Alosa alosa

Alosa alosa

(Linnaeus, 1758)

UICN #ESNRL010675 Evaluado 2025
Guerxa Allis shad Sábalo Kodaka Savel Zamborca
Sin.: Alosa alosa alosa (Linnaeus, 1758) Clupea alosa Linnaeus, 1758 Alosa communis Yarrell, 1836 Alosa rusa Mauduyt, 1848 Alausa vulgaris (Valenciennes, 1847) Alosa cuvieri Malm, 1877 Alosa cuvierii Malm, 1877
EN

En Peligro

A2 + 3bcde; C1 + 2a(i)

Disminuyendo
EX
Extinta
EW
Extinta en Estado Silvestre
RE
Extinta a Nivel Regional
CR
En Peligro Crítico
EN
En Peligro
VU
Vulnerable
NT
Casi Amenazada
LC
Preocupación Menor
DD
Datos Insuficientes
NA
No Aplicable
NE
No Evaluada

Distribución

Justificación

A escala nacional (España), Alosa alosa se evalúa como En Peligro EN A2+3bcde; C1+2a(i). El rango español está ahora restringido a cuatro grupos de subpoblaciones muy pequeñas y ampliamente separadas: (1) poblaciones costeras incipientes y frágiles en ríos vascos; (2) la población atlántica del Miño, que es el único stock claramente viable y reproductor; (3) un grupo atlántico poco conocido en el Guadalquivir y Guadiana, probablemente formado por subpoblaciones relictas; y (4) ocurrencias residuales mediterráneas en el Guadiaro y Hozgarganta, con la población histórica del Ebro extinguida. Dentro de esta estructura fragmentada, el Miño se comporta como la única población fuente inequívoca para España, mientras que las cuencas restantes funcionan efectivamente como sumideros, apoyados, en el mejor de los casos, por inmigrantes ocasionales. Para el Criterio A2, se utilizó la hoja de cálculo de la Lista Roja de la UICN para A1/A2 con una longitud de generación de seis años y datos de captura del Miño, que domina el stock español. Usando 2015 (≈327 individuos maduros, inferidos de desembarques) y 2025 (≈180 individuos) como puntos de referencia, la reducción en tres generaciones (2007–2025) se estima en aproximadamente 60–66%, dependiendo de si se asume un modelo lineal o exponencial. Esto supera el umbral del 50% para En Peligro pero está por debajo del 80% para En Peligro Crítico. El declive se infiere a partir de múltiples líneas de evidencia: (b) una reducción sostenida en el área y calidad del hábitat accesible para desove y crianza, especialmente en el Miño, tras la construcción de cinco grandes presas que causaron una caída >98% en las capturas desde finales de los años 50; (c) explotación real a través de una pesquería fluvial aún activa y pesca recreativa asociada; (d) los efectos documentados de hibridación con A. fallax en el Miño; y (e) mortalidad adicional por captura incidental marina y los efectos del cambio climático en curso. Bajo el Criterio A3, se infieren futuros descensos adicionales por los mismos factores: la microquímica de otolitos muestra que las capturas incidentales marinas frente a Galicia eliminan individuos de múltiples orígenes natales pero desproporcionadamente de la población fuente del Miño; las proyecciones para ríos del sur de Europa predicen reducciones marcadas en la idoneidad del hábitat y alta variabilidad interanual; y se espera que los desplazamientos impulsados por el clima en hábitats de agua dulce y marinos reduzcan las densidades a 3–4 individuos km⁻² para 2100, implicando una población progresivamente decreciente incluso si las capturas a corto plazo fluctúan. Se consideró el Criterio B, pero no se aplicó formalmente. El hábitat accesible para desove en ríos en España es claramente limitado (p. ej., ~80–112 km² en el Miño más tramos cortos en otros ríos), y la población está fuertemente fragmentada en cuatro grupos de subpoblaciones pequeñas y ampliamente separadas. Sin embargo, una vez incluido el hábitat marino costero asociado a estas subpoblaciones, el área real de ocupación puede plausiblemente superar el umbral de 500 km² para B2. Por lo tanto, la fragmentación, la pérdida de localidades y la degradación continua del hábitat (presas y obstáculos fluviales, dragados estuarinos y acumulación de barras de arena, contaminación) se tratan como factores contextuales importantes que refuerzan la evaluación bajo los criterios A y C, más que como base primaria para invocar el Criterio B. Para el Criterio C, se infiere que el número total de individuos maduros en España está muy por debajo de 2.500. Las estimaciones de densidad de ~6 individuos km⁻² aplicadas al área accesible del Miño (~80–112 km²) arrojan un orden de 480–670 individuos, mientras que otras cuencas probablemente albergan solo unas pocas decenas o, como máximo, unos pocos cientos de peces. Todas las subpoblaciones son muy pequeñas, y se cree que ninguna supera los 1.000 individuos maduros; de hecho, la mayoría probablemente tiene menos de 250. La disminución basada en capturas en el Miño (≈60–66% en las últimas tres generaciones), junto con las disminuciones proyectadas futuras por la explotación continua, captura incidental marina, degradación del hábitat y cambio climático, apoyan C1 (declive continuo) y C2a(i) (ninguna subpoblación se acerca a 1.000 individuos maduros). Aunque la reducción numérica en las últimas tres generaciones en España corresponde a umbrales de En Peligro y no de En Peligro Crítico, la situación general es extremadamente precaria. Las poblaciones españolas son pequeñas, altamente fragmentadas y están ubicadas en el límite sur del rango de la especie; la única población fuente clara (Miño) ya ha sufrido una reducción histórica de >98% desde mediados del siglo XX y continúa siendo explotada, enfrentando además captura incidental crónica, severas limitaciones de hábitat y deterioro de la idoneidad del hábitat impulsado por el clima. Los modelos climáticos para ríos del sur de Europa predicen fuertes disminuciones en la idoneidad y alta variabilidad interanual, con densidades proyectadas de solo 3–4 individuos km⁻² para 2100, y existe un riesgo claro de extinción local si el stock del Miño colapsa. En conjunto, estas consideraciones indican que la población española está muy cerca de los umbrales para En Peligro Crítico y podría cruzar a esta categoría en un futuro próximo si no se implementan rápidamente medidas efectivas de conservación y gestión, aunque la aplicación estricta y cuantitativa de los Criterios A y C en la actualidad respalda una evaluación de En Peligro a escala nacional. Dadas estas incertidumbres y el desarrollo en curso de nuevos programas de monitoreo, recomendamos encarecidamente que esta evaluación nacional se revise dentro de la próxima década y, idealmente, dentro de una generación adicional (~6 años), una vez que se disponga de más datos demográficos e independientes de la pesca.

