower	  condition	  factors	  of	  inlet	  copper	  rockfish,	  either	  through	  direct	  physiological	  effects	  or	  by	  way	  of	  changes	  to	  the	  composition	  and	  abundance	  of	  prey	  (Love	  et	  al.	  1991;	  Landaeta	  et	  al.	  2012).	  	  The	  consistent	  phenotypic	  differences	  between	  copper	  rockfish	  from	  inlet	  and	  coast	  sites	  suggest	  the	  possibility	  for	  variation	  in	  selection	  between	  habitats.	  Divergent	  natural	  selection	  acting	  in	  contrasting	  marine	  environments	  is	  common	  (e.g.,	  Nielsen	  et	  al.	  2006,	  2009;	  Galindo	  et	  al.	  2010),	  and	  may	  contribute	  to	  the	  strong	  genetic	  differentiation	  I	  observed	  between	  inlet	  and	  coast	  collections.	  In	  fact,	  larval	  dispersal	  between	  inlet	  and	  coast	  sites	  may	  be	  much	  more	  extensive	  than	  my	  data	  suggest,	  but	  strong	  selection	  against	  maladapted	  immigrant	  genotypes	  reduces	  effective	  connectivity	  and	  promotes	  genetic	  differentiation	  (Marshall	  et	  al.	  2010).	  My	  study	  did	  not	  use	  loci	  thought	  to	  be	  under	  selection,	  as	  the	  objective	  of	  my	  research	  was	  to	  investigate	  population	  structure	  using	  neutral	  genetic	  markers.	  However,	  a	  variety	  of	  genetic	  tools	  are	  available	  for	  identifying	  and	  isolating	  genes	  under	  selection	  (e.g.,	  Beaumont	  and	  Balding	  2004;	  Foll	  and	  Gaggiotti	  2008;	  Schmidt	  et	  al.	  2008;	  Nielsen	  et	  al.	  2009).	  Future	  research	  into	  the	  role	  of	  natural	  selection	  in	  	  	   36	  driving	  genetic	  divergence	  across	  the	  inlet-­‐coast	  seascape	  transition	  is	  needed	  to	  further	  our	  understanding	  of	  the	  evolution	  of	  population	  structure	  in	  copper	  rockfish.	  	  Implications	  for	  Rockfish	  Conservation	  and	  Management	  Decades	  of	  heavy	  fishing	  pressure	  have	  led	  to	  significant	  population	  declines	  in	  numerous	  species	  of	  rockfish	  in	  both	  Canada	  and	  the	  US	  (Parker	  et	  al.	  2000;	  Berkeley	  et	  al.	  2004;	  Yamanaka	  and	  Logan	  2010).	  The	  life	  history	  characteristics	  common	  to	  most	  rockfish,	  which	  include	  slow	  growth,	  late	  maturation	  and	  high	  site	  fidelity,	  make	  them	  particularly	  susceptible	  to	  overexploitation,	  and	  slow	  to	  recover	  even	  in	  the	  absence	  of	  fishing	  (Parker	  et	  al.	  2000;	  Berkeley	  et	  al.	  2004).	  In	  2002,	  in	  response	  to	  mounting	  concern	  for	  inshore	  rockfish	  in	  BC,	  Fisheries	  and	  Oceans	  Canada	  (DFO)	  introduced	  a	  Rockfish	  Conservation	  Strategy	  aimed	  at	  reversing	  long-­‐term	  declines	  in	  abundance	  and	  rebuilding	  depleted	  populations	  (Yamanaka	  and	  Logan	  2010).	  A	  key	  component	  of	  this	  strategy	  was	  the	  implementation	  of	  Rockfish	  Conservation	  Areas	  (RCAs),	  which	  are	  areas	  of	  inshore	  habitat	  closed	  to	  commercial	  and	  recreational	  fishing	  for	  rockfishes	  (DFO	  2007).	  Given	  that	  RCAs	  are	  part	  of	  an	  explicit	  conservation	  strategy	  to	  help	  rebuild	  populations	  coastwide,	  some	  understanding	  of	  the	  level	  of	  connectivity	  amongst	  RCAs	  and	  intervening	  habitat	  is	  essential	  to	  their	  evaluation.	  The	  results	  of	  my	  study	  have	  three	  important	  implications	  for	  rockfish	  conservation	  and	  management.	  First,	  my	  analyses	  document	  previously	  unknown	  spatial	  genetic	  diversity	  in	  a	  nearshore	  rockfish:	  a	  repeated	  pattern	  of	  divergence	  across	  inlet-­‐coast	  seascape	  transitions.	  Such	  biodiversity	  should	  be	  considered	  in	  conservation	  plans	  for	  copper	  rockfish	  (i.e.,	  the	  potential	  existence	  and	  recognition	  of	  ecotypes)	  to	  ensure	  adequate	  	  	   37	  representation	  of	  distinct	  populations	  within	  RCAs.	  My	  results	  may	  also	  be	  applicable	  to	  other	  species	  of	  rockfishes	  that	  occupy	  both	  inlet	  and	  coastal	  habitats.	  Quillback	  rockfish	  (S.	  maliger)	  and	  brown	  rockfish	  (S.	  auriculatus)	  are	  closely	  related	  to	  copper	  rockfish	  and	  both	  were	  collected	  in	  abundance	  during	  my	  inlet	  sampling.	  Quillback	  rockfish	  have	  experienced	  significant	  population	  declines	  in	  BC	  (Yamanaka	  and	  Logan	  2010),	  and	  are	  listed	  as	  a	  species	  of	  Special	  Concern	  by	  the	  Committee	  on	  the	  Status	  of	  Endangered	  Wildlife	  in	  Canada	  (COSEWIC	  2009b).	  In	  addition,	  yelloweye	  rockfish	  (S.	  ruberrimus)	  are	  reported	  to	  occur	  in	  high	  abundance	  in	  the	  large	  inlets	  on	  the	  mainland	  coast	  of	  BC,	  including	  Knight	  Inlet	  (Lynne	  Yamanaka,	  DFO,	  Nanaimo,	  BC,	  pers.	  comm.),	  and	  are	  also	  listed	  as	  Special	  Concern	  by	  COSEWIC	  (COSEWIC	  2008).	  Future	  population	  genetic	  studies	  of	  these	  and	  other	  inshore	  rockfishes	  may	  resolve	  a	  similar	  pattern	  of	  genetic	  divergence	  across	  the	  inlet-­‐coast	  seascape	  transition.	  	  Second,	  my	  analyses	  provide	  insight	  into	  the	  patterns	  of	  larval	  dispersal	  in	  a	  common	  nearshore	  rockfish,	  and	  can	  be	  used	  to	  qualitatively	  assess	  the	  level	  of	  connectivity	  among	  RCAs	  along	  the	  west	  coast	  of	  Vancouver	  Island.	  Of	  the	  164	  RCAs	  distributed	  throughout	  BC,	  15	  are	  found	  on	  the	  west	  coast	  of	  Vancouver	  Island	  (DFO	  2007).	  Thirteen	  of	  these	  are	  located	  along	  the	  outer	  coast,	  while	  only	  two	  are	  found	  within	  inlets	  (Holberg	  Inlet	  in	  Quatsino	  Sound	  and	  Bedwell	  Sound	  in	  Clayoquot	  Sound;	  DFO	  2007).	  Given	  that	  my	  data	  suggest	  widespread	  effective	  dispersal	  amongst	  coastal	  sites,	  inferred	  from	  the	  genetic	  similarity	  of	  coastal	  collections,	  all	  the	  coastally	  distributed	  RCAs	  are	  likely	  well	  connected	  to	  each	  other	  and	  to	  intervening	  areas,	  at	  least	  when	  considered	  over	  multiple	  generations.	  This	  suggests	  that	  coastal	  RCAs	  may	  function	  to	  not	  only	  reduce	  rockfish	  mortality	  within	  	  	   38	  each	  RCA,	  but	  also	  provide	  some	  export	  of	  within-­‐RCA	  production	  to	  non-­‐RCA	  localities,	  and	  thus	  serve	  as	  an	  effective	  “network”	  of	  reserves	  (Gaines	  et	  al.	  2010).	  By	  contrast,	  the	  inlet	  sites	  appear	  to	  be	  much	  less	  well	  served	  by	  RCAs.	  Of	  the	  five	  inlet	  sites	  I	  sampled,	  only	  the	  Quatsino	  Sound	  site	  (Holberg	  Inlet)	  is	  in	  close	  proximity	  of	  an	  RCA	  (~10	  km;	  DFO	  2007).	  In	  addition,	  my	  data	  suggest	  that	  connectivity	  between	  coast	  and	  inlet	  sites	  is	  restricted	  and	  that	  the	  coastally	  biased	  distribution	  of	  RCAs	  may	  not	  function	  well	  in	  terms	  of	  exporting	  larvae	  into	  the	  inlets.	  Thus,	  inlet	  sites	  may	  not	  be	  part	  of	  an	  effective	  reserve	  network	  (i.e.,	  they	  have	  few	  RCAs	  themselves	  and	  are	  more	  isolated	  from	  the	  coastal	  RCA	  network).	  This	  suggests	  that	  the	  size	  of	  individual	  inlet	  RCAs	  (to	  ensure	  self-­‐sustainability,	  Botsford	  et	  al.	  2003;	  Shanks	  et	  al.	  2003)	  and	  conservation	  regulations	  not	  related	  to	  RCA	  establishment	  (e.g.,	  fishing	  regulations	  in	  adjacent	  areas)	  are	  especially	  important	  for	  the	  inlet	  sites.	  Finally,	  my	  data	  show	  that	  copper	  rockfish	  inhabiting	  inlets	  grow	  significantly	  more	  slowly	  and	  have	  lower	  condition	  factors	  than	  fish	  living	  on	  the	  exposed	  outer	  coast.	  