Petromyzon marinus

Petromyzon marinus

Linnaeus, 1758

UICN #ESNRL011673 Evaluado 2025
Llampresa marina Sea Lamprey Lamprea marina Itsas-lanproia Lamprea mariña Lamprea marinha (Portuguese)
Sin.: Lampetra marina (Linnaeus, 1758) Petromyzon ruber Lacepède, 1800 Ammocoetes bicolor Lesueur, 1818 Petromyzon americanus Lesueur, 1818 Petromyzon nigricans Lesueur, 1818 Petromyzon lampetra Pallas, 1814 Petromyzon maculosus Gronow, 1854 Batymyzon bairdii (Gill, 1883) Petromyzon bairdii Gill, 1883 Petromyzon marinus ssp. dorsatus Wilder, 1883 Oceanomyzon wilsoni Fowler, 1908 Petromyzon marinus ssp. unicolor Gage, 1928
CR

En Peligro Crítico

A2cd

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

Justificación

Las poblaciones anádromas españolas de Petromyzon marinus se evalúan como En Peligro Crítico a nivel regional bajo el criterio A2cd, basándose en una reducción poblacional muy severa y continua durante las últimas tres generaciones (~24 años). Este declive está documentado principalmente mediante datos cuantitativos de pesquerías, apoyado por índices independientes de abundancia, información histórica sobre la contracción del rango y múltiples líneas de evidencia sobre la degradación del hábitat. La evaluación se aplica a poblaciones nativas anádromas dentro de la Península Ibérica, donde la especie ha sufrido reducciones extremas en abundancia, distribución y viabilidad reproductiva. Magnitud de la reducción poblacional (A2). pesqueiras Reducción del rango y pérdida de subpoblaciones (A2c). Fuentes históricas del siglo XIX reportan pesquerías comerciales para P. marinus en 52 ríos de 22 provincias españolas, mientras que actualmente la pesca regular ocurre solo en las cuencas del Miño y Ulla. Muchos sistemas anteriormente ocupados, incluyendo el Ebro, Guadalquivir y Guadiaro, parecen estar funcionalmente extintos para la especie. En el Ebro, extensos muestreos ictiológicos, monitoreo de ADN ambiental (eDNA) y atlas de peces no han detectado larvas ni juveniles, y solo se reportan capturas esporádicas de adultos erráticos. Evidencia similar de otras cuencas, junto con la degradación del hábitat y la fragmentación fluvial, muestra una marcada contracción tanto en el área de ocupación como en el número de subpoblaciones reproductoras. Factores de declive: pérdida de hábitat, explotación y otras amenazas (A2c,d). Las principales causas de la reducción están bien documentadas. La pérdida y fragmentación del hábitat a largo plazo causada por presas, azudes, extracción de grava y arena, dragados y modificación de cauces han eliminado o degradado extensos hábitats de desove y crianza, confinando ahora muchas poblaciones a los tramos bajos de los ríos. La sobrepesca, incluyendo explotación legal e ilegal, continúa afectando los bastiones restantes, especialmente en Galicia donde Lamprea marina es un producto de alto valor. La combinación de fuertes descensos en capturas y aumentos pronunciados en el precio se asemeja a un “vórtice de extinción de mercado”, donde la rareza mantiene o incrementa la presión pesquera a pesar del colapso de las poblaciones. La contaminación crónica del agua, particularmente en sedimentos finos usados por las larvas, reduce aún más el reclutamiento. Amenazas emergentes como el cambio climático—que se proyecta contraerá el hábitat adecuado en la parte sur del rango, incluida la Península Ibérica—y especies invasoras (p. ej. Silurus glanis, Callinectes sapidus) se espera que exacerben las presiones existentes. Estos factores no han cesado y es improbable que lo hagan en el futuro cercano. Falta de recuperación a pesar de las medidas existentes. Aunque P. marinus está incluido en varios instrumentos internacionales y nacionales de conservación (Convenio de Berna, Directiva de Hábitats de la UE, catálogos nacionales y regionales de especies amenazadas), la implementación y aplicación han sido insuficientes para detener o revertir el declive. Las regulaciones estacionales de pesca, pasos para peces y otras medidas no han producido evidencia de recuperación de las poblaciones. En muchos ríos, la ausencia de larvas y juveniles indica un fracaso en el reclutamiento a pesar de la persistencia de adultos esporádicos. Esta falta de recuperación, en presencia de amenazas continuas, confirma que la reducción observada no es una fluctuación temporal sino un colapso en curso. Riesgo futuro (A3, no invocado formalmente). Se espera que la especie decline aún más debido a los efectos combinados de la fragmentación continua, la sobreexplotación, la contaminación y los cambios proyectados por el clima en los regímenes de temperatura y caudal, particularmente en el borde sur del rango. Sin embargo, no hay proyecciones cuantitativas disponibles sobre la reducción futura de la población; por lo tanto, el criterio A3cd no se invoca formalmente en esta evaluación pero apoya la preocupación por el declive continuado. Conclusión Considerando (i) una reducción poblacional observada e inferida que supera el 90% en las últimas tres generaciones, (ii) la pérdida de la mayoría de las subpoblaciones históricas y la fuerte contracción del rango ibérico, (iii) la persistencia de amenazas graves y mal mitigadas, y (iv) rasgos de historia de vida que limitan la capacidad de recuperación rápida, las poblaciones anádromas ibéricas de Petromyzon marinus cumplen los umbrales para ser listadas como En Peligro Crítico (CR) bajo el criterio A2cd.