Distribución

Alosa alosa es una especie anádroma que pasa la mayor parte de su vida en el mar y migra a los cursos medios y altos de los ríos para desovar (Aprahamian et al., 2003a; Baglinière et al., 2003). De estos stocks anádromos han surgido poblaciones confinadas en aguas interiores donde grandes presas construidas en la segunda mitad del siglo XX han bloqueado la migración río arriba. Tales formas residentes en agua dulce se han documentado en el embalse El Kansera en el Oued Sebou en Marruecos (Sabatié, 1993), el embalse Castelo de Bode en el río Zêzere en Portugal (Eiras, 1981b, 1983; Alexandrino, 1996a; Correia et al., 2001; Costa et al., 2001), y más recientemente en el embalse Aguieira en el río Mondego, Portugal (Collares-Pereira et al., 1999; Correia et al., 2001; Costa et al., 2001). Un caso adicional, poco documentado pero notable, ocurre en el río Guadiana (frontera natural entre Portugal y España), donde una cascada natural de unos 15 m parece haber aislado una población; esta barrera puede ser superable solo por A. alosa durante períodos de alto caudal o crecidas (Pérez-Bote et al., 2005). Históricamente, el rango anádromo de A. alosa se extendía desde Noruega en el norte (Pethon, 1979; Lelek, 1980) hasta el norte de Marruecos en el sur (Sabatié, 1993). Aunque siempre fue menos común en el Mediterráneo, la especie ocurría a lo largo de la costa mediterránea española, particularmente en el río Ebro (Lozano-Cabo, 1964), y a lo largo de la costa norte de Marruecos (Sabatié, 1993), mientras que los registros del Mediterráneo francés eran raros y dudosos (Hoestland, 1958). Tras su extinción en aguas marroquíes, el límite sur de la especie se desplazó aproximadamente 1.200 km hacia el norte (Sabatié & Baglinière, 2001). Como resultado, el rango actual está marcadamente contraído y ahora se limita en gran medida a las costas atlánticas de Francia, España y Portugal (Baglinière & Elie, 2000; Castelnaud et al., 2001; Baglinière et al., 2003; Martin et al., 2015). En España, Alosa alosa se ha reportado históricamente en varios sistemas fluviales que drenan tanto las vertientes cantábrica como atlántica y en la cuenca mediterránea (Callejo et al., 1982; Assis, 1990; Costa et al., 2001; Rogado et al., 2006; Norés et al., 2007; Doadrio et al., 2011; Martin et al., 2015; Stratoudakis et al., 2016; Almeida et al., 2018). A lo largo de la costa norte (cantábrica) (de oeste a este), la especie fue registrada en los ríos Eo, Narcea, Nalón, Sella, Deva, Asón y Bidasoa. En la costa atlántica (de norte a sur), hay registros de los ríos Ulla y Umia en España, los ríos que forman la frontera natural norte (río Miño) y sur (río Guadiana) con Portugal, y los ríos Ardila y Guadalquivir. En la cuenca mediterránea se reportó su presencia en los ríos Guadiaro y Hozgarganta. El registro del río Ulla debe tratarse con cautela, ya que actualmente solo se conoce una población monospecífica de A. fallax allí (Nachón et al., 2016). Informes adicionales de los ríos Anllóns, Tambre, Lérez y Umia (lado atlántico) (Hervella & Caballero, 1999; Xunta de Galicia, 2010), también pueden ser taxonómicamente inciertos (Nachón et al., 2019). Además, muestreos recientes realizados en los ríos Allóns y Umia no capturaron ningún ejemplar del género Alosa en sus aguas (Nachón et al., 2016). Actualmente, la obra de referencia primaria y exhaustiva para la ictiofauna continental española (Doadrio et al., 2011) documenta entradas migratorias residuales de individuos en el río Asón en la vertiente cantábrica y en los ríos Guadalquivir y Guadiana en la vertiente atlántica, así como en los ríos Guadiaro y Hozgarganta en la vertiente mediterránea (Doadrio et al., 2011). Por otro lado, las mejoras en la calidad del agua y la conectividad longitudinal realizadas en las últimas décadas en ríos del País Vasco (norte de España) parecen haber permitido una recolonización limitada de tramos cortos de ríos como el Bidasoa, Oria, Urola, Deba, Oka y Kadagua. La presencia (aunque bajo el estatus de individuos identificados como Alosa spp.) en estos ríos ha sido confirmada recientemente por un estudio realizado mediante ADN ambiental (Bhendarkar et al., 2025). Sin embargo, el estado de estas subpoblaciones sigue siendo muy incierto: son pequeñas en tamaño, los tramos de estos ríos que ocupan son cortos, y parámetros clave como el origen, la estabilidad demográfica y el éxito reproductivo son desconocidos. Por lo tanto, deben considerarse como una recuperación o recolonización limitada de estas subpoblaciones, probablemente debido al reclutamiento de individuos erráticos de grandes poblaciones vecinas, según el funcionamiento metapoblacional y las capacidades de dispersión observadas en varios estudios (Martin et al., 2015; Randon et al., 2018). Por tanto, serían subpoblaciones sumidero alimentadas por subpoblaciones fuente. Según Doadrio et al. (2011), la única población reproductora confirmada y actualmente estable en España se encuentra en el tramo internacional del río Miño, un tramo de ~80 km compartido por el norte de Portugal y el oeste de España, donde se ha documentado reproducción exitosa (Mota & Antunes, 2012) y aún opera una pesquería comercial (Mota & Antunes, 2011).