Because	  fecundity	  in	  rockfishes	  is	  positively	  related	  to	  fish	  size	  (Haldorson	  and	  Love	  1991),	  this	  means	  that	  larval	  production	  is	  lower	  per	  individual	  in	  inlets	  than	  it	  is	  on	  the	  coast.	  While	  copper	  rockfish	  abundance	  estimates	  are	  not	  available	  for	  the	  five	  study	  inlets,	  the	  steep	  inlet	  walls	  combined	  with	  abiotic	  constraints	  on	  distribution	  (e.g.,	  low	  salinity	  near	  the	  surface,	  low	  oxygen	  at	  depth;	  Pickard	  1963),	  suggest	  suitable	  rockfish	  habitat	  is	  more	  limited	  in	  inlets	  than	  it	  is	  on	  the	  coast.	  My	  estimates	  of	  effective	  numbers	  of	  breeders	  (Nb)	  also	  support	  lower	  population	  sizes	  in	  inlets	  compared	  to	  the	  outer	  coast.	  Low	  abundance	  and	  low	  fecundity	  combined	  with	  limited	  larval	  delivery	  from	  outside	  sources	  make	  inlet	  populations	  of	  copper	  rockfish	  particularly	  susceptible	  to	  overfishing.	  Indeed,	  low	  catch	  per	  	  	   39	  unit	  effort	  at	  the	  Barkley	  Sound	  inlet	  site	  (near	  Port	  Alberni)	  can	  likely	  be	  attributed	  to	  the	  popularity	  of	  this	  area	  as	  a	  destination	  for	  recreational	  anglers.	  Recovery	  of	  depleted	  inlet	  populations	  is	  expected	  to	  be	  slow,	  given	  their	  lack	  of	  connectivity	  with	  coastal	  populations	  and	  their	  low	  intrinsic	  growth	  rates.	  This	  further	  emphasizes	  the	  need	  for	  increased	  representation	  of	  inlets	  in	  the	  RCA	  network,	  as	  well	  as	  conservation	  regulations	  specific	  to	  inlet	  areas.	  Conclusion	  Several	  recent	  studies	  have	  measured	  population	  structure	  of	  Pacific	  coast	  marine	  fishes	  (e.g.,	  Rocha-­‐Olivares	  and	  Vetter	  1999;	  Bernardi	  et	  al.	  2003;	  Buonaccorsi	  et	  al.	  2002,	  2005;	  Johansson	  et	  al.	  2008;	  Cunningham	  et	  al.	  2009;	  Sivasundar	  and	  Palumbi	  2010).	  These	  studies	  commonly	  reveal	  patterns	  of	  isolation-­‐by-­‐distance	  across	  large	  geographic	  scales	  (e.g.,	  Buonaccorsi	  et	  al.	  2002,	  2005),	  relatively	  sharp	  “breaks”	  in	  the	  distribution	  of	  genetic	  variants	  associated	  with	  major	  physiographic	  features	  (e.g.,	  Rocha-­‐Olivares	  &	  Vetter	  1999;	  Bernardi	  et	  al.	  2003;	  Sivasundar	  and	  Palumbi	  2010),	  or	  some	  combination	  of	  such	  effects	  (e.g.,	  Buonaccorsi	  et	  al.	  2002;	  Johansson	  et	  al.	  2008).	  My	  study	  illustrates	  how	  seascape	  topography	  and	  hydrography,	  in	  particular	  the	  incision	  of	  coastlines	  by	  inlets	  and	  the	  associated	  currents	  and	  circulation	  patterns,	  are	  important	  drivers	  of	  population	  structure	  in	  common	  nearshore	  rockfish.	  My	  analyses	  suggest	  that	  in	  addition	  to	  physical	  restriction	  of	  larval	  dispersal	  between	  inlets	  and	  outer	  coast	  habitats,	  selection	  against	  immigrant	  genotypes	  in	  divergent	  selective	  environments	  may	  further	  reduce	  connectivity	  across	  the	  inlet-­‐coast	  seascape	  transition.	  While	  more	  research	  is	  needed	  to	  fully	  understand	  the	  complex	  processes	  that	  are	  responsible	  for	  the	  evolution	  of	  population	  structure	  in	  marine	  	  	   40	  fishes,	  my	  results	  represent	  an	  important	  contribution	  to	  our	  current	  state	  of	  knowledge.	  In	  addition,	  my	  results	  have	  direct	  implications	  for	  the	  conservation	  of	  rockfishes	  in	  BC,	  and	  will	  hopefully	  be	  used	  to	  inform	  future	  management	  actions	  to	  protect	  these	  remarkable	  creatures.	  	  	   	  	  	   41	  TABLES	  Table	  1.	  Locations	  and	  sample	  sizes	  for	  collections	  of	  copper	  rockfish	  (Sebastes	  caurinus)	  from	  five	  sounds	  on	  the	  west	  coast	  of	  Vancouver	  Island,	  British	  Columbia.	  Region	   Location	   Abbreviation	   Latitude	   Longitude	   N	  Barkley	  Sound	   Inlet	   BI	   49°11’26”	  N	   124°49’24”	  W	   30	  Coast	   BC	   48°47’35”	  N	   125°13’00”	  W	   51	  Clayoquot	  Sound	   Inlet	   CI	   49°13’32”	  N	   125°35’55”	  W	   105	  Coast	   CC	   49°07’29”	  N	   125°58’05”	  W	   60	  Nootka	  Sound	   Inlet	   NI	   49°38’03”	  N	   126°04’30”	  W	   49	  Coast	   NC	   49°34’45”	  N	   126°40’15”	  W	   52	  Kyuquot	  Sound	   Inlet	   KI	   50°11’00”	  N	   127°18’05”	  W	   53	  Coast	   KC	   49°59’20”	  N	   127°25’11”	  W	   100	  Quatsino	  Sound	   Inlet	   QI	   50°38’02”	  N	   127°56’54”	  W	   52	  Coast	   QC	   50°27’04”	  N	   128°03’45”	  W	   53	  Table	  2.	  Phenotypic	  characteristics	  of	  ten	  samples	  of	  copper	  rockfish	  (Sebastes	  caurinus)	  collected	  from	  the	  west	  coast	  of	  Vancouver	  Island,	  British	  Columbia.	  Sample	  size	  (N),	  mean	  total	  length	  (cm)	  and	  standard	  error	  (SE),	  mean	  weight	  (g)	  and	  standard	  error	  (SE),	  and	  mean	  condition	  factor	  (100[weight/length3])	  and	  standard	  error	  (SE).	  BI:	  Barkley	  inlet;	  BC:	  Barkley	  coast;	  CI:	  Clayoquot	  inlet;	  CC:	  Clayoquot	  coast;	  NI:	  Nootka	  inlet;	  NC:	  Nootka	  coast;	  KI:	  Kyuquot	  inlet;	  KC:	  Kyuquot	  coast;	  QI:	  Quatsino	  inlet;	  and	  QC:	  Quatsino	  coast.	  Collection	   N	   Total	  Length	  (cm)	   Weight	  (g)	   Condition	  Factor	  Mean	   SE	   Mean	   SE	   Mean	   SE	  BI	   10	   34.3	   1.53	   713	   74	   1.71	   0.04	  BC	   51	   35.4	   0.74	   855	   58	   1.78	   0.02	  CI	   50	   22.8	   0.41	   200	   11	   1.61	   0.02	  CC	   49	   36.8	   0.73	   956	   57	   1.82	   0.02	  NI	   50	   27.8	   0.56	   382	   22	   1.69	   0.03	  NC	   50	   30.3	   0.98	   572	   52	   1.79	   0.02	  KI	   54	   23.3	   0.75	   247	   24	   1.72	   0.03	  KC	   48	   35.7	   0.70	   816	   46	   1.70	   0.02	  QI	   50	   25.6	   0.39	   278	   13	   1.61	   0.03	  QC	   54	   36.4	   0.69	   930	   51	   1.81	   0.02	  All	  Inlet	   214	   25.3	   0.33	   297	   12	   1.66	   0.01	  All	  Coast	   252	   34.9	   0.37	   827	   25	   1.78	   0.01	  Overall	   466	   30.5	   0.34	   583	   19	   1.73	   0.01	  	   	  	  	   42	  Table	  3.	  Mean	  ages	  of	  nine	  samples	  of	  copper	  rockfish	  (Sebastes	  caurinus)	  collected	  from	  the	  west	  coast	  of	  Vancouver	  Island,	  British	  Columbia.	  No	  fish	  from	  the	  Nootka	  Sound	  inlet	  site	  were	  aged.	  Sample	  size	  (N),	  mean	  age	  (years),	  and	  standard	  error	  of	  mean	  age	  (SE).	  BI:	  Barkley	  inlet;	  BC:	  Barkley	  coast;	  CI:	  Clayoquot	  inlet;	  CC:	  Clayoquot	  coast;	  NI:	  Nootka	  inlet;	  NC:	  Nootka	  coast;	  KI:	  Kyuquot	  inlet;	  KC:	  Kyuquot	  coast;	  QI:	  Quatsino	  inlet;	  and	  QC:	  Quatsino	  coast.	  Collection	   N	   Age	  (years)	  Mean	   SE	  BI	   10	   10.4	   1.1	  BC	   48	   11.2	   0.9	  CI	   49	   9.4	   0.2	  CC	   10	   10.9	   1.6	  NC	   24	   8.7	   0.8	  KI	   53	   10.0	   1.0	  KC	   49	   11.4	   0.7	  QI	   14	   11.4	   1.1	  QC	   16	   11.3	   1.7	  All	  Inlet	   127	   10.0	   0.4	  All	  Coast	   147	   10.9	   0.5	  Overall	   274	   10.4	   0.3	  Table	  4.	  Single	  locus	  summary	  statistics	  for	  copper	  rockfish	  (Sebastes	  caurinus)	  assayed	  at	  17	  microsatellite	  DNA	  loci.	  Sample	  size	  (N),	  allele	  number	  (A),	  expected	  heterozygosity	  (HE),	  observed	  heterozygosity	  (HO),	  local	  inbreeding	  coefficient	  (FIS)	  and	  significance	  of	  FIS	  (P).	  Adjusted	  significance	  level	  (α)	  for	  multiple	  comparisons	  =	  0.003.	  