Distribución

Petromyzon marinus tiene una distribución amplia pero discontinua en el Hemisferio Norte, ocurriendo en ambas costas occidental y oriental del Océano Atlántico. A lo largo del Atlántico occidental, su rango se extiende desde la costa de Labrador hacia el sur hasta Florida. En el lado oriental, su distribución marina se extiende desde el Mar de Barents hasta las costas del sur de Iberia y el norte de África, y también penetra gran parte de la cuenca mediterránea, incluyendo los mares Adriático, Egeo y Levantino (Silva et al., 2016b). A pesar de este amplio rango general, los registros del norte de Europa son dispersos, y la especie forma solo poblaciones escasas en Europa Central y gran parte del Mediterráneo (Silva et al., 2016b). El Lamprea marina es principalmente una especie migratoria anádroma, pero en América del Norte, varias poblaciones endorreicas completan todo su ciclo de vida en agua dulce. El ejemplo más destacado está en los Grandes Lagos Laurentianos, donde P. marinus se ha convertido en una especie invasora dañina, causando impactos severos en los ensamblajes de peces nativos y generando altos costos económicos mediante programas de control. Dentro de Europa, el núcleo de la distribución se encuentra en la parte suroeste del continente, particularmente en el noroeste ibérico y en el oeste y suroeste de Francia (Silva et al., 2016b). Estas regiones albergan las mayores poblaciones nativas y las principales pesquerías comerciales para la especie (Araújo et al., 2016), y por tanto constituyen sitios clave para su conservación. En otras partes de Europa y a lo largo de la costa norteafricana, P. marinus es rara o solo se registra ocasionalmente (Silva et al., 2016b). Dentro de la Península Ibérica, P. marinus está principalmente asociado con las costas cantábrica y atlántica, con una ocurrencia más limitada en cuencas mediterráneas (Cobo et al., 2010, 2012, 2013; Doadrio et al., 2011; Mateus et al., 2012; Silva et al., 2016b). A lo largo de la costa cantábrica, se ha registrado en los ríos Bidasoa, Deva, Sella, Nalón, Navia, Eo, Masma, Ouro y Mera, aunque está ausente en la mayoría de los ríos del País Vasco y Cantabria. En la vertiente atlántica, la especie ocurre en varios sistemas gallegos y portugueses, incluyendo Mandeo, Anllóns, Tambre, Donas, Ulla, Sar, Umia, Lérez, Miño, Limia, Cávado, Duero, Vouga, Mondego, Tajo y Guadiana, y más al sur en los ríos Guadalquivir y Guadalete. En la cuenca mediterránea se ha reportado en los ríos Guadiaro y Barbate (Doadrio, 2001; Cobo et al., 2010, 2012, 2013; Mateus et al., 2012; Doadrio et al., 2011; Silva et al., 2016b). La reproducción fue documentada históricamente en el río Ebro, donde la especie persistió hasta la década de 1990 (López et al., 2012; Aparicio, 2016). Sin embargo, muestreos dirigidos para detectar larvas no han encontrado etapas juveniles más recientemente (Cobo et al., 2018), y fuentes completas como el atlas de peces del Delta del Ebro (López et al., 2012) y proyectos recientes centrados en especies migratorias (Franch et al., 2024) tampoco reportan evidencia de poblaciones establecidas. Solo se conocen capturas esporádicas de adultos erráticos, con su origen y éxito reproductivo inciertos. Desde una perspectiva de conservación, los sitios más importantes dentro del rango nativo son los grandes sistemas fluviales del suroeste europeo—particularmente los del noroeste ibérico y oeste y suroeste de Francia—que aún sostienen las poblaciones nativas más fuertes y las pesquerías comerciales para P. marinus (Araújo et al., 2016; Silva et al., 2016b).