Población

En España, la evidencia disponible indica que Alosa alosa está ahora organizada en pocos grupos de subpoblaciones pequeñas y altamente fragmentadas. A lo largo de la costa cantábrica, el estado de conservación sigue siendo poco conocido. En el País Vasco, el monitoreo dirigido ha proporcionado recientemente estimaciones cuantitativas mínimas para algunos ríos. En el Kadagua, se contaron entre 200 y 300 desovadores adultos en 2019 y 2020 en un tramo accesible del río de solo 3 km, basado en encuestas por transectos (Azpiroz, 2020). En el Oria, las capturas de desovadores adultos en la estación de trampa Orbeldi, ubicada a 2 km río arriba del límite mareal, han oscilado entre 3 y 268 individuos por año durante los últimos 16 años (2007–2024), con un total acumulado de 922 adultos; en contraste, solo se han registrado dos adultos en la estación Elorrabi en el Urumea durante el período 2001–2024 (Ekolur, 2024). No hay estimaciones cuantitativas ni conteos mínimos disponibles para los ríos cantábricos restantes, como el Asón y Bidasoa. En conjunto, estos datos confirman que las poblaciones vascas siguen siendo pequeñas, probablemente contribuyendo como máximo con unos pocos cientos de individuos maduros al stock español total, y que su estabilidad a largo plazo aún es incierta. Estas poblaciones emergentes probablemente se han restablecido por dispersores de los stocks franceses más abundantes que actúan como fuentes, con los ríos vascos funcionando como sumideros dentro de un marco metapoblacional; esto es consistente con el entendimiento actual de que los intercambios en A. alosa ocurren predominantemente entre poblaciones vecinas y solo raramente a largas distancias. En la fachada atlántica más al sur, el Guadalquivir y Guadiana aún reciben A. alosa, pero su estado es desconocido, y se piensa que albergan solo pequeñas subpoblaciones relictas o unos pocos individuos. En el Mediterráneo (p. ej., Guadiaro y Hozgarganta), las ocurrencias se consideran igualmente residuales, involucrando entradas escasas de peces sin poblaciones reproductoras autosostenidas claramente documentadas, y la población histórica del Ebro se considera extinguida. En contraste, el tramo internacional del río Miño, un tramo de ~80 km compartido por España y Portugal, sostiene actualmente la única población reproductora confirmada y estable en España, con capturas profesionales que aún ascienden a unos pocos miles de peces por año. La información histórica revela un severo declive a largo plazo: tras la construcción de cinco grandes presas a lo largo del cauce principal, las capturas reportadas cayeron de alrededor de 60.000 peces a menos de 20.000 entre 1957 y 1958 (una reducción de aproximadamente el 67% en menos de una generación), y luego a solo unas 1.000 piezas tras la finalización de la presa de Freira, representando una pérdida de más del 98% respecto a los niveles previos a las presas. Datos más recientes de desembarques del mercado pesquero de A Guarda (Plataforma Tecnolóxica da Pesca, del gobierno regional de Galicia; https://www.pescadegalicia.gal/), donde se registra la producción de la pesquería artesanal del Miño, también indican baja y fluctuante abundancia. Desde que comenzaron los registros en 2013, los desembarques anuales disminuyeron de unos 466,6 kg en 2013 (≈195 individuos, asumiendo un peso medio de 2,4 kg por pez, véase el peso medio de Sábalo en el río Miño en Nachón et al. (2019)) a unos 432,2 kg en 2025 (≈180 individuos), una disminución de ~7%. Al mismo tiempo, la serie muestra una variabilidad interanual muy marcada, con un mínimo de 267,4 kg en 2014 (≈111 peces) y un máximo de 2.262,0 kg en 2019 (≈943 peces), ilustrando la inestabilidad de las capturas incluso en la única población núcleo restante. Usando una estimación reciente de densidad de alrededor de 6 individuos km⁻² (Barber-O´Malley et al., 2022) y un área accesible de desove de al menos 80 km² (y potencialmente hasta ~112 km² cuando se considera la sinuosidad del río), el stock actual del Miño correspondería a aproximadamente 480–670 individuos. Las proyecciones que sugieren densidades de solo 3–4 individuos km⁻² para 2100 implican una reducción adicional a unos 240–450 individuos en la misma área, reforzando la imagen de una población pequeña y progresivamente decreciente. En aguas marinas frente a Galicia, se documentaron aproximadamente 10.500 kg de Alosa alosa como captura incidental entre 1997 y 2013 (≈4.375 individuos, asumiendo una masa media de 2,4 kg por pez; Nachón et al., 2019), con picos que superaron los 1.000 kg (≈417 individuos) en 2000, 2004 y 2008 (Nachón et al., 2016). La microquímica de otolitos ha mostrado que estas pesquerías costeras eliminan individuos de múltiples orígenes natales pero desproporcionadamente de la población del Miño, que funciona como una fuente principal que exporta peces que luego están expuestos a la captura (Nachón et al., 2025). Los desembarques marinos de A. alosa en el mercado de A Guarda reflejan estrechamente las capturas del Tramo Internacional del Miño, con un ligero desfase temporal y una correlación significativa entre ambas series, indicando que las tendencias de captura incidental marina reflejan el estado biológico de este stock en el mar y añaden presión adicional a una población ya agotada (Nachón et al., 2016). En general, el rango español parece comprender cuatro grupos de subpoblaciones muy pequeñas y ampliamente separadas: (1) las poblaciones costeras vascas incipientes y frágiles, que el monitoreo actual sugiere que albergan como máximo unos pocos cientos de individuos maduros; (2) la población atlántica del Miño, fuertemente reducida pero aún el único stock claramente viable y reproductor; (3) un grupo atlántico poco conocido en el Guadalquivir y Guadiana, probablemente formado por subpoblaciones relictas; y (4) ocurrencias residuales mediterráneas en el Guadiaro y Hozgarganta. Dentro de esta estructura fragmentada, el Miño se comporta como la única población fuente clara para España, mientras que las otras cuencas funcionan efectivamente como sumideros, con intercambios demográficos esperados más frecuentes entre ríos vecinos y raros a largas distancias. Aunque las poblaciones portuguesas, incluyendo al menos un stock todavía importante como el Mondego, contribuyen a la dinámica metapoblacional a escala ibérica, desde la perspectiva de la evaluación española la dependencia de una única población fuente fuertemente agotada implica una situación crítica: si el stock del Miño continúa disminuyendo o colapsa, las poblaciones españolas restantes de A. alosa quedarían altamente aisladas y en grave riesgo de extinción.