Locus	   N	   A	   HE	   HO	   FIS	   P	  Sma2	   605	   5	   0.34	   0.33	   -­‐0.004	   0.102	  Sma3	   605	   9	   0.56	   0.55	   0.008	   0.459	  Sma4	   605	   8	   0.56	   0.54	   0.035	   0.464	  Sma5	   605	   6	   0.08	   0.08	   -­‐0.025	   0.999	  Sma10	   605	   21	   0.67	   0.63	   0.047	   0.001	  Sma11	   605	   8	   0.58	   0.58	   0.000	   0.236	  Spi4	   605	   20	   0.87	   0.87	   0.003	   0.009	  Spi6	   605	   24	   0.88	   0.87	   0.006	   0.573	  Spi10	   605	   5	   0.59	   0.57	   0.029	   0.443	  Spi12	   605	   5	   0.48	   0.46	   0.022	   0.834	  Spi18	   605	   23	   0.80	   0.77	   0.031	   0.050	  Sra5-­‐9	   605	   3	   0.50	   0.52	   -­‐0.023	   0.459	  Sra7-­‐7	   605	   16	   0.58	   0.56	   0.027	   0.073	  Sra7-­‐25	   605	   12	   0.79	   0.77	   0.024	   0.393	  Sra11-­‐103	   605	   5	   0.44	   0.42	   0.026	   0.299	  Sra15-­‐8	   605	   14	   0.79	   0.79	   0.007	   0.940	  Sra16-­‐5	   605	   39	   0.94	   0.93	   0.008	   0.158	  Average	   605	   13.1	   0.61	   0.60	   0.015	   0.014	  	   	  	  	   43	  Table	  5.	  Summary	  statistics	  for	  ten	  samples	  of	  copper	  rockfish	  (Sebastes	  caurinus)	  assayed	  at	  17	  microsatellite	  DNA	  loci.	  Sample	  size	  (N),	  average	  allele	  number	  at	  2N	  =	  60	  (A),	  average	  expected	  heterozygosity	  (HE),	  observed	  heterozygosity	  (HO),	  local	  inbreeding	  coefficient	  (FIS)	  and	  significance	  of	  FIS	  (P).	  BI:	  Barkley	  inlet;	  BC:	  Barkley	  coast;	  CI:	  Clayoquot	  inlet;	  CC:	  Clayoquot	  coast;	  NI:	  Nootka	  inlet;	  NC:	  Nootka	  coast;	  KI:	  Kyuquot	  inlet;	  KC:	  Kyuquot	  coast;	  QI:	  Quatsino	  inlet;	  and	  QC:	  Quatsino	  coast.	  Adjusted	  significance	  level	  (α)	  for	  multiple	  comparisons	  =	  0.005.	  Collection	   N	   A	   HE	   HO	   FIS	   P	  BI	   30	   7.3	   0.57	   0.55	   0.044	   0.201	  BC	   51	   8.1	   0.64	   0.63	   0.020	   0.082	  CI	   105	   6.2	   0.61	   0.61	   -­‐0.005	   0.197	  CC	   60	   7.9	   0.64	   0.65	   -­‐0.018	   0.586	  NI	   49	   6.8	   0.59	   0.56	   0.047	   0.023	  NC	   52	   8.2	   0.64	   0.64	   0.002	   0.919	  KI	   53	   6.9	   0.59	   0.55	   0.068	   0.007	  KC	   100	   7.9	   0.64	   0.63	   0.012	   0.459	  QI	   52	   6.9	   0.59	   0.58	   0.025	   0.536	  QC	   53	   8.1	   0.63	   0.62	   0.006	   0.195	  All	  Inlet	   289	   6.8	   0.59	   0.58	   0.027	   0.004	  All	  Coast	   316	   8.0	   0.64	   0.63	   0.005	   0.353	  Overall	   605	   7.4	   0.61	   0.60	   0.015	   0.014	  Table	  6.	  Estimates	  of	  effective	  number	  of	  breeders	  (Nb)	  in	  inlet	  and	  coast	  collections	  of	  copper	  rockfish	  (Sebates	  caurinus)	  assayed	  at	  17	  microsatellite	  DNA	  loci.	  Estimates	  were	  derived	  using	  the	  linkage	  disequilibrium	  method	  with	  the	  lowest	  allele	  frequency	  class	  of	  0.01	  used	  in	  the	  calculations.	  An	  estimate	  of	  ∞	  denotes	  that	  insufficient	  linkage	  disequilibrium	  was	  present	  to	  estimate	  Nb.	  BI:	  Barkley	  inlet;	  BC:	  Barkley	  coast;	  CI:	  Clayoquot	  inlet;	  CC:	  Clayoquot	  coast;	  NI:	  Nootka	  inlet;	  NC:	  Nootka	  coast;	  KI:	  Kyuquot	  inlet;	  KC:	  Kyuquot	  coast;	  QI:	  Quatsino	  inlet;	  and	  QC:	  Quatsino	  coast.	  Collection	   Nb	   95%	  CI	  BI	   90.2	   60.6	  –	  164.7	  BC	   304.5	   177.5	  –	  932.7	  CI	   1,185.4	   463.2	  –	  ∞	  CC	   2,818.0	   406.3	  –	  ∞	  NI	   105.9	   80.0	  –	  149.7	  NC	   421.5	   210.2	  –	  7,485.0	  KI	   224.1	   137.0	  –	  547.1	  KC	   1,611.7	   677.4	  –	  ∞	  QI	   ∞	   392.2	  –	  ∞	  QC	   2,818.1	   405.6	  –	  ∞	  All	  Inlet*	   401	   526	  (SD)	  All	  Coast	   1,181	   1,418	  (SD)	  *	  excludes	  QI	  collection	   	  	  	   44	  Table	  7.	  Genetic	  differentiation	  (FST)	  estimates	  for	  all	  collections	  combined,	  coast	  collections	  only,	  and	  inlet	  collections	  only	  for	  copper	  rockfish	  (Sebastes	  caurinus)	  assayed	  at	  17	  microsatellite	  DNA	  loci.	  Proportion	  of	  genetic	  variance	  attributable	  to	  division	  among	  samples	  (FST)	  and	  significance	  of	  FST	  (P).	  Adjusted	  significance	  level	  (α)	  for	  multiple	  comparisons	  =	  0.003.	  Locus	   All	  Collections	   Coast	  Collections	  Only	   Inlet	  Collections	  Only	  FST	   P	   FST	   P	   FST	   P	  Sma2	   0.0170	   <0.001	   -­‐0.004	   0.940	   0.032	   <0.001	  Sma3	   0.0328	   <0.001	   0.003	   0.166	   0.054	   <0.001	  Sma4	   0.0256	   <0.001	   -­‐0.019	   0.458	   0.019	   <0.001	  Sma5	   0.0106	   0.005	   0.000	   0.713	   -­‐0.002	   0.099	  Sma10	   0.0297	   <0.001	   0.000	   0.404	   0.003	   0.003	  Sma11	   0.0153	   <0.001	   0.003	   0.178	   0.030	   <0.001	  Spi4	   0.0313	   <0.001	   0.002	   0.007	   0.035	   <0.001	  Spi6	   0.0303	   <0.001	   -­‐0.002	   0.720	   0.028	   <0.001	  Spi10	   0.0331	   <0.001	   -­‐0.004	   0.694	   0.042	   <0.001	  Spi12	   0.0099	   <0.001	   -­‐0.006	   0.679	   0.008	   0.036	  Spi18	   0.0540	   <0.001	   0.000	   0.540	   0.015	   <0.001	  Sra5-­‐9	   0.0170	   <0.001	   -­‐0.005	   0.946	   0.030	   <0.001	  Sra7-­‐7	   0.0179	   <0.001	   0.002	   0.628	   0.025	   <0.001	  Sra7-­‐25	   0.0228	   <0.001	   -­‐0.001	   0.789	   0.041	   <0.001	  Sra11-­‐103	   0.0943	   <0.001	   0.000	   0.454	   0.011	   0.025	  Sra15-­‐8	   0.0422	   <0.001	   -­‐0.002	   0.889	   0.012	   <0.001	  Sra16-­‐5	   0.0180	   <0.001	   -­‐0.003	   0.794	   0.020	   <0.001	  Overall	   0.0307	   <0.001	   -­‐0.001	   0.737	   0.026	   <0.001	  Table	  8.	  Pairwise	  genetic	  differentiation	  (FST)	  estimates	  for	  coast-­‐inlet	  comparisons	  of	  copper	  rockfish	  assayed	  at	  17	  microsatellite	  DNA	  loci.	  Proportion	  of	  genetic	  variance	  attributable	  to	  division	  among	  samples	  (FST),	  significance	  of	  FST	  (P),	  and	  distance	  in	  kilometers	  between	  paired	  coast-­‐inlet	  sites	  (Distance	  in	  km).	  	  BI:	  Barkley	  inlet;	  BC:	  Barkley	  coast;	  CI:	  Clayoquot	  inlet;	  CC:	  Clayoquot	  coast;	  NI:	  Nootka	  inlet;	  NC:	  Nootka	  coast;	  KI:	  Kyuquot	  inlet;	  KC:	  Kyuquot	  coast;	  QI:	  Quatsino	  inlet;	  and	  QC:	  Quatsino	  coast.	  Adjusted	  significance	  level	  (α)	  for	  multiple	  comparisons	  =	  0.01.	  Pairwise	  comparison	   FST	   P	   Distance	  (km)	  BF	  vs.	  BC	   0.044	   <0.001	   57	  CF	  vs.	  CC	   0.043	   <0.001	   36	  NF	  vs.	  NC	   0.051	   <0.001	   48	  KF	  vs.	  KC	   0.042	   <0.001	   29	  QF	  vs.	  QC	   0.054	   <0.001	   70	  Average	   0.047	   <0.001	   48	  	   	  	  	   45	  Table	  9.	  Analysis	  of	  molecular	  variance	  (AMOVA)	  results	  for	  samples	  of	  copper	  rockfish	  (Sebastes	  caurinus)	  combined	  into	  coast	  and	  inlet	  groups	  (group	  1	  =	  Barkley	  inlet,	  Clayoquot	  inlet,	  Nootka	  inlet,	  Kyuquot	  inlet,	  and	  Quatsino	  inlet;	  group	  2	  =	  Barkley	  coast,	  Clayoquot	  coast,	  Nootka	  coast,	  Kyuquot	  coast,	  and	  Quatsino	  coast).	  	  P-­‐values	  represent	  the	  significance	  of	  the	  variation	  observed	  at	  each	  hierarchical	  level	  of	  population	  structure.	  Source	  of	  variation	   d.f.	   Sum	  of	  squares	   Variance	  components	   Percentage	  of	  variation	   P	  Among	  groups	   1	   127.9	   0.189	   3.45	   0.00087	  Among	  samples	  within	  groups	   8	   98.3	   0.060	   1.10	   <	  0.0001	  Within	  samples	   1200	   6294.8	   5.246	   95.46	   <	  0.0001	  Table	  10.	  Analysis	  of	  molecular	  variance	  (AMOVA)	  results	  for	  samples	  of	  copper	  rockfish	  (Sebastes	  caurinus)	  combined	  into	  five	  groups	  corresponding	  to	  sounds	  (group	  1	  =	  Barkley	  inlet	  and	  Barkley	  coast;	  group	  2	  =	  Clayoquot	  inlet	  and	  Clayoquot	  coast;	  group	  3	  =	  Nootka	  Inlet	  and	  Nootka	  coast;	  group	  4	  =	  Kyuquot	  inlet	  and	  Kyuquot	  coast;	  group	  5	  =	  Quatsino	  inlet	  and	  Quatsino	  coast).	  P-­‐values	  represent	  the	  significance	  of	  the	  variation	  observed	  at	  each	  hierarchical	  level	  of	  population	  structure.	  Source	  of	  variation	   d.f.	   Sum	  of	  squares	   Variance	  components	   Percentage	  of	  variation	   P	  Among	  groups	   4	   54.2	   -­‐0.099	   -­‐1.83	   0.92803	  Among	  samples	  within	  groups	   5	   171.9	   0.254	   4.71	   <	  0.0001	  Within	  samples	   1200	   6294.8	   5.246	   97.12	   <	  0.0001	  	   	  	  	   46	  FIGURES	  Figure	  1.	  Copper	  rockfish	  (Sebastes	  caurinus)	  collection	  locations	  along	  the	  west	  coast	  of	  Vancouver	  Island,	  British	  Columbia.	  Blue	  circles	  show	  coast	  sites	  located	  at	  the	  seaward	  opening	  of	  each	  sound.	  Red	  circles	  show	  inlet	  sites	  located	  at	  the	  head	  of	  the	  longest	  inlet	  within	  each	  sound.	  	  	  	  	  	  	  	  	  	  	  	  	  	  	  	  	  	  	  	  	  	  	  	   	  Barkley	  Clayoquot	  Nootka	  Kyuquot	  Quatsino	  128°W	   126°W	   124°W	  48°N	  50°N	  51°N	  49°N	  Vancouver	  Island	  British	  Columbia	  North	  Pacific	  Ocean	   Washington	  State	  	  	   47	  Figure	  2.	  Variation	  in	  A)	  total	  length	  (cm);	  B)	  weight	  (g);	  and	  C)	  condition	  factor	  (100[g/cm]3)	  in	  copper	  rockfish	  (Sebastes	  caurinus)	  collected	  from	  five	  sounds	  along	  the	  west	  coast	  of	  Vancouver	  Island,	  British	  Columbia.	  Blue	  bars	  are	  coastal	  sites	  and	  red	  bars	  are	  inlet	  sites	  within	  each	  of	  the	  five	  sounds	  (Barkley,	  Clayoquot,	  Nootka,	  Kyuquot	  and	  Quatsino).	  Small	  open	  circles	  are	  outliers,	  heavy	  horizontal	  lines	  indicate	  the	  median,	  dashed	  vertical	  lines	  represent	  the	  range,	  and	  the	  box	  represents	  the	  second	  (upper	  box	  border)	  and	  third	  (lower	  box	  border)	  quartiles.	  	  	   	  	  	   48	  Figure	  3.	  Length-­‐at-­‐age	  data	  for	  copper	  rockfish	  (Sebastes	  caurinus)	  collected	  from	  coast	  sites	  (blue,	  n	  =	  147)	  and	  inlet	  sites	  (red,	  n	  =	  127)	  on	  the	  west	  coast	  of	  Vancouver	  Island,	  British	  Columbia.	  Lines	  represent	  fitted	  von	  Bertalanffy	  growth	  functions.	  	  	   	  	  	   49	  Figure	  4.	  Results	  of	  STRUCTURE	  simulations	  testing	  values	  of	  K	  between	  1	  and	  15	  for	  all	  ten	  coast	  and	  inlet	  samples	  of	  copper	  rockfish	  (Sebastes	  caurinus)	  combined.	  A)	  Mean	  Ln	  probability	  of	  K	  (±	  SD)	  calculated	  from	  10	  replicate	  runs	  for	  each	  value	  of	  K.	  B)	  Second	  order	  rate	  of	  change	  of	  mean	  Ln	  probability	  of	  K	  (Delta	  K)	  calculated	  for	  successive	  values	  of	  K	  using	  the	  method	  of	  Evanno	  (2005).	  C)	  STRUCTURE	  output	  for	  K	  =	  2	  averaged	  over	  10	  runs.	  Each	  fish’s	  genotype	  is	  represented	  by	  a	  thin	  vertical	  line,	  the	  blue	  and	  red	  portions	  of	  which	  represent	  the	  proportional	  contribution	  of	  one	  or	  two	  genetic	  groups	  to	  the	  admixture	  coefficient,	  Q	  (Pritchard	  et	  al.	  2000).	  BI:	  Barkley	  inlet;	  BC:	  Barkley	  coast;	  CI:	  Clayoquot	  inlet;	  CC:	  Clayoquot	  coast;	  NI:	  Nootka	  inlet;	  NC:	  Nootka	  coast;	  KI:	  Kyuquot	  inlet;	  KC:	  Kyuquot	  coast;	  QI:	  Quatsino	  inlet;	  and	  QC:	  Quatsino	  coast.	  	  	  	   	  C	  Q	  	  	   50	  Figure	  5.	  Results	  of	  STRUCTURE	  simulations	  testing	  values	  of	  K	  between	  1	  and	  10	  for	  the	  five	  coast	  samples	  of	  copper	  rockfish	  (Sebastes	  caurinus).	  Mean	  Ln	  probability	  of	  K	  (±	  SD)	  calculated	  from	  10	  replicate	  runs	  for	  each	  value	  of	  K.	  	  	   	  	  	   51	  Figure	  6.	  Results	  of	  STRUCTURE	  simulations	  testing	  values	  of	  K	  between	  1	  and	  10	  for	  the	  five	  inlet	  samples	  of	  copper	  rockfish	  (Sebastes	  caurinus).	  A)	  Mean	  Ln	  probability	  of	  K	  (±	  SD)	  calculated	  from	  10	  replicate	  runs	  for	  each	  value	  of	  K.	  B)	  Second	  order	  rate	  of	  change	  of	  mean	  Ln	  probability	  of	  K	  (Delta	  K)	  calculated	  for	  successive	  values	  of	  K	  using	  the	  method	  of	  Evanno	  (2005).	  C)	  STRUCTURE	  output	  for	  K	  =	  2	  averaged	  over	  10	  runs.	  Each	  fish’s	  genotype	  is	  represented	  by	  a	  thin	  vertical	  line,	  the	  blue	  and	  red	  portions	  of	  which	  represent	  the	  proportional	  contribution	  of	  one	  or	  two	  genetic	  groups	  to	  the	  admixture	  coefficient,	  Q	  (Pritchard	  et	  al.	  2000).	  BI:	  Barkley	  inlet;	  CI:	  Clayoquot	  inlet;	  NI:	  Nootka	  inlet;	  KI:	  Kyuquot	  inlet;	  and	  QI:	  Quatsino	  inlet.	  	  	  	   	  C	  Q	  	  	   52	  Figure	  7.	  Results	  of	  STRUCTURE	  simulations	  testing	  values	  of	  K	  between	  1	  and	  5	  for	  Barkley	  Sound	  coast	  and	  inlet	  samples	  of	  copper	  rockfish	  (Sebastes	  caurinus).	  A)	  Mean	  Ln	  probability	  of	  K	  (±	  SD)	  calculated	  from	  10	  replicate	  runs	  for	  each	  value	  of	  K.	  B)	  Second	  order	  rate	  of	  change	  of	  mean	  Ln	  probability	  of	  K	  (Delta	  K)	  calculated	  for	  successive	  values	  of	  K	  using	  the	  method	  of	  Evanno	  (2005).	  C)	  STRUCTURE	  output	  for	  K	  =	  2	  averaged	  over	  10	  runs.	  Each	  fish’s	  genotype	  is	  represented	  by	  a	  thin	  vertical	  line,	  the	  blue	  and	  red	  portions	  of	  which	  represent	  the	  proportional	  contribution	  of	  one	  or	  two	  genetic	  groups	  to	  the	  admixture	  coefficient,	  Q	  (Pritchard	  et	  al.	  2000).	  	  	  	  	   	  C	  Q	  	  	  	   53	  Figure	  8.	  Results	  of	  STRUCTURE	  simulations	  testing	  values	  of	  K	  between	  1	  and	  5	  for	  Clayoquot	  Sound	  coast	  and	  inlet	  samples	  of	  copper	  rockfish	  (Sebastes	  caurinus).	  A)	  Mean	  Ln	  probability	  of	  K	  (±	  SD)	  calculated	  from	  10	  replicate	  runs	  for	  each	  value	  of	  K.	  B)	  Second	  order	  rate	  of	  change	  of	  mean	  Ln	  probability	  of	  K	  (Delta	  K)	  calculated	  for	  successive	  values	  of	  K	  using	  the	  method	  of	  Evanno	  (2005).	  C)	  STRUCTURE	  output	  for	  K	  =	  2	  averaged	  over	  10	  runs.	  Each	  fish’s	  genotype	  is	  represented	  by	  a	  thin	  vertical	  line,	  the	  blue	  and	  red	  portions	  of	  which	  represent	  the	  proportional	  contribution	  of	  one	  or	  two	  genetic	  groups	  to	  the	  admixture	  coefficient,	  Q	  (Pritchard	  et	  al.	  2000).	  	  	  	   	  C	  Q	  	  	   54	  Figure	  9.	  Results	  of	  STRUCTURE	  simulations	  testing	  values	  of	  K	  between	  1	  and	  5	  for	  Nootka	  Sound	  coast	  and	  inlet	  samples	  of	  copper	  rockfish	  (Sebastes	  caurinus).	  A)	  Mean	  Ln	  probability	  of	  K	  (±	  SD)	  calculated	  from	  10	  replicate	  runs	  for	  each	  value	  of	  K.	  B)	  Second	  order	  rate	  of	  change	  of	  mean	  Ln	  probability	  of	  K	  (Delta	  K)	  calculated	  for	  successive	  values	  of	  K	  using	  the	  method	  of	  Evanno	  (2005).	  C)	  STRUCTURE	  output	  for	  K	  =	  2	  averaged	  over	  10	  runs.	  Each	  fish’s	  genotype	  is	  represented	  by	  a	  thin	  vertical	  line,	  the	  blue	  and	  red	  portions	  of	  which	  represent	  the	  proportional	  contribution	  of	  one	  or	  two	  genetic	  groups	  to	  the	  admixture	  coefficient,	  Q	  (Pritchard	  et	  al.	  2000).	  	  	  	   	  C	  Q	  	  	   55	  Figure	  10.	  Results	  of	  STRUCTURE	  simulations	  testing	  values	  of	  K	  between	  1	  and	  5	  for	  Kyuquot	  Sound	  coast	  and	  inlet	  samples	  of	  copper	  rockfish	  (Sebastes	  caurinus).	  A)	  Mean	  Ln	  probability	  of	  K	  (±	  SD)	  calculated	  from	  10	  replicate	  runs	  for	  each	  value	  of	  K.	  B)	  Second	  order	  rate	  of	  change	  of	  mean	  Ln	  probability	  of	  K	  (Delta	  K)	  calculated	  for	  successive	  values	  of	  K	  using	  the	  method	  of	  Evanno	  (2005).	  