Ecología y hábitat

Sistemas
1 Agua dulce (=aguas continentales) 2 Marino
Alosa alosa es una especie anádroma, altamente social, que forma cardúmenes desde las primeras etapas juveniles hasta la adultez. Pasa la mayor parte de su vida en aguas marinas y regresa a los ríos para reproducirse, por lo que su ciclo de vida depende de una secuencia de hábitats fluviales, estuarinos y costeros. Este fuerte comportamiento gregario y migratorio, combinado con una plasticidad migratoria limitada, dependencia de hábitats específicos de desove y el uso de estuarios cercanos a asentamientos humanos, hace que la especie sea particularmente sensible a la fragmentación fluvial, degradación estuarina, sobrepesca y captura incidental en pesquerías costeras. En la Península Ibérica, la información detallada sobre el hábitat larvario es escasa, pero se asume generalmente que las larvas se desarrollan en áreas fluviales cercanas a las zonas de desove, donde se refugian en intersticios del sedimento (Cassou-Leins et al., 2000). Trabajos experimentales sugieren una fase pelágica corta durante las primeras tres semanas tras la eclosión, durante la cual las larvas permanecen cerca de la superficie antes de desplazarse gradualmente hacia el sustrato conforme ocurren cambios morfológicos (Véron et al., 2003). En el sistema Gironda–Garonne–Dordogne (Francia), la dispersión larvaria implica un desplazamiento lateral inicial desde las áreas de desove hacia las riberas, seguido de un movimiento aguas abajo durante la etapa juvenil que finalmente conduce a zonas estuarinas (Cassou-Leins et al., 2000). Tras la metamorfosis, los juveniles ocupan hábitats estuarinos que sirven como áreas críticas de crianza. En el estuario del Miño, los juveniles pueden permanecer hasta cinco meses (septiembre–diciembre). Sin embargo, los patrones de movimiento individual son complejos, con movimientos repetidos entre la boca del estuario y sectores interiores (Mota, 2014). Tienden a agregarse en secciones medias del estuario, especialmente en pozas profundas (7–8 m) caracterizadas por sedimentos finos y bajas velocidades de corriente (~0,3 m/s), en contraste con velocidades más altas (hasta 0,85 m/s) en el canal principal (Mota & Antunes, 2012). Estas áreas de reposo de bajo flujo probablemente son importantes para la conservación de energía antes de la entrada al ambiente marino. Sin embargo, la gregariosidad juvenil y el uso de estuarios cercanos a asentamientos humanos aumentan la exposición a capturas accidentales en pesquerías dirigidas a otras especies (p. ej., pesquerías de angula; Antunes & Weber, 1996), así como a la contaminación del agua y degradación del hábitat estuarino. En Francia, también se ha documentado que los juveniles son presas de especies como Alburnus alburnus (Le Clerc, 1941). Basado en resultados de un estudio reciente en el estuario de Gironda (Francia), aumentos en la turbidez del agua y la expansión de zonas máximas de turbidez hipóxica vinculadas a sequías y vertidos de aguas residuales pueden aumentar aún más el estrés fisiológico y el riesgo de mortalidad durante esta fase crítica migratoria aguas abajo, probablemente reduciendo la probabilidad de que los juveniles se incorporen exitosamente al stock reproductor adulto (Boussinet et al., 2024). La información sobre los hábitats usados por juveniles mayores y subadultos es limitada en la Península Ibérica. Estudios de la Bahía de Vizcaya indican que individuos de 1+ a 2+ años pueden moverse entre aguas estuarinas y marinas costeras (Taverny, 1991), y que los subadultos pueden dispersarse ampliamente tanto latitudinal como longitudinalmente (Taverny & Elie, 2001a; Nachón et al., 2019). Durante la fase de crecimiento marina, las preferencias específicas de hábitat no están bien definidas, pero los registros en mar en aguas ibéricas se concentran a lo largo de la costa sur de Galicia, probablemente reflejando la influencia de la población del Miño (Nachón et al., 2016). Se ha planteado la hipótesis de que A. alosa sigue zonas de afloramiento costero en aguas gallegas y portuguesas, caracterizadas por alta productividad primaria (Bao et al., 2015a, b). En el mar, la tendencia a formar grandes cardúmenes aumenta aún más el riesgo de captura incidental en pesquerías comerciales; entre 1997 y 2013, se registraron más de 10.500 kg de captura incidental de Alosa alosa a lo largo de la costa gallega (Nachón et al., 2016). La microquímica de otolitos indica que esta captura incidental costera elimina individuos de múltiples ríos y, desproporcionadamente, de las poblaciones fuente más productivas, particularmente la del Miño, por lo que la amplia dispersión marina de A. alosa se traduce directamente en una mortalidad sustancial por captura incidental para este stock frente a la costa gallega (Nachón et al., 2025). Una vez sexualmente maduros, los adultos migran río arriba para desovar, generalmente regresando a su río natal (filopatría), aunque una fracción de la población se dispersa hacia sistemas vecinos (Martin et al., 2015; Randon et al., 2018). En el Miño, la filopatría es cercana al 100%, pero este río también actúa como fuente de individuos dispersos para el Limia y Mondego, contribuyendo así a la conectividad genética regional (Mota, 2014; Martin et al., 2015). Durante la migración río arriba, los adultos pueden ser atacados por lampreas marinas postmetamórficas (Petromyzon marinus), que se adhieren a los sábalo y dejan lesiones características (Silva et al., 2014). El acceso a las zonas tradicionales de desove en tramos altos del río suele estar bloqueado por presas y otras barreras, obligando a las poblaciones a desovar en tramos inferiores, frecuentemente subóptimos (Assis, 1990; Costa et al., 2001; Stratoudakis et al., 2016). Esta situación es particularmente crítica para A. alosa, que carece de capacidad de salto y depende en gran medida de la conectividad longitudinal sin obstáculos. Actualmente, los tramos accesibles de desove más extensos se encuentran en el río Miño, donde la primera gran presa está situada a unos 80 km río arriba (Mota & Antunes, 2011, 2012). Esta circunstancia, que limita el hábitat potencial disponible a solo 80 km de los 300 km del río Miño, ha llevado a una reducción de las áreas de reproducción de A. alosa y a una superposición de algunas zonas de desove con las de A. fallax, resultando en la producción de individuos híbridos (Mota, 2014; Mota et al., 2015). El estatus fértil de estos individuos significa que el efecto de la hibridación es actualmente objeto de intensa investigación, y sus efectos son controvertidos, sin consenso sobre su impacto (Taillebois et al., 2019; Rougemont et al., 2022). El desove ocurre de noche y es muy conspicuo, involucrando una vigorosa conmoción superficial y salpicaduras producidas por pares de machos y hembras durante la liberación de gametos. Este comportamiento, conocido como “bull” (del occitano bouillonnements), facilita la detección de agregaciones y aumenta la vulnerabilidad a la pesca furtiva, especialmente en estuarios y tramos bajos del río. La especie es predominantemente semélpara, con la mayoría de los individuos muriendo tras un solo evento de desove, aunque se ha documentado iteroparidad en algunos sistemas. En el Miño, aproximadamente el 5% de los adultos sobreviven y se reproducen en años posteriores (Mota, 2014). Esta estrategia mayormente de un solo desove hace que las poblaciones sean particularmente sensibles a la mortalidad adicional de adultos pre-desove, por ejemplo, a través de la captura incidental marina, ya que la eliminación de desovadores vírgenes durante su migración reproductora puede comprometer seriamente el reclutamiento (King y Roche, 2008). En poblaciones confinadas en aguas interiores, las estrategias reproductivas varían: los individuos en Castelo de Bode (río Zêzere) muestran semelparidad estricta (Eiras, 1983), mientras que en el embalse de Aguieira (río Mondego) se ha observado un alto nivel de iteroparidad, con hasta tres eventos de desove por individuo (Collares-Pereira et al., 1999). Las poblaciones residentes en agua dulce (confinadas) completan todo su ciclo de vida en embalses. Estas poblaciones generalmente usan el embalse como área de crecimiento y migran río arriba, probablemente hacia sitios históricos de desove, para reproducirse (Eiras, 1983; Pérez-Bote et al., 2005). En algunos casos, el desove puede incluso ocurrir dentro del propio embalse, como se documentó en Castelo de Bode (Eiras, 1983). En conjunto, la ecología de Alosa alosa —fuerte comportamiento gregario, dependencia de un continuo hábitat río–estuario–costero, uso de áreas de crianza estuarinas cercanas a asentamientos humanos, falta de capacidad de salto y concentración del desove en tramos relativamente restringidos del río— crea un conjunto de vulnerabilidades que se alinean estrechamente con las principales presiones documentadas para la especie. La fragmentación de la conectividad longitudinal por presas, la degradación y perturbación de estuarios, la exposición a pesquerías dirigidas y captura incidental en aguas costeras, y las restricciones adicionales impuestas por una estrategia reproductiva mayormente semélpara actúan sobre etapas clave de la vida. Como resultado, los hábitats esenciales y rasgos de historia de vida de la especie están estrechamente vinculados con las amenazas descritas en esta evaluación, ayudando a explicar tanto la magnitud de las disminuciones pasadas como la dificultad actual de recuperación en España.
15.1 Artificial - Acuático – Áreas de almacenamiento de agua (más de 8 ha) 5.1 Humedales (continentales) – Ríos/arroyos/riachuelos permanentes (incluye cascadas) 9.1 Marino nerítico – Pelágico