C)	  STRUCTURE	  output	  for	  K	  =	  2	  averaged	  over	  10	  runs.	  Each	  fish’s	  genotype	  is	  represented	  by	  a	  thin	  vertical	  line,	  the	  blue	  and	  red	  portions	  of	  which	  represent	  the	  proportional	  contribution	  of	  one	  or	  two	  genetic	  groups	  to	  the	  admixture	  coefficient,	  Q	  (Pritchard	  et	  al.	  2000).	  	  	  	   	  C	  Q	  	  	   56	  Figure	  11.	  Results	  of	  STRUCTURE	  simulations	  testing	  values	  of	  K	  between	  1	  and	  5	  for	  Quatsino	  Sound	  coast	  and	  inlet	  samples	  of	  copper	  rockfish	  (Sebastes	  caurinus).	  A)	  Mean	  Ln	  probability	  of	  K	  (±	  SD)	  calculated	  from	  10	  replicate	  runs	  for	  each	  value	  of	  K.	  B)	  Second	  order	  rate	  of	  change	  of	  mean	  Ln	  probability	  of	  K	  (Delta	  K)	  calculated	  for	  successive	  values	  of	  K	  using	  the	  method	  of	  Evanno	  (2005).	  C)	  STRUCTURE	  output	  for	  K	  =	  2	  averaged	  over	  10	  runs.	  Each	  fish’s	  genotype	  is	  represented	  by	  a	  thin	  vertical	  line,	  the	  blue	  and	  red	  portions	  of	  which	  represent	  the	  proportional	  contribution	  of	  one	  or	  two	  genetic	  groups	  to	  the	  admixture	  coefficient,	  Q	  (Pritchard	  et	  al.	  2000).	  	  	  	   	  C	  Q	  	  	   57	  REFERENCES	  Ahlstrom,	  E.H.	  1959.	  Vertical	  distribution	  of	  pelagic	  fish	  eggs	  and	  larvae	  off	  California	  and	  Baja	  California.	  U.S.	  Fish	  and	  Wildlife	  Service	  Fishery	  Bulletin	  60:106-­‐146.	  	  Andrews,	  A.H.,	  G.M.	  Cailliet,	  K.H.	  Coale,	  K.M.	  Munk,	  M.M.	  Mahoney	  and	  V.M.	  O’Connell.	  2002.	  Radiometric	  age	  validation	  of	  the	  yelloweye	  rockfish	  (Sebastes	  ruberrimus)	  from	  southeastern	  Alaska.	  Marine	  and	  Freshwater	  Research	  53:139-­‐146.	  	  Andrews,	  A.,	  L.A.	  Kerr,	  G.M.	  Cailliet,	  T.A.	  Brown,	  C.C.	  Lundstrom	  and	  R.D.	  Stanley.	  2007.	  Age	  validation	  of	  canary	  rockfish	  (Sebastes	  pinniger)	  using	  two	  independent	  otolith	  techniques:	  lead-­‐radium	  and	  bomb	  radiocarbon	  dating.	  Marine	  and	  Freshwater	  Research	  58:531-­‐541.	  	  Antao,	  T.,	  A.	  Lopes,	  R.J.	  Lopes,	  A.	  Beja-­‐Pereira	  and	  G.	  Luikart.	  2008.	  LOSITAN:	  a	  workbench	  to	  detect	  molecular	  adaptation	  based	  on	  a	  FST-­‐outlier	  method.	  BMC	  Bioinformatics	  9:323.	  	  Avise,	  J.C.	  1992.	  Molecular	  population	  structure	  and	  biogeographic	  history	  of	  a	  regional	  fauna:	  a	  case	  history	  with	  lessons	  for	  conservation	  biology.	  Oikos	  63:62-­‐76.	  	  Banks,	  S.C.,	  M.P.	  Piggot,	  J.E.	  Williamson,	  U.	  Bové,	  N.J.	  Holbrook	  and	  L.B.	  Beheregaray.	  2007.	  Oceanic	  variability	  and	  coastal	  topography	  shape	  genetic	  structure	  in	  a	  long-­‐dispersing	  sea	  urchin.	  Ecology	  88:3055-­‐3064.	  	  Beamish,	  R.J.	  and	  G.A.	  MacFarlane.	  1983.	  The	  forgotten	  requirement	  for	  age	  validation	  in	  fisheries	  biology.	  Transactions	  of	  the	  American	  Fisheries	  Society	  112:735-­‐743.	  	  Beaumont,	  M.A.	  and	  D.J.	  Balding.	  2004.	  Identifying	  adaptive	  genetic	  divergence	  among	  populations	  from	  genome	  scans.	  Molecular	  Ecology	  13(4):969-­‐980.	  	  	  Beaumont,	  M.A.	  and	  R.A.	  Nichols.	  1996.	  Evaluating	  loci	  for	  use	  in	  the	  genetic	  analysis	  of	  population	  structure.	  Proceedings	  of	  the	  Royal	  Society	  B	  363:1619-­‐1626.	  	  Benzie,	  J.A.H.	  and	  S.T.	  Williams.	  1997.	  Genetic	  structure	  of	  giant	  clam	  (Tridacna	  maxima)	  populations	  in	  the	  West	  Pacific	  is	  not	  consistent	  with	  dispersal	  by	  present-­‐day	  ocean	  currents.	  Evolution	  51:768-­‐783.	  	  	  Berkeley,	  S.A.,	  M.A.	  Hixon,	  R.J.	  Larson	  and	  M.S.	  Love.	  2004.	  Fisheries	  sustainability	  via	  protection	  of	  age	  structure	  and	  spatial	  distribution	  of	  fish	  populations.	  Fisheries	  29(8):23-­‐32.	  	  Bernardi,	  G.,	  L.	  Findley	  and	  A.	  Rocha-­‐Olivares.	  2003.	  Vicariance	  and	  dispersal	  across	  Baja	  California	  in	  disjunct	  marine	  fish	  populations.	  Evolution	  57:1599-­‐1609.	  	  	   58	  	  Bertalanffy,	  von	  L.	  1938.	  A	  quantitative	  theory	  of	  organic	  growth	  (Inquiries	  on	  growth	  laws	  II).	  Human	  Biology	  10:181-­‐213.	  	  Brookfield,	  J.F.Y.	  1996.	  A	  simple	  new	  method	  for	  estimating	  null	  allele	  frequency	  from	  heterozygote	  deficiency.	  Molecular	  Ecology	  5(3):453-­‐455.	  	  Boehlert,	  G.W.,	  D.M.	  Gadomski	  and	  B.C.	  Mundy.	  1985.	  Vertical	  distribution	  of	  icthyoplankton	  off	  the	  Oregon	  coast	  in	  spring	  and	  summer	  months.	  Fishery	  Bulletin	  83(4):611-­‐621.	  	  Boehlert,	  G.W.	  and	  R.F.	  Kappenman.	  1980.	  Variation	  of	  growth	  with	  latitude	  in	  two	  species	  of	  rockfish	  (Sebastes	  pinniger	  and	  S.	  diploproa)	  from	  the	  Northeast	  Pacific	  Ocean.	  Marine	  Ecology	  Progress	  Series	  3:1-­‐10.	  	  Botsford,	  L.W.,	  F.	  Micheli	  and	  A.	  Hastings.	  2003.	  Principles	  for	  the	  design	  of	  marine	  reserves.	  Ecological	  Applications	  13:S25-­‐S31.	  	  Buonaccorsi,	  V.P.,	  C.A.	  Carol,	  E.A.	  Lynn	  and	  R.D.	  Vetter.	  2002.	  Population	  structure	  of	  copper	  rockfish	  (Sebastes	  caurinus)	  reflects	  postglacial	  colonization	  and	  contemporary	  patterns	  of	  larval	  dispersal.	  Canadian	  Journal	  of	  Fisheries	  and	  Aquatic	  Sciences	  59:1374-­‐1384.	  	  Buonaccorsi,	  V.P.,	  C.A.	  Kimbrell,	  E.A.	  Lynn	  and	  R.D.	  Vetter.	  2005.	  Limited	  realized	  dispersal	  and	  introgressive	  hybridization	  influence	  genetic	  structure	  and	  conservation	  genetic	  strategies	  for	  brown	  rockfish,	  Sebastes	  auriculatus.	  Conservation	  Genetics	  6:697-­‐713.	  	  Buonaccorsi,	  V.P.,	  M.	  Westerman,	  J.	  Stannard,	  C.A.	  Kimbrell,	  E.A.	  Lynn	  and	  R.D	  Vetter.	  2004.	  Molecular	  genetic	  structure	  suggests	  limited	  larval	  dispersal	  in	  grass	  rockfish,	  Sebastes	  trelliger.	  Marine	  Biology	  145:779-­‐788.	  	  Carvalho,	  G.R.	  and	  L.	  Hauser.	  1994.	  Molecular	  genetics	  and	  the	  stock	  concept	  in	  fisheries.	  Reviews	  in	  Fish	  Biology	  and	  Fisheries	  4:326-­‐350.	   Chen,	  Y.,	  D.A.	  Jackson	  and	  H.H.	  Harvey.	  1992.	  A	  comparison	  of	  von	  Bertalanffy	  and	  polynomial	  functions	  in	  modeling	  fish	  growth	  data.	  Canadian	  Journal	  of	  Fisheries	  and	  Aquatic	  Sciences	  49:1228-­‐1235.	  	  COSEWIC.	  2002.	  COSEWIC	  assessment	  and	  status	  report	  on	  the	  Bocaccio	  Sebastes	  paucispinis	  in	  Canada.	  Committee	  on	  the	  Status	  of	  Endangered	  Wildlife	  in	  Canada.	  Ottawa.	  vii	  +	  43	  pp.	  	  	  	   59	  COSEWIC.	  2007a.	  COSEWIC	  assessment	  and	  status	  report	  on	  the	  Canary	  Rockfish	  Sebastes	  pinniger	  in	  Canada.	  Committee	  on	  the	  Status	  of	  Endangered	  Wildlife	  in	  Canada.	  Ottawa.	  vii	  +	  71	  pp.	  	  COSEWIC.	  2007b.	  COSEWIC	  assessment	  and	  status	  report	  on	  the	  Rougheye	  Rockfish	  Sebastes	  sp.	  type	  I	  and	  Sebastes	  sp.	  type	  II	  in	  Canada.	  Committee	  on	  the	  Status	  of	  Endangered	  Wildlife	  in	  Canada.	  Ottawa.	  viii	  +	  36	  pp.	  	  COSEWIC.	  2008.	  COSEWIC	  assessment	  and	  status	  report	  on	  the	  Yelloweye	  Rockfish	  Sebastes	  ruberrimus,	  Pacific	  Ocean	  inside	  waters	  population	  and	  Pacific	  Ocean	  outside	  waters	  population,	  in	  Canada.	  Committee	  on	  the	  Status	  of	  Endangered	  Wildlife	  in	  Canada.	  Ottawa.	  vii	  +	  75	  pp.	  	  COSEWIC.	  2009a.	  COSEWIC	  assessment	  and	  status	  report	  on	  the	  Darkblotched	  Rockfish	  Sebastes	  crameri	  in	  Canada.	  Committee	  on	  the	  Status	  of	  Endangered	  Wildlife	  in	  Canada.	  Ottawa.	  vii	  +	  48	  pp.	  	  COSEWIC.	  2009b.	  COSEWIC	  assessment	  and	  status	  report	  on	  the	  Quillback	  Rockfish	  Sebastes	  maliger	  in	  Canada.	  Committee	  on	  the	  Status	  of	  Endangered	  Wildlife	  in	  Canada.	  Ottawa.	  vii	  +	  71	  pp.	  	  COSEWIC.	  2010.	  COSEWIC	  assessment	  and	  status	  report	  on	  the	  Yellowmouth	  Rockfish	  Sebastes	  reedi	  in	  Canada.	  Committee	  on	  the	  Status	  of	  Endangered	  Wildlife	  in	  Canada.	  Ottawa.	  vii	  +	  57	  pp.	  	  Cowen,	  R.K.,	  K.M.M.	  Lwiza,	  S.	  Sponagule	  and	  C.B.	  Paris.	  2000.	  Connectivity	  of	  marine	  populations:	  open	  or	  closed?	  Science	  287:857-­‐859.	  	  Cowen,	  R.K.	  and	  S.	  Sponagule.	  2009.	  Larval	  dispersal	  and	  marine	  population	  connectivity.	  Annual	  Review	  of	  Marine	  Science	  1:443–466.	  	  Crawford,	  W.,	  D.	  Johannessen,	  F.	  Whitney,	  R.	  Birch,	  K.	  Borg,	  D.	  Fissel,	  and	  S.	  Vagle.	  2007.	  Appendix	  C:	  Physical	  and	  chemical	  oceanography.	  In	  Ecosystem	  overview:	  Pacific	  North	  Coast	  Integrated	  Management	  Area	  (PNCIMA).	  Edited	  by	  Lucas,	  B.G.,	  S.	  Verrin,	  and	  R.	  Brown.	  Canadian	  Technical	  Report	  of	  Fisheries	  and	  Aquatic	  Sciences	  2667:	  vii	  +	  77	  p.	  	  Cunningham,	  K.M.,	  M.F.	  Canino,	  I.B.	  Spies	  and	  L.	  Hauser.	  2009.	  Genetic	  isolation	  by	  distance	  and	  localized	  fjord	  population	  structure	  in	  Pacific	  cod	  (Gadus	  macrocephalus):	  limited	  effective	  dispersal	  in	  the	  northeastern	  Pacific	  Ocean.	  Canadian	  Journal	  of	  Fisheries	  and	  Aquatic	  Sciences	  66:153-­‐166.	  	  Drinkwater,	  K.F.	  and	  T.R.	  Osborn.	  1975.	  The	  role	  of	  tidal	  mixing	  in	  Rupert	  and	  Holberg	  Inlets,	  Vancouver	  Island.	  Limnology	  and	  Oceanography	  20(4):518-­‐529.	  	  	  	   60	  Evanno,	  G.,	  S.	  Regnaut	  and	  J.	  Goudet.	  2005.	  Detecting	  the	  number	  of	  clusters	  of	  individuals	  using	  the	  software	  STRUCTURE:	  a	  simulation	  study.	  Molecular	  Ecology	  14:2611-­‐2620.	  	  	  Excoffier,	  L.G.,	  G.	  Laval	  and	  S.	  Schneider.	  2005.	  Arlequin	  version	  3.0:	  An	  integrated	  software	  package	  for	  population	  genetics	  data	  analysis.	  Evolutionary	  Bioinformatics	  Online	  1:47-­‐50.	  	  Farmer,	  O.M.	  and	  H.J	  Freeland.	  1983.	  The	  physical	  oceanography	  of	  fjords.	  Progress	  in	  Oceanography	  12:147-­‐220.	  	  Fisheries	  and	  Oceans	  Canada	  (DFO).	  2007.	  Rockfish	  Conservation	  Areas:	  Protecting	  British	  Columbia’s	  Rockfish.	  Fisheries	  and	  Oceans	  Canada,	  Pacific	  Region.	  v	  +	  174	  pp.	  	  Foll,	  M.	  and	  O.	  Gaggiotti.	  2008.	  A	  genome-­‐scan	  method	  to	  identify	  selected	  loci	  appropriate	  for	  both	  dominant	  and	  codominant	  markers:	  a	  Bayesian	  perspective.	  Genetics	  180:977-­‐993.	  	  Fontaine,	  M.,	  S.J.E.	  Baird,	  S.	  Piry,	  N.	  Ray,	  K.A.	  Tolley,	  S.	  Duke,	  A.	  Bikrun,	  M.	  Ferreira,	  T.	  Jauniaux,	  Á.	  Llavona,	  B.	  Öztürk,	  A.A.	  Öztürk,	  V.	  Ridoux,	  E.	  Rogan,	  M.	  Sequeira,	  U.	  Siebert,	  G.A.	  Vikingsson,	  J-­‐M.	  Bouquegneau	  and	  J.R.	  Michaux.	  2010.	  Rise	  of	  oceanographic	  barriers	  in	  continuous	  populations	  of	  a	  cetacean:	  the	  genetic	  structure	  of	  harbour	  porpoises	  in	  Old	  World	  waters.	  BMC	  Biology	  5(30).	  doi:10.1186/1741-­‐7007-­‐5-­‐30.	  	  Gaines,	  S.D.,	  C.	  White,	  M.H.	  Carr	  and	  S.R.	  Palumbi.	  2010.	  Designing	  marine	  reserve	  networks	  for	  both	  conservation	  and	  fisheries	  management.	  Proceedings	  of	  the	  National	  Academy	  of	  Sciences	  of	  the	  USA,	  107:18286–18293.	  	  Galindo,	  H.M.,	  D.B.	  Olson	  and	  S.R.	  Palumbi.	  2006.	  Seascape	  genetics:	  A	  coupled	  oceanographic-­‐genetic	  model	  predicts	  population	  structure	  of	  Caribbean	  corals.	  Current	  Biology	  16:1622–1626.	  	  Girever,	  M.	  and	  J.	  Stien.	  1998.	  Population	  genetic	  substructure	  in	  blue	  whiting	  based	  on	  allozyme	  data.	  Journal	  of	  Fish	  Biology	  52:782-­‐795.	  	  Gomez-­‐Uchida,	  D.,	  E.A.	  Hoffman,	  W.R.	  Arden	  and	  M.A.	  Banks.	  2003.	  Microsatellite	  markers	  for	  the	  heavily	  exploited	  canary	  (Sebastes	  pinniger)	  and	  other	  rockfish	  species.	  Molecular	  Ecology	  Notes	  3:387-­‐389.	  	  Goudet,	  J.	  2002.	  FSTAT,	  a	  program	  to	  estimate	  and	  test	  gene	  diversities	  and	  fixation	  indices	  (version	  	  Gunderson,	  D.R.	  and	  R.	  D.	  Vetter.	  2006.	  Temperate	  rocky	  reef	  fishes.	  In:	  Marine	  Metapopulations	  (eds	  Sale	  P.F.	  and	  J.P.	  Kritzer).	  Academic	  Press,	  San	  Diego,	  California.	  	  	  	   61	  Haldorson,	  L.	  and	  M.	  Love.	  1991.	  Maturity	  and	  fecundity	  in	  rockfishes,	  Sebastes	  spp.,	  a	  review.	  Marine	  Fisheries	  Review	  53(2):25-­‐31.	  	  Hedgecock	  D.,	  P.H.	  Barber	  and	  S.	  Edmands.	  2007.	  Genetic	  approaches	  to	  measuring	  connectivity.	  Oceanography	  20:70-­‐79.	  	  	  Hellberg	  M.E.,	  R.S.	  Burton,	  J.E.	  Neigel	  and	  S.R.	  Palumbi.	  2002.	  Genetic	  assessment	  of	  connectivity	  among	  marine	  populations.	  Bulletin	  of	  Marine	  Science	  70:273–290.	  	  Holderegger,	  R.	  and	  H.H	  Wagner.	  2010.	  A	  brief	  guide	  to	  landscape	  genetics.	  Landscape	  Ecology	  21:793-­‐796.	  	  Jacobs,	  D.K.,	  T.A.	  Haney	  and	  K.D.	  Louie.	  2004.	  Genes,	  diversity	  and	  the	  geologic	  process	  on	  the	  Pacific	  coast.	  Annual	  Review	  of	  Earth	  and	  Planetary	  Science	  32:601–652.	  	  Johanessonn,	  K.	  and	  K.	  André.	  2006.	  Life	  on	  the	  margin:	  genetic	  isolation	  and	  diversity	  loss	  in	  a	  peripheral	  marine	  ecosystem,	  the	  Baltic	  Sea.	  Molecular	  Ecology	  15:2013-­‐2029.	  	  Johansson,	  M.L.,	  M.A.	  Banks,	  K.D.	  Glunt,	  H.M.	  Hassel-­‐Finnegan	  and	  V.P.	  Buonaccorsi.	  2008.	  Influence	  of	  habitat	  discontinuity,	  geographical	  distance,	  and	  oceanography	  on	  fine-­‐scale	  population	  genetic	  structure	  of	  copper	  rockfish	  (Sebastes	  caurinus).	  Molecular	  Ecology	  17:3051-­‐3061.	  	  Johns,	  G.C.	  and	  J.C.	  Avise.	  1998.	  Tests	  for	  ancient	  species	  flocks	  based	  on	  molecular	  phylogenetic	  appraisals	  of	  Sebastes	  rockfishes	  and	  other	  marine	  fishes.	  Evolution	  52:1135-­‐1146.	  	  Jørstad,	  K.E.	  and	  G.	  Nævdal.	  1989.	  Genetic	  variation	  and	  population	  structure	  of	  cod,	  Gadus	  morhua	  L.,	  in	  some	  fjords	  in	  northern	  Norway.	  Journal	  of	  Fish	  Biology	  35(Supplement	  A):245-­‐252.	  	  Katsanevakis,	  S.	  2006.	  Modeling	  fish	  growth:	  model	  selection,	  multi-­‐model	  inference	  and	  model	  selection	  uncertainty.	  Fisheries	  Research	  81:229-­‐235.	  	  Kerr,	  L.A.,	  A.H.	  Andrews,	  K.	  Munk,	  K.H.	  Coale,	  B.R.	  Frantz,	  G.M.	  Cailliet	  and	  T.A.	  Brown.	  2005.	  Age	  validation	  of	  quillback	  rockfish	  (Sebastes	  maliger)	  using	  bomb	  radiocarbon.	  Fishery	  Bulletin	  103:97-­‐107.	  	  Kimura,	  D.K.	  1980.	  Likelihood	  methods	  for	  the	  von	  Bertalanffy	  growth	  curve.	  Fishery	  Bulletin	  77(4):765-­‐776.	  	  Laidig,	  T.E.,	  D.E.	  Pearson	  and	  L.L.	  Sinclair.	  2003.	  Age	  and	  growth	  of	  blue	  rockfish	  (Sebastes	  mystinus)	  from	  central	  and	  northern	  California.	  Fishery	  Bulletin	  101:800-­‐808.	  	  	  	   62	  Landaeta,	  M.	  F.	  and	  L.R.	  Castro.	  2006.	  Larval	  distribution	  and	  growth	  of	  the	  rockfish,	  Sebastes	  capensis	  (Sebastidae,	  Pisces),	  in	  the	  fjords	  of	  southern	  Chile.	  ICES	  Journal	  of	  Marine	  Science	  63:714-­‐724.	  	  Landaeta,	  M.F.,	  G.	  Lopez,	  N.	  Suarez-­‐Donoso,	  C.A.	  Bustos	  and	  F.	  Balbontin.	  