Amenazas

El declive de Alosa alosa a lo largo de su rango refleja el impacto acumulativo de múltiples presiones humanas que han actuado desde al menos principios del siglo XIX. La construcción de presas y otras barreras transversales, la reducción de caudales fluviales, la contaminación generalizada del agua, la sobreexplotación de los stocks y la extracción de sedimentos de los cauces han desempeñado un papel significativo en la drástica contracción de las poblaciones de sábalo en el Atlántico oriental y el Mediterráneo occidental (Taverny et al., 2000b; Baglinière et al., 2003). Alosa alosa ha sufrido un declive más severo que A. fallax, debido a su menor plasticidad ecológica y su dependencia de los tramos altos de los ríos (Baglinière, 2000), donde el impacto de presas y obstáculos es particularmente agudo, y donde la severidad de los efectos de barrera aumenta con el grado de anadromía de la especie (Taverny et al., 2000b). Muchas de estas presiones se originaron hace décadas y causaron declives históricos significativos en todo el rango de la especie, incluyendo los sistemas fluviales españoles donde el mismo conjunto de impactos ha sido, y sigue siendo, generalizado; su legado persiste y ahora se ve agravado por presiones más recientes y amenazas emergentes, incluyendo las asociadas al cambio climático. Amenazas Pasadas (Declives Históricos) Históricamente, las principales amenazas para A. alosa fueron la construcción de presas y barreras transversales, la sobreexplotación de stocks y la contaminación generalizada y degradación física de los sistemas fluviales. El impacto de las presas se ha manifestado principalmente como una barrera para el libre movimiento río arriba donde las estructuras no están equipadas con pasos de peces eficientes (Larinier et al., 2000; Taverny et al., 2000b; Baglinière et al., 2003). En tales casos, el hábitat accesible se reduce progresivamente y se impide a los individuos alcanzar sus tramos naturales de desove. El río Miño ofrece un ejemplo particularmente claro de este proceso: la construcción de cinco grandes presas a lo largo del cauce principal condujo a una marcada reducción en el número de desovadores, y los efectos negativos de cada nuevo embalse se hicieron evidentes poco después en las estadísticas anuales de captura (Baglinière et al., 2003). La presencia de obstáculos infranqueables o mal equipados obliga a los adultos a reproducirse aguas abajo de estas barreras (Taverny et al., 2000b), con dos consecuencias principales para el taxón: primero, la supervivencia de los huevos se reduce sustancialmente en estos tramos alterados, a menudo subóptimos; y segundo, en sistemas simpátricos, la concentración forzada de A. alosa y A. fallax en los mismos tramos limitados conduce a la superposición de zonas de desove y a la producción de híbridos (Alexandrino, 1996a; Alexandrino et al., 2006). La hibridación se ha documentado recientemente en el tramo internacional del Miño (Mota, 2014; Mota et al., 2015; Nachón et al., 2016), y un híbrido putativo detectado en el río Ulla se interpreta más plausiblemente como originario del Miño, donde ambas especies coexisten y se sabe que hay híbridos presentes (Nachón et al., 2016). Aunque la construcción de presas se reconoce como el principal motor del declive poblacional en los sábalo, otros factores han actuado sinérgicamente. Con el tiempo, una descoordinación persistente entre los niveles de explotación y la abundancia real de los stocks, sin ajuste del esfuerzo pesquero al tamaño poblacional decreciente, reforzó aún más el colapso de algunas poblaciones (Taverny et al., 2000b). Nuevamente, la población de A. alosa del Miño ilustra este patrón: mientras las presas sucesivas redujeron progresivamente el área de distribución accesible, las pesquerías continuaron operando sin una adaptación adecuada al estado biológico cambiante del stock. Paralelamente, la captura incidental ha ejercido y sigue ejerciendo un impacto sustancial. A lo largo de la costa atlántica noroeste ibérica, se han registrado alrededor de 10.500 kg de sábalo como captura incidental en aguas gallegas entre 1997 y 2013 (Nachón et al., 2016). En el Miño, Antunes & Weber (1996) documentaron la captura accidental de numerosos juveniles de Alosa spp. en redes “tela” dirigidas a angulas. Además, aunque su magnitud sigue siendo poco cuantificada, se sabe que existe pesca furtiva en estuarios y tramos bajos de grandes ríos portugueses (Stratoudakis et al., 2016), añadiendo una fuente no registrada de mortalidad a poblaciones ya estresadas. Además, dos factores de amenaza adicionales han tenido efectos complementarios importantes: la extracción de sedimentos y dragados, y la contaminación del agua tanto en estuarios como en ríos. En el estuario del Miño, se ha documentado en años recientes un aumento progresivo de la barra arenosa en la boca del río (Cobo et al., 2010), lo que puede interferir con la migración río arriba de A. alosa que entra al río. La contaminación del agua también puede actuar como una barrera conductual, modificando la distribución y agregación de adultos desovadores y restringiendo aún más el acceso efectivo a hábitats reproductivos adecuados (Maitland & Hatton-Ellis, 2003). Amenazas Actuales y en Curso Hoy, A. alosa continúa enfrentando múltiples presiones interactivas en ambientes de agua dulce y marina. La pesca comercial y recreativa persisten en los ríos del Miño, a pesar de la evidencia que sugiere que los niveles actuales de extracción pueden no ser sostenibles. Probablemente ocurren capturas ilegales y no reportadas, particularmente durante las agregaciones nocturnas de desove, cuando los peces se vuelven altamente visibles y vulnerables cerca de la superficie. Además, la captura incidental representa una fuente importante de mortalidad continua. Análisis recientes basados en microquímica de otolitos (Nachón et al., 2025) revelaron que la captura incidental de sábalo europeo en pesquerías comerciales del oeste ibérico elimina individuos de múltiples orígenes natales, afectando desproporcionadamente a las poblaciones de ríos más grandes y productivas, específicamente las del Miño para A. alosa. Estos resultados indican que las poblaciones locales actúan como poblaciones fuente, exportando individuos a otras regiones donde están expuestos a la captura, debilitando así la conectividad metapoblacional. Estudios adicionales (Nachón et al., 2022a, b) demostraron que A. alosa se desembarca frecuentemente como captura incidental en pesquerías artesanales gallegas, particularmente en operaciones de lenguado, merluza y lubina que usan redes de deriva. La identificación errónea y la presencia de híbridos son comunes, complicando el monitoreo preciso. Estos hallazgos confirman que la captura incidental ocurre de forma continua y geográficamente amplia, particularmente durante la migración reproductora costera, e incluye contingentes tanto adultos como juveniles. La degradación del hábitat y la contaminación del agua también persisten, especialmente en áreas estuarinas sometidas a dragados, extracción de sedimentos y contaminación por vertidos agrícolas y urbanos. En el estuario del Miño, la acumulación progresiva de barras arenosas en la boca del río puede estar dificultando el paso migratorio. Amenazas Emergentes y Futuras En las últimas décadas, el calentamiento global ha emergido como una amenaza adicional significativa para los peces migratorios, incluyendo Alosa alosa. Se espera que sus efectos actúen sinérgicamente con las presiones de larga data descritas anteriormente, aunque sus consecuencias precisas aún están poco cuantificadas. Las proyecciones climáticas sugieren que, para mediados de este siglo, muchas especies desplazarán sus distribuciones hacia los polos, con numerosas extinciones locales en las partes más meridionales de sus rangos (Lasalle et al., 2008, 2009). Para A. alosa en la Península Ibérica, estos pronósticos son particularmente pesimistas: los escenarios existentes predicen la extinción de todas las poblaciones ibéricas para finales del siglo XXI (Lasalle et al., 2008b), mientras que se espera que las poblaciones del norte se expandan hacia áreas de mayor latitud como Escocia e Islandia. Los modelos hidrológicos y de idoneidad de hábitat refuerzan este panorama. Usando el marco HyDiaD, Barber O’Malley et al. (2022) proyectaron que A. alosa experimentará reducciones en la idoneidad del hábitat y mayor variabilidad interanual, especialmente en la porción sur de su rango. Estos resultados apuntan a una contracción progresiva de la distribución de la especie impulsada por su alta sensibilidad a los regímenes de temperatura y precipitación. Los resultados del modelo indican que los sistemas fluviales del sur, incluidos los de España, se verán particularmente afectados por la reducción del caudal y el aumento de la temperatura del agua, lo que probablemente alterará el momento de la migración, reducirá el éxito reproductivo y hará que las zonas tradicionales de desove sean inadecuadas, aumentando así el riesgo de extinción local. En el ambiente marino, también se espera que los cambios impulsados por el clima modifiquen la configuración espacial y temporal de los hábitats adecuados. Según Navarro et al. (2022), la distribución marina actual de A. alosa se concentra principalmente en la Bahía de Vizcaya, con desplazamientos relativamente limitados proyectados para mediados de siglo. Sin embargo, para finales de siglo, los modelos predicen un desplazamiento pronunciado hacia el norte del hábitat marino adecuado. Esta redistribución anticipada de hábitats marinos subraya la necesidad de incorporar proyecciones de cambio climático en estrategias de conservación y gestión a largo plazo, particularmente para los stocks del sur. Más allá de los cambios en el hábitat físico, el cambio climático puede interactuar con las presiones existentes de maneras que comprometan aún más a la especie. Los regímenes de flujo alterados, el aumento del estrés térmico y la presencia continua de barreras antropogénicas probablemente intensificarán los cuellos de botella en el acceso a sitios adecuados de desove. En sistemas donde A. alosa coexiste con A. fallax, los efectos combinados del calentamiento, la reducción del caudal y la fragmentación de la conectividad longitudinal pueden concentrar a ambas especies en un número decreciente de tramos accesibles para desove, aumentando así la superposición espacial y promoviendo tasas más altas de hibridación. En resumen, para las poblaciones españolas de A. alosa, los mismos factores clave que históricamente impulsaron los declives —fragmentación fluvial, sobreexplotación y degradación del hábitat— siguen muy activos, mientras que la captura incidental crónica y el cambio climático acelerado añaden capas adicionales de presión. Estas amenazas de larga data y emergentes actúan simultáneamente sobre poblaciones ya agotadas en el límite del rango que representan el límite sur actual de distribución de la especie y son por tanto especialmente vulnerables. Como resultado, el estado de conservación de A. alosa en España es crítico, y existe una necesidad urgente de medidas robustas de gestión y conservación a largo plazo si se desea mantener las poblaciones meridionales restantes y reducir su riesgo de extinción.
  • 5.4.2 Uso intencional: (gran escala) [cosecha]
    • 1.1 Conversión del ecosistema
    • 1.2 Degradación del ecosistema
  • 5.4.4 Efectos no intencionales: (gran escala) [cosecha]
    • 1.1 Conversión del ecosistema
    • 1.2 Degradación del ecosistema
  • 7.2.1 Extracción de agua superficial (uso doméstico)
    • 1.2 Degradación del ecosistema
  • 7.2.3 Extracción de agua superficial (uso agrícola)
    • 1.2 Degradación del ecosistema
  • 7.2.9 Presas pequeñas
    • 1.2 Degradación del ecosistema
  • 7.2.10 Presas grandes
    • 1.2 Degradación del ecosistema
  • 7.2.11 Presas (tamaño desconocido)
    • 1.2 Degradación del ecosistema
  • 7.3 Modificaciones del ecosistema
    • 1.2 Degradación del ecosistema
  • 9.1.1 Alcantarillado
    • 1.2 Degradación del ecosistema
  • 9.1.2 Escorrentía
    • 1.2 Degradación del ecosistema
  • 9.2.2 Filtraciones mineras
    • 1.2 Degradación del ecosistema
  • 9.3.1 Carga de nutrientes
    • 1.2 Degradación del ecosistema
  • 9.3.2 Erosión del suelo, sedimentación
    • 1.2 Degradación del ecosistema
  • 9.3.3 Herbicidas y pesticidas
    • 1.2 Degradación del ecosistema
  • 11.1 Cambio de hábitat y alteración
    • 1.2 Degradación del ecosistema
  • 11.2 Sequías
    • 1.2 Degradación del ecosistema
  • 11.3 Extremos térmicos
    • 1.2 Degradación del ecosistema