2012.	  Larval	  fish	  distribution,	  growth	  and	  feeding	  in	  Patagonian	  fjords:	  potential	  effects	  of	  freshwater	  discharge.	  Environmental	  Biology	  of	  Fishes	  93:73-­‐87.	  	  Lea,	  R.N.	  R.D.	  McAllister	  and	  D.A.	  Ventresca.	  1999.	  Biological	  aspects	  of	  the	  nearshore	  rockfishes	  of	  the	  genus	  Sebastes	  from	  central	  California.	  California	  Department	  of	  Fish	  and	  Game	  Fish	  Bulletin	  177:1-­‐109.	  	  Leberg,	  P.L.	  1992.	  Effects	  of	  population	  bottlenecks	  on	  genetic	  diversity	  as	  measured	  by	  allozymes	  electrophoresis.	  Evolution	  46:477-­‐494.	  	  Lenarz,	  W.H.,	  R.J.	  Larson	  and	  S.	  Ralston.	  1991.	  Depth	  distributions	  of	  late	  larvae	  and	  pelagic	  juveniles	  of	  some	  fishes	  of	  the	  California	  Current.	  CalCOFI	  Report	  32:41-­‐46.	  	  Love,	  M.S.,	  M.H.	  Carr	  and	  L.J.	  Haldorson.	  1991.	  The	  ecology	  of	  substrate-­‐associated	  juveniles	  of	  the	  genus	  Sebastes.	  Environmental	  Biology	  of	  Fishes	  30:225-­‐243.	  	  Love	  M.S.,	  M.	  Yoklavich	  and	  L.K.	  Thorsteinson.	  2002.	  The	  rockfishes	  of	  the	  Northeast	  Pacific.	  University	  of	  California	  Press,	  Berkeley	  and	  Los	  Angeles,	  CA.	  414	  pp.	  	  MacLellan,	  S.E.	  1997.	  How	  to	  age	  rockfish	  (Sebastes)	  using	  S.	  alutus	  as	  an	  example	  –	  the	  otolith	  burnt	  section	  technique.	  Canadian	  Technical	  Report	  of	  Fisheries	  and	  Aquatic	  Sciences	  2146:1-­‐42.	  	  Maier-­‐Reimer,	  E.,	  U.	  Mikolajewicz	  and	  T.	  Crowley.	  1990.	  Ocean	  general	  circulation	  model	  sensitivity	  experiment	  with	  an	  open	  Central	  American	  isthmus.	  Paleoceanography	  5:349–366.	  	  Manel,	  S.,	  M.K.	  Schwartz,	  G.	  Luikart	  and	  P.	  Taberlet.	  2003.	  Landscape	  genetics:	  combining	  landscape	  ecology	  and	  population	  genetics.	  Trends	  in	  Ecology	  and	  Evolution	  18:189-­‐197.	  	  Manel,	  S.	  and	  R.	  Holeregger.	  2013.	  Ten	  years	  of	  landscape	  genetics.	  Trends	  in	  Ecology	  and	  Evolution.	  In	  press.	  	  Markel,	  R.W.	  2011.	  Rockfish	  recruitment	  and	  trophic	  dynamics	  on	  the	  west	  coast	  of	  Vancouver	  Island:	  fishing,	  ocean	  climate	  and	  sea	  otters.	  Ph.D.	  Thesis.	  University	  of	  British	  Columbia,	  Vancouver,	  B.C.	  	  Marlieve,	  J.B.	  1986.	  Lack	  of	  planktonic	  dispersal	  of	  rocky	  intertidal	  fish	  larvae.	  Transactions	  of	  the	  American	  Fisheries	  Society	  115(1):149-­‐154.	  	  	   63	  	  Marshall,	  D.J.,	  K.	  Monro,	  M.	  Bode,	  M.J.	  Keough	  and	  S.	  Swearer.	  2010.	  Phenotype-­‐environment	  mismatches	  reduce	  connectivity	  in	  the	  sea.	  Ecology	  Letters	  13:128-­‐140.	  	  Matthews,	  K.R.	  1990.	  A	  telemetric	  study	  of	  the	  home	  ranges	  and	  homing	  routes	  of	  copper	  and	  quillback	  rockfishes	  on	  shallow	  rocky	  reefs.	  Canadian	  Journal	  of	  Zoology	  68:2243-­‐2250.	  	  McCusker,	  M.R.	  and	  P.	  Bentzen.	  2010.	  Historical	  influences	  dominate	  the	  population	  genetic	  structure	  of	  a	  sedentary	  marine	  fish,	  Atlantic	  wolfish	  (Anarhichas	  lupus),	  across	  the	  North	  Atlantic	  Ocean.	  Molecular	  Ecology.	  19:4228-­‐4241.	  	  Miller,	  J.A.	  and	  K.	  Shanks.	  2004.	  Evidence	  for	  limited	  larval	  dispersal	  in	  black	  rockfish	  (Sebastes	  melanops):	  implications	  for	  population	  structure	  and	  marine-­‐reserve	  design.	  Canadian	  Journal	  of	  Fisheries	  and	  Aquatic	  Sciences	  61:1723–1735.	  	  Mitamura,	  H.,	  N.	  Arai,	  W.	  Sakamoto,	  Y.	  Mitsunaga,	  H.	  Tanaka,	  Y.	  Mukai,	  K.	  Nakamura,	  M.	  Sasaki	  and	  Y.	  Yoneda.	  2005.	  Role	  of	  olfaction	  and	  vision	  in	  homing	  behaviour	  of	  black	  rockfish	  Sebastes	  inermi.	  Journal	  of	  Experimental	  Marine	  Biology	  and	  Ecology	  322:124-­‐134.	  	  Moser,	  H.G.	  and	  G.W.	  Boehlert.	  1991.	  Ecology	  of	  pelagic	  larvae	  and	  juveniles	  of	  the	  genus	  Sebastes.	  Environmental	  Biology	  of	  Fishes:	  30:203-­‐224.	  	  Nei,	  M.	  1987.	  Molecular	  Evolutionary	  Genetics.	  University	  of	  Columbia	  Press.	  New	  York,	  USA.	  513	  pp.	  	  Nielsen,	  E.E.,	  M.M.	  Hansen	  and	  D.	  Meldrup.	  2006.	  Evidence	  of	  microsatellite	  hitch-­‐hiking	  election	  in	  Atlantic	  cod	  (Gadus	  morhua	  L.):	  implications	  for	  inferring	  population	  structure	  in	  nonmodel	  organisms.	  Molecular	  Ecology	  15:3219–3229.	  	  Nielsen,	  E.E.,	  J.	  Hemmer-­‐Hansen,	  P.F.	  Larsen	  and	  D	  Bekkevold.	  2009.	  Population	  genomics	  of	  marine	  fishes:	  identifying	  adaptive	  variation	  in	  space	  and	  time.	  Molecular	  Ecology	  18:3128-­‐3150.	  	  Nuwer,	  J.M.	  and	  R.G.	  Keil.	  2005.	  Sedimentary	  organic	  matter	  geochemistry	  of	  Clayoquot	  Sound,	  Vancouver	  Island,	  British	  Columbia.	  Limnology	  and	  Oceanography	  50(4):1119-­‐1128.	  	  Palumbi,	  S.R.	  2003.	  Population	  genetics,	  demographic	  connectivity,	  and	  the	  design	  of	  marine	  reserves.	  Ecological	  Applications	  13(1):S146-­‐S158.	  	  	  	   64	  Parker,	  S.J.,	  S.A.	  Berkeley,	  J.T.	  Golden,	  D.R.	  Gunderson,	  J.	  Heifetz,	  M.A.	  Hixon,	  R.	  Larson,	  B.M.	  Leaman,	  M.S.	  Love,	  J.A.	  Musick,	  V.M.	  O’Connell,	  S.	  Ralston,	  H.J.	  Weeks	  and	  M.M.	  Yaklovich.	  2000.	  Management	  of	  Pacific	  rockfish.	  Fisheries	  25(3):22-­‐30.	  	  Perrin,	  C.,	  S.R.	  Wing	  and	  M.S.	  Roy.	  2004.	  Effects	  of	  hydrograchic	  barriers	  on	  population	  genetic	  structure	  of	  the	  sea	  star	  Coscinasterias	  muricata	  (Echinodermata,	  Asteroidea)	  in	  the	  New	  Zealand	  fiords.	  Marine	  Ecology	  13(8):2183-­‐2195.	  	  Pickard,	  G.L.	  1963.	  Oceanographic	  characteristics	  of	  inlets	  of	  Vancouver	  Island,	  British	  Columbia.	  Journal	  of	  the	  Fisheries	  Research	  Board	  of	  Canada	  20(5):1109-­‐1144.	  	  Planes	  S.,	  P.J.	  Doherty	  and	  G.	  Bernardi.	  2001.	  Strong	  genetic	  divergence	  among	  populations	  of	  a	  marine	  fish	  with	  limited	  dispersal:	  Acanthochromis	  polyacanthus,	  within	  the	  Great	  Barrier	  Reef	  and	  the	  Coral	  Sea.	  Evolution	  55:2263–2273.	  	  Pritchard,	  J.K.,	  M.	  Stephens	  and	  P.	  Donnelly.	  2000.	  Inference	  of	  population	  structure	  using	  multilocus	  genotype	  data.	  Genetics	  155:945-­‐959.	  	  Raymond,	  M.	  and	  Rousset,	  F.	  1995.	  GENEPOP	  (version	  1.2):	  population	  genetics	  software	  fro	  exact	  tests	  and	  ecumenicism.	  Journal	  of	  Heredity	  86:248-­‐249.	  	  Rice,	  W.R.	  1989.	  Analyzing	  tables	  of	  statistical	  tests.	  Evolution	  43(1):223-­‐225.	  	  Richards,	  L.J.	  1987.	  Copper	  rockfish	  (Sebastes	  caurinus)	  and	  quillback	  rockfish	  (Sebastes	  maliger)	  habitat	  in	  the	  Strait	  of	  Georgia,	  British	  Columbia.	  Canadian	  Journal	  of	  Zoology	  65:3188-­‐3191.	  	  Ricker,	  W.E.	  1975.	  Computation	  and	  interpretation	  of	  biological	  statistics	  of	  fish	  populations.	  Bulletin	  of	  the	  Fisheries	  Research	  Board	  of	  Canada	  191:1-­‐382.	  	  Ridgway,	  K.R.	  and	  J.R.	  Dunn.	  2003.	  Mesoscale	  structure	  of	  the	  mean	  East	  Australian	  Current	  system	  and	  its	  relationship	  with	  topography.	  Progress	  in	  Oceanography	  56:189–222.	  	  Rocha-­‐Olivares,	  A.	  and	  R.D.	  Vetter.	  1999.	  Effects	  of	  oceanographic	  circulation	  on	  the	  gene	  flow,	  genetic	  structure,	  and	  phylogeography	  of	  the	  rosethorn	  rockfish	  	  (Sebastes	  helvomaculatus).	  Canadian	  Journal	  of	  Fisheries	  and	  Aquatic	  Sciences	  56:803–813.	  	  Rousset,	  F.	  2008.	  Genepop’007:	  a	  complete	  reimplementation	  of	  the	  Genepop	  software	  for	  Windows	  and	  Linux.	  Molecular	  Ecology	  Resources	  8:103-­‐106.	  	  Schmidt,	  P.S.,	  E.A.	  Serrão,	  G.A.	  Pearson,	  C.	  Riginos,	  P.D.	  Rawson,	  T.J.	  Hilbish,	  S.H.	  Brawley,	  G.C.	  Trussell,	  E.	  Carrington,	  D.S.	  Wethey,	  J.W.	  Grahame,	  F.	  Bonhomme	  and	  D.M.	  Rand.	  2008.	  Ecological	  genetics	  in	  the	  North	  Atlantic:	  environmental	  gradients	  and	  adaptation	  at	  specific	  loci.	  Ecology	  89:S91-­‐S107.	  	  	   65	  	  Schnute,	  J.	  1981.	  A	  versatile	  growth	  model	  with	  statistically	  stable	  parameters.	  Canadian	  Journal	  of	  Fisheries	  and	  Aquatic	  Sciences	  38:1128-­‐1140.	  	  Schultz,	  J.K.,	  J.A.	  Feldheim,	  S.H.	  Gruber,	  M.V.	  Ashley,	  T.M.	  McGovern	  and	  B.W.	  Bowen.	  2008.	  Global	  phylogeography	  and	  seascape	  genetics	  of	  the	  lemon	  shark	  (Genus	  Negaprion).	  Molecular	  Ecology	  17:5336–5348.	  	  Selkoe,	  K.A.,	  C.M.	  Henzler	  and	  S.D.	  Gaines.	  2008.	  Seascape	  genetics	  and	  the	  spatial	  ecology	  of	  marine	  populations.	  Fish	  and	  Fisheries	  9:363-­‐377.	  	  Selkoe,	  K.A.	  and	  R.J.	  Toonen.	  2006.	  Microsatellites	  for	  ecologists:	  a	  practical	  guide	  to	  using	  and	  evaluating	  microsatellite	  markers.	  Ecology	  Letters	  9(5):615-­‐629.	  	  Shanks,	  A.L.,	  B.A.	  Grantham	  and	  M.H.	  Carr.	  2003.	  Propagule	  dispersal	  distance	  and	  the	  size	  and	  spacing	  of	  marine	  reserves.	  Ecological	  Applications	  13(1):S159-­‐S169.	  	  Siegle,	  M.R.,	  E.B.	  Taylor,	  K.M.	  Miller,	  R.E.	  Withler	  and	  K.L.	  Yamanaka.	  2013.	  Subtle	  population	  genetic	  structure	  in	  yelloweye	  rockfish	  (Sebastes	  ruberrimus)	  is	  consistent	  with	  a	  major	  oceanographic	  division	  in	  British	  Columbia,	  Canada.	  PLoS	  ONE	  8(8):	  e71083.	  doi:10.1371/journal.pone.0071083.	  	  Sinclair,	  M.	  and	  T.D.	  Iles.	  1989.	  Population	  regulation	  and	  speciation	  in	  the	  oceans.	  Journal	  Conseil	  International	  pour	  l'Exploration	  de	  la	  Mer	  45:165-­‐175.	  	  Sivasundar,	  R.	  and	  S.R.	  Palumbi.	  2010.	  Life	  history,	  ecology	  and	  the	  biogeography	  of	  strong	  genetic	  breaks	  among	  15	  species	  of	  Pacific	  rockfish,	  Sebastes.	  Marine	  Biology	  157:1433-­‐1452.	  	  Stephenson,	  R.L.	  1999.	  Stock	  complexity	  in	  fisheries	  management:	  a	  perspective	  of	  emerging	  issues	  related	  to	  population	  sub-­‐units.	  Fisheries	  Research:	  247-­‐249.	  	  Stepien,	  C.A.	  1999.	  Phylogeographical	  structure	  of	  the	  Dover	  sole	  Microstomus	  pacificus:	  the	  larval	  retention	  hypothesis	  and	  genetic	  divergence	  along	  the	  deep	  continental	  slope	  of	  the	  northeastern	  Pacific	  Ocean.	  Molecular	  Ecology	  8:923–939.	  	  Sokal,	  R.R.	  and	  F.J.	  Rohlf.	  2012.	  Biometry:	  the	  principles	  and	  practice	  of	  statistics	  in	  biological	  research.	  4th	  edition.	  W.H.	  Freeman	  and	  Co.,	  New	  York.	  937	  pp.	  	  Suneetha,	  K.B.	  and	  G.	  Nævdal.	  2001.	  Genetic	  and	  morphological	  stock	  structure	  of	  the	  pearlside,	  Maurolicus	  muelleri	  (Pisces,	  Sternoptychidae),	  among	  Norwegian	  fjords	  and	  offshore	  area.	  Sarsia	  86:191-­‐201.	  	  	  	   66	  Thomson,	  R.E.	  1981.	  Oceanography	  of	  the	  British	  Columbia	  coast.	  Canadian	  Special	  Publications	  of	  Fisheries	  and	  Aquatic	  Sciences	  56:1-­‐291.	  	  Tolimieri,	  N.,	  K.	  Andrews,	  G.	  Williams,	  S.	  Katz	  and	  P.S.	  Levin.	  2009.	  Home	  range	  size	  and	  patterns	  of	  space	  use	  by	  lingcod,	  copper	  rockfish	  and	  quillback	  rockfish	  in	  relation	  to	  diel	  and	  tidal	  cycles.	  Marine	  Ecology	  Progress	  Series	  380:229-­‐243.	  	  Van	  Oosterhout,	  C.,	  W.F.	  Hutchinson,	  D.P.M.	  Wills	  and	  P.	  Shipley.	  2004.	  MICRO-­‐CHECKER:	  software	  for	  identifying	  and	  correcting	  genotyping	  errors	  in	  microsatellite	  data.	  Molecular	  Ecology	  Notes	  4:535-­‐538.	  	  Waples,	  R.S.	  2005.	  Genetic	  estimates	  of	  contemporary	  effective	  population	  size:	  to	  what	  time	  periods	  do	  the	  estimates	  apply?	  Molecular	  Ecology	  14:3335-­‐3352.	  	  Waples,	  R.S	  and	  C.	  Do.	  2008.	  LDNE:	  a	  program	  for	  estimating	  effective	  population	  size	  from	  data	  on	  linkage	  disequilibrium.	  Molecular	  Ecology	  Notes	  8:753-­‐756.	  	  Weatherley,	  A.H.	  and	  H.S.	  Gill.	  1987.	  The	  biology	  of	  fish	  growth.	  Academic	  Press,	  London.	  443	  pp.	  	  Weir,	  B.S.	  and	  C.C.	  Cockerham.	  1984.	  Estimating	  F-­‐statistics	  for	  the	  analysis	  of	  population	  structure.	  Evolution	  38(6):1358-­‐1370.	  	  Westerman,	  M.E.,	  V.P.	  Buonaccorsi,	  J.A.	  Stannard,	  L.	  Galver,	  C.	  Taylor,	  E.A.	  Lynn,	  C.A.	  Kimbrell	  and	  R.D.	  Vetter.	  2005.	  Cloning	  and	  characterization	  of	  novel	  microsatellite	  DNA	  markers	  for	  the	  grass	  rockfish,	  Sebastes	  rastrelliger,	  and	  cross-­‐species	  amplification	  in	  10	  related	  Sebastes	  spp.	  Molecular	  Ecology	  Notes	  5:74-­‐76.	  	  White,	  C.,	  K.A.	  Selkoe,	  J.	  Watson,	  D.A.	  Siegel,	  D.C.	  Zacherl	  and	  R.J.	  Toonen.	  2010.	  Ocean	  currents	  help	  explain	  population	  genetic	  structure.	  Proceedings	  of	  the	  Royal	  Society	  of	  London	  Series	  B	  277:1685–1694.	  	  Wimberger,	  P.,	  J.	  Burr,	  A.	  Gray,	  A.	  Lopez	  and	  P.	  Bentzen.	  1999.	  Isolation	  and	  characterization	  of	  twelve	  microsatellite	  loci	  for	  rockfish	  (Sebastes).	  Marine	  Biotechnology	  1:311-­‐315.	  	  Wright,	  S.	  1938.	  Size	  of	  population	  and	  breeding	  structure	  in	  relation	  to	  evolution.	  Science	  87(2263):430-­‐431.	  	  Yamanaka,	  K.L.	  and	  G.	  Logan.	  2010.	  Developing	  British	  Columbia’s	  inshore	  rockfish	  conservation	  strategy.	  Marine	  and	  Coastal	  Fisheries:	  Dynamics,	  Management	  and	  Ecosystem	  2010:28-­‐46.	  	   	  	  	   67	  APPENDIX	  A	  Table	  A1.	  Microsatellite	  loci	  multiplexed	  for	  polymerase	  chain	  reaction	  (PCR)	  amplification.	  All	  forward	  primers	  were	  labeled	  (5’)	  with	  black,	  green	  or	  blue	  fluorescent	  dyes.	  Thermocycling	  conditions	  (temperature,	  time)	  are	  given	  for	  each	  multiplex:	  initial	  denaturation	  (I.D.),	  denaturation	  (D.),	  annealing	  (A.),	  elongation	  (E.),	  number	  of	  cycles	  (#	  Cyc.),	  and	  final	  extension	  (F.E.).	  Primer	  sequences	  are	  given	  in	  Wimberger	  et.	  al.	  1999	  (Sma);	  Gomez-­‐Uchida	  et	  al.	  2003	  (Spi)	  and	  Westerman	  et	  al.	  2005	  (Sra).	  	  	  Multiplex	  #	   Loci	   PCR	  Thermocycling	  Conditions	  I.D.	   D.	   A.	   E.	   #	  Cyc.	   F.E.	  1	   Sra5-­‐9,	  Sra7-­‐7,	  Sra7-­‐25,	  Sma3,	  Sma5	   94°C	  2min	   94°C	  1min	   56°C	  30sec	   72°C	  1min	   30	   72°C	  10min	  2	   Spi6,	  Sra11-­‐103,	  Spi10,	  Spi4	   94°C	  2min	   94°C	  1min	   57°C	  30sec	   72°C	  1min	   30	   72°C	  10min	  3	   Sma2,	  Sma10,	  Sma11	   94°C	  2min	   94°C	  1min	   57°C	  30sec	   72°C	  1min	   30	   72°C	  10min	  4	   Spi12,	  Sma4	   94°C	  2min	   94°C	  1min	   56°C	  30sec	   72°C	  1min	   30	   72°C	  10min	  5	   Spi18,	  Sra15-­‐8,	  Sra16-­‐5	   94°C	  2min	   94°C	  1min	   52°C	  30sec	   72°C	  1min	   30	   72°C	  10min	  	  


Citation Scheme:


Citations by CSL (citeproc-js)

Usage Statistics



Customize your widget with the following options, then copy and paste the code below into the HTML of your page to embed this item in your website.
                            <div id="ubcOpenCollectionsWidgetDisplay">
                            <script id="ubcOpenCollectionsWidget"
                            async >
IIIF logo Our image viewer uses the IIIF 2.0 standard. To load this item in other compatible viewers, use this url:


Related Items