Uso y comercio

Alosa alosa es una especie muy valorada y que históricamente ha sustentado importantes pesquerías comerciales fluviales en la región. En España, A. alosa se explota actualmente tanto comercial como recreativamente, pero este uso está ahora geográficamente restringido y el comercio es en gran medida local o regional. La pesca comercial se limita esencialmente al sistema fluvial que aún mantiene una población viable, el río Miño, que sostiene una de las últimas poblaciones explotadas comercialmente en Europa y la única que todavía se captura en España (Mota, 2014; Mota et al., 2011, 2015; Nachón, 2017; Nachón et al., 2019). Esta pesquería opera bajo un acuerdo bilateral entre España y Portugal para el Tramo Internacional del Río Miño (TIRM) y utiliza artes tradicionales como redes de deriva, redes de enmalle y pesqueiras fijas. Se establecen formalmente límites mínimos de talla y vedas estacionales, aunque la evidencia disponible indica que estas medidas se introdujeron solo después de que ya se hubieran producido disminuciones sustanciales (Nachón, 2017). La trayectoria reciente de la población del Miño parece seguir el mismo patrón documentado previamente para las poblaciones marroquíes, que se extinguieron tras una combinación de degradación del hábitat y fuerte presión pesquera, lo que llevó a un desplazamiento hacia el norte de aproximadamente 1.200 km en el límite sur de distribución de la especie (Sabatié & Baglinière, 2001). Un resultado similar se observó en la históricamente abundante población de Gironda en Francia, considerada una referencia europea para la especie, donde décadas de intensa explotación culminaron en el colapso de la pesquería y la introducción de una moratoria en 2008 (Rougier et al., 2012), que sigue vigente debido a la falta de recuperación. La población del Miño, anteriormente considerada otro bastión, muestra ahora una tendencia decreciente comparable pero sin la salvaguarda de una moratoria. Históricamente, la construcción de cinco grandes presas a lo largo del Miño restringió progresivamente la distribución de A. alosa (Baglinière et al., 2003), y cada nuevo embalse fue seguido por reducciones marcadas en las capturas reportadas: tras la finalización de la primera presa en Os Peares en 1955, las capturas cayeron de alrededor de 60.000 peces a menos de 20.000 entre 1957 y 1958, una disminución de aproximadamente el 67% en un período inferior a una sola generación (≈6 años), y posteriormente descendieron a solo unas 1.000 piezas tras la construcción de la presa de Freira, representando una reducción de más del 98% respecto a los niveles previos a las presas. Datos más recientes de desembarques en el mercado de A Guarda para el período 2013–2025 confirman que la explotación ahora opera sobre un stock mucho reducido, con desembarques anuales fluviales que disminuyeron de unos 466,6 kg en 2013 (≈195 individuos, asumiendo una masa media de 2,4 kg por pez; Nachón et al., 2019) a alrededor de 432,2 kg en 2025 (≈180 individuos), mostrando una marcada variabilidad interanual, desde un mínimo de 267,4 kg en 2014 (≈111 peces) hasta un pico de 2.262,0 kg en 2019 (≈943 peces). Aunque los desembarques muestran una variación interanual pronunciada (de ~111 a ~943 peces por año entre 2014 y 2019), estos cambios no alcanzan las oscilaciones de orden de magnitud requeridas para calificarse como 'fluctuaciones extremas' según la definición de la UICN, y se interpretan mejor como una fuerte variabilidad superpuesta a una tendencia decreciente a largo plazo. Si se mantienen los niveles actuales de explotación, las capturas ya muy bajas podrían pronto caer por debajo del umbral requerido para la persistencia poblacional, lo que podría conducir a la extinción local de A. alosa en la fachada atlántica de España y fragmentar aún más el rango y la conectividad de la especie con las poblaciones restantes a lo largo de la costa cantábrica. Las pesquerías recreativas contribuyen con presión adicional. En España, la pesca deportiva de A. alosa está permitida en ciertas regiones como Galicia (río Miño) y Asturias (aunque con gran incertidumbre), sujeta a regulaciones regionales. En el Miño, la pesca deportiva está autorizada en todo el tramo TIRM, donde se permiten hasta dos cañas y tres anzuelos por pescador, con temporadas abiertas parcialmente superpuestas para las dos especies de Alosa (1 de marzo al 31 de mayo para A. alosa y hasta el 15 de junio para A. fallax), y límites mínimos de talla idénticos a los aplicados a las capturas comerciales (BOPPO, 2015). En aguas marinas, A. alosa se captura como captura incidental en pesquerías artesanales a lo largo de la costa gallega, donde se desembarca y vende en mercados locales de pescado. Entre 1997 y 2013, la “Plataforma Tecnolóxica da Pesca” (PescadeGalicia; https://www.pescadegalicia.gal/) registró desembarques de A. alosa en varios puertos (10.500 kg), y las capturas marinas continuas durante un período de 17 años revelaron fluctuaciones cíclicas interanuales marcadas con tres picos que superaron los 1.000 kg (en 2000, 2004 y 2008) tras sucesivas caídas. Los desembarques marinos de A. alosa en el mercado de A Guarda reflejaron de cerca las capturas del Tramo Internacional del Río Miño, con un ligero desfase temporal y una correlación significativa entre ambas series, lo que sugiere que las tendencias de captura incidental marina reflejan el estado biológico de las poblaciones en el mar. En los principales mercados gallegos, el precio medio de A. alosa (3,5 € kg⁻¹, rango 0,6–10,7) es sustancialmente mayor que el de A. fallax (1,3 € kg⁻¹, rango 0,1–5,1), reforzando su mayor valor comercial. Las regulaciones legales de talla mínima (30 cm) se aplican tanto a capturas marinas como de agua dulce, y los individuos por debajo de talla deben ser liberados. En conjunto, aunque la utilización y el comercio actuales están espacialmente restringidos y son en gran medida locales, no son sostenibles al menos para el stock clave: el río Miño. En particular, la sobreexplotación histórica, la implementación tardía de regulaciones efectivas y la débil aplicación han contribuido al declive a largo plazo de la población del Miño, indicando que tanto las pesquerías dirigidas como la captura incidental constituyen amenazas significativas más que usos benignos o sostenibles.
1 Alimento - humano 15 Caza deportiva/coleccionismo de especímenes

Acciones de conservación

Marco legal y político Alosa alosa se beneficia de varias capas de protección legal internacional y nacional, aunque su implementación es desigual y a menudo insuficiente para asegurar la viabilidad a largo plazo de las poblaciones españolas. A nivel internacional, A. alosa está incluida en el Apéndice III del Convenio de Berna para la Conservación de la Vida Silvestre y los Hábitats Naturales de Europa (82/72/CEE, 1982). Esta inclusión la reconoce como una especie de fauna protegida cuya explotación debe ser regulada para mantener las poblaciones en un estado favorable. Dentro de la Unión Europea, la especie está incluida en el Anexo II (especies de interés comunitario cuya conservación requiere la designación de Zonas Especiales de Conservación) y en el Anexo V (especies de interés comunitario cuya captura y explotación pueden estar sujetas a medidas de gestión) de la Directiva Hábitats (92/43/CEE, 1992). Estos instrumentos proporcionan una base legal para la protección del hábitat y para regular la explotación. En España, A. alosa fue evaluada como Vulnerable (V2cd) en el Atlas y Libro Rojo de los Peces Continentales de España (Doadrio, 2001), siguiendo las categorías de la UICN de 1994. Sin embargo, a pesar de esta evaluación, la especie no está actualmente incluida en el Catálogo Nacional de Especies Amenazadas de España (Real Decreto 139/2011). Legalmente, está incluida como “especie de pez” en el Anexo I del Real Decreto 1095/1989, que lista especies sujetas a pesca y caza, lo que significa que su captura se regula como recurso pesquero y no como un taxón amenazado. A nivel regional, la especie está clasificada como “Rara” en el País Vasco bajo el Catálogo Vasco de Especies Amenazadas de Fauna y Flora Silvestre y Marina (Decreto 167/1996, BOPV 1996). En Galicia, A. alosa está listada como “Vulnerable (V)” en el Decreto 88/2007 (DOG 2007), y previamente había sido propuesta como “En peligro” (E) en el volumen A natureza ameazada (Viéitez & Rey, 2004) del Consello da Cultura Galega. En la vecina Portugal, A. alosa está clasificada como “Em Perigo” (En Peligro, E) en el Livro Vermelho dos Vertebrados de Portugal, con una reducción estimada del 50% en individuos maduros durante los últimos 10–15 años (Rogado et al., 2006). También está designada como especie de pez bajo la Lei n.º 2097 (1959), regulada adicionalmente por el Decreto n.º 44 623 y el Decreto-Lei n.º 278/87. Este estatus portugués es muy relevante para la gestión de stocks compartidos, particularmente en el río Miño transfronterizo. A pesar de este marco legal, la información sobre el estado de conservación de A. alosa en la Península Ibérica sigue siendo escasa y fragmentada. Se necesitan con urgencia estudios poblacionales dedicados y programas de monitoreo a largo plazo para obtener estimaciones robustas de abundancia, tendencias y parámetros demográficos que sustenten la planificación de conservación basada en evidencia. Acciones en curso o implementadas En España, las acciones de conservación actuales son principalmente regulatorias y basadas en monitoreo más que orientadas a la recuperación. Los elementos clave incluyen: Protección legal y marco de gestión proporcionados por el Convenio de Berna y la Directiva Hábitats de la UE, junto con catálogos regionales de especies amenazadas (País Vasco, Galicia) y legislación pesquera genérica. Estos instrumentos establecen obligaciones y oportunidades para la protección del hábitat, la gestión de la explotación y la integración de A. alosa en la planificación Natura 2000. Regulación de las pesquerías comerciales y recreativas en el Tramo Internacional del Río Miño (TIRM), donde A. alosa sostiene la última pesquería comercial remanente en España. Esta pesquería está sujeta a límites mínimos de talla, vedas y restricciones de artes tanto para la pesca comercial como recreativa, así como a regulación bilateral entre España y Portugal. Registro de capturas marinas y captura incidental en aguas gallegas, incluyendo desembarques de Alosa spp. en mercados locales de pescado (p. ej., PescadeGalicia). Estos datos proporcionan una base parcial para evaluar tendencias en la captura incidental marina y para vincular las dinámicas marinas y fluviales. Aunque estas medidas ofrecen un marco para la conservación, aún no han evitado el marcado declive de A. alosa en aguas españolas, particularmente en el sistema del Miño. Existe una necesidad clara de fortalecer, coordinar y, en algunos casos, revisar sustancialmente las acciones existentes. Acciones de conservación recomendadas y realistas Dado el estado actual de A. alosa en España y la naturaleza de las amenazas identificadas, se consideran realistas, específicas y probablemente efectivas las siguientes acciones para mejorar las perspectivas de conservación de la especie si se implementan eficazmente. Se centran en presiones y palancas de gestión explícitamente documentadas para las poblaciones ibéricas: Mejorar la conectividad fluvial en cuencas clave Priorizar la eliminación de barreras migratorias obsoletas y la adaptación de presas restantes con pasos de peces efectivos y adecuados para la especie, especialmente en ríos con agregaciones conocidas o potenciales de desove (p. ej., Miño y otras cuencas históricamente ocupadas) (Cobo et al., 2012; ICES, 2015). Asegurar que el rendimiento de los pasos de peces sea monitoreado y adaptado cuando sea necesario para garantizar un paso efectivo para A. alosa. Fortalecer la gestión pesquera en aguas continentales Revisar y, cuando sea necesario, acortar o ajustar las temporadas de pesca, actualizar los límites mínimos de talla y, si procede, establecer límites de captura o moratorias temporales en ríos con poblaciones decrecientes o muy pequeñas (Cobo et al., 2012; ICES, 2015). Hacer obligatoria la declaración de todas las capturas (comerciales y recreativas) y garantizar que los datos se centralicen y sean accesibles para la evaluación. Incrementar la capacidad de vigilancia y las sanciones para reducir la pesca ilegal, especialmente dirigida a las agregaciones nocturnas de desove y la pesca furtiva en estuarios. Reducir la captura incidental marina y su impacto en las poblaciones fuente Implementar restricciones espaciales y/o temporales en pesquerías de alto riesgo cerca de las bocas de los ríos y corredores migratorios costeros durante las migraciones reproductoras (Nachón et al., 2022a, 2022b, 2025). Probar y adoptar medidas técnicas de mitigación (p. ej., modificaciones de artes o disuasores prácticos como pingers) en aquellas flotas y artes identificadas como particularmente problemáticas para Alosa spp. Dar prioridad especial a mitigar la captura incidental en áreas donde se sabe que las capturas marinas eliminan un número significativo de individuos de poblaciones fuente clave como la del Miño. Mejorar el conocimiento y monitoreo del estado poblacional y uso del hábitat Desarrollar programas coordinados de monitoreo que sigan la abundancia, estructura demográfica y tendencias en los principales ríos españoles aún usados por A. alosa, incluyendo el Miño y estuarios seleccionados (ICES, 2015). Ampliar la investigación sobre el uso del hábitat y movimientos durante la fase marina, combinando datos dependientes e independientes de la pesca, para identificar mejor áreas de mezcla y puntos críticos de captura incidental (Nachón et al., 2022a, 2022b, 2025). Promover la coproducción de conocimiento entre científicos, gestores y partes interesadas aplicando enfoques de monitoreo consistentes a lo largo del continuo río–estuario–costa en una red de cuencas piloto, en línea con las recomendaciones de DiadES para especies diádromas con pocos datos (DiadES, 2024). Enmarcar la investigación y el monitoreo dentro de escenarios de cambio climático y una perspectiva de servicios ecosistémicos, para que el rango completo de beneficios y riesgos asociados con las poblaciones de A. alosa se considere explícitamente al diseñar acciones de gestión y restauración (DiadES, 2024). Dada la falta actual de estimaciones poblacionales robustas, especialmente en ríos del sur de Europa, reevaluar el estado de conservación de A. alosa a nivel nacional usando datos actualizados y revisar su inclusión legal en consecuencia (ICES, 2015). Restaurar y proteger hábitats clave de agua dulce y estuarinos Implementar programas para mejorar la calidad del agua y regular los regímenes de caudal en ríos con funciones reproductivas y de crianza, reduciendo la contaminación de fuentes urbanas, industriales y agrícolas (Cobo et al., 2012). Limitar los dragados y la extracción de sedimentos en estuarios y tramos bajos de ríos donde estas actividades se demuestre o se presuma que afectan las rutas migratorias y los hábitats de desove o juveniles. Fortalecer la protección espacial y la planificación Usar el marco de la Directiva Hábitats para designar sitios Natura 2000 adicionales, o para ampliar y gestionar mejor los sitios existentes, de modo que los hábitats críticos para A. alosa (zonas de desove, corredores migratorios y áreas de crianza estuarinas) se incluyan y gestionen explícitamente con esta especie en mente (ICES, 2015). Promover la cooperación transfronteriza y la sensibilización Mejorar la coordinación entre España y Portugal en cuencas compartidas como el Miño para armonizar protocolos de monitoreo, medidas de gestión y vigilancia, reconociendo que estas poblaciones funcionan como unidades biológicas únicas (Cobo et al., 2012). Desarrollar campañas de educación y divulgación dirigidas a comunidades locales, pescadores y partes interesadas, destacando la importancia ecológica de los peces diádromos, la necesidad de continuidad fluvial y el estado precario de A. alosa en España (Cobo et al., 2012; ICES, 2015). Alinear los objetivos de gestión local para A. alosa con planes transnacionales más amplios para especies diádromas, adoptando una perspectiva multi-cuenca y multi-especie que reconozca las interdependencias poblacionales y la estructura metapoblacional, como promueven iniciativas europeas recientes (p. ej., DiadES, 2024). Aplicar un enfoque de gestión precautorio y adaptativo, estableciendo objetivos de abundancia y mortalidad a largo plazo (10–50 años) y revisándolos conforme surja nueva información sobre impactos del cambio climático y respuestas poblacionales (DiadES, 2024). Fortalecer el intercambio de conocimientos y experiencia entre unidades de gestión y cuencas vecinas mediante el intercambio de datos de monitoreo, experiencias de restauración y medidas de gestión pesquera, para que los enfoques exitosos puedan replicarse y se eviten acciones ineficaces, particularmente para especies diádromas con pocos datos como los sábalo (DiadES, 2024). Desarrollar iniciativas de “alfabetización diádroma” que aumenten la conciencia pública sobre el papel ecológico y los servicios ecosistémicos proporcionados por los peces migratorios, presentando a A. alosa y otras especies diádromas como especies indicadoras y paraguas cuya conservación beneficia a todo el ecosistema río–estuario–costa (DiadES, 2024). En conjunto, estas acciones se centran en mejoras realistas de la conectividad, gestión pesquera, reducción de captura incidental, calidad del hábitat y conocimiento, todos esenciales para estabilizar y, cuando sea posible, recuperar las poblaciones españolas restantes de Alosa alosa en el límite sur del rango de la especie. Paralelamente, la escasez de estimaciones poblacionales robustas, especialmente en ríos del sur de Europa, hace esencial reevaluar el estado de conservación de A. alosa a nivel nacional e internacional, apoyado por una mejor recopilación de datos, monitoreo a largo plazo e informado por el clima, y una mejor implementación de las herramientas internacionales de coordinación existentes para especies diádromas (ICES, 2015; DiadES, 2024).
1.1 Protección de sitios y áreas 2.3 Restauración de hábitats y procesos naturales 3.1.1 Gestión de la cosecha 5.4 Cumplimiento y aplicación 7.2 Alianzas y desarrollo de asociaciones

Créditos

Evaluadores

3
  • Nachón García, D.J.
  • Azpiroz, I.
  • Franch Ventura, N.

Revisores

3
  • Miranda, R.
  • Díaz, E.
  • Perea, S.

Investigación necesaria

1.1 Taxonomía 1.2 Tamaño de población, distribución y tendencias 1.3 Historia natural y ecología 3.1 Tendencias poblacionales

Referencias

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Última evaluación

Categoría EN — En Peligro
Tendencia Disminuyendo
Año de evaluación 2025
IUCN ID #ESNRL010675
Ámbito National
Criterios Lista Roja A2 + 3bcde; C1 + 2a(i)

Clasificación

Reino ANIMALIA
Filo CHORDATA
Clase ACTINOPTERYGII
Orden CLUPEIFORMES
Familia CLUPEIDAE
Género Alosa
Especie alosa

Nombres comunes

Guerxa
Allis shad
Sábalo
Kodaka
Savel
Zamborca
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