Población

No existe una estimación cuantitativa robusta del tamaño poblacional global de Petromyzon marinus, pero relatos históricos, estadísticas pesqueras y monitoreos recientes indican un marcado declive en gran parte de su rango nativo. La especie se consideraba anteriormente común o abundante en numerosos ríos del Atlántico Norte, mientras que ahora está restringida principalmente a un número reducido de bastiones, con ocurrencias dispersas o raras en otros lugares (OSPAR, 2009; Cobo, 2009; Cobo et al., 2012; Mateus et al., 2012; Araújo et al., 2016; Silva et al., 2016b). En América del Norte, P. marinus sigue siendo abundante en algunos sistemas fluviales y especialmente en los Grandes Lagos Laurentianos, donde persiste como especie invasora que aún requiere control intensivo. En contraste, en gran parte de su rango nativo europeo la especie muestra evidencia clara de declive a largo plazo asociado con pérdida y degradación del hábitat, contaminación y sobrepesca (OSPAR, 2009; Silva et al., 2016b). Estas tendencias son consistentes con el patrón global más amplio de pesquerías de lampreas anádromas, la mayoría de las cuales han sufrido fuertes declives o colapsos debido a la regulación fluvial, pérdida de hábitat y alta mortalidad por pesca durante la migración río arriba (Almeida et al., 2021). En general, la tendencia poblacional global de P. marinus se considera decreciente, aunque localmente existen poblaciones estables o en recuperación en algunos bastiones restantes. En Europa, las mayores poblaciones nativas estuvieron históricamente, y hasta décadas recientes, concentradas en el suroeste europeo, particularmente en el noroeste ibérico y en el oeste y suroeste de Francia (Silva et al., 2016b). Estas regiones aún albergan la mayoría de los bastiones restantes, pero muchas de sus poblaciones son ahora pequeñas, fragmentadas o han sido extirpadas como unidades reproductoras. Por ejemplo, P. marinus ha desaparecido como especie reproductora del río Ebro, donde solo se registran adultos erráticos ocasionales y no se han detectado etapas juveniles a pesar de muestreos dirigidos (Aparicio, 2016; López et al., 2012; Cobo et al., 2018; Franch et al., 2024). Estudios de ADN ambiental (eDNA) también sugieren desapariciones locales o reducciones severas en algunos ríos donde la especie fue reportada anteriormente, como el Anllóns en el noroeste ibérico (Bhendarkar et al., 2025). Proyecciones del nicho climático indican además que la especie probablemente perderá hábitat adecuado y declinará en varias partes meridionales y orientales de su rango actual—incluyendo gran parte de la Península Ibérica y cuencas a lo largo del Adriático oriental y en Italia—mientras que las condiciones se esperan que permanezcan adecuadas o incluso mejoren en la parte norte de su distribución (p. ej. Lassalle et al., 2008). Esto sugiere que los declives en curso en la porción suroeste del rango pueden verse exacerbados por el cambio climático futuro. Estudios genéticos de P. marinus de ríos ibéricos y otros europeos revelan solo una débil estructuración geográfica, un patrón usualmente explicado por los extensos movimientos realizados durante la fase parasitaria marina (Silva et al., 2014) y por la ausencia de un fuerte comportamiento de retorno al río natal (Waldman et al., 2008; Almada et al., 2008). Aun así, trabajos más recientes usando rasgos morfométricos y perfiles de ácidos grasos cardíacos han señalado la presencia de stocks discretos dentro de la Península Ibérica (Lança et al., 2014). También se ha descrito un patrón latitudinal en el tamaño corporal, con individuos más grandes en poblaciones del norte de Europa (Beaulaton et al., 2008; Cobo et al., 2010). En conjunto, estos hallazgos sugieren que, aunque la diferenciación genética es limitada, aún pueden identificarse algunas unidades de manejo regionales, y que la colonización de ríos adecuados pero actualmente no ocupados es biológicamente plausible, pero no debería considerarse como una solución para contrarrestar los declives en curso en poblaciones existentes. En la Península Ibérica, las abundancias actuales son marcadamente menores que en el pasado. En el siglo XIX, las pesquerías comerciales para P. marinus operaban en 52 ríos distribuidos en 22 provincias españolas, mientras que actualmente la pesca regular ocurre solo en las cuencas de los ríos Ulla y Miño (Madoz, 1846; Cobo, 2009; Araújo et al., 2016). Estos dos sistemas representan por tanto los principales bastiones restantes en Iberia. Series cuantitativas derivadas de estadísticas oficiales de desembarque muestran descensos muy fuertes recientes en ambos ríos. En el río Miño, los desembarques reportados desde el puerto de A Guarda para 2013–2025 (PescadeGalicia; https://www.pescadegalicia.gal/), combinados con una masa individual promedio de 1,23 kg (Silva et al., 2019), indican una disminución de aproximadamente 19.000 a 1.200 adultos. Aplicando el modelo lineal de declive de tres generaciones de la UICN (longitud de generación 8 años, año de evaluación 2025) a estos datos se estima una reducción de unas 37.000 adultos hace tres generaciones (alrededor de 2001) a unos 1.200 en la actualidad, correspondiente a un declive del 96,7% en tres generaciones. En el río Ulla, los desembarques en Carril para 2015–2025 muestran una disminución de aproximadamente 1.400 a 315 adultos (PescadeGalicia; https://www.pescadegalicia.gal/); el mismo enfoque de tres generaciones resulta en una reducción de unas 2.900 a 315 individuos, es decir, un declive del 89,1% en tres generaciones. Comparaciones adicionales dentro de las series para el Ulla confirman una disminución del 80–89% en los desembarques entre 2016 y 2022–2024. Datos independientes de las pesqueras tradicionales en el Ulla, basados en monitoreo oficial de la Xunta de Galicia, muestran un patrón comparable: las capturas anuales promediaron alrededor de 4.400 adultos entre 2003 y 2011 (rango 536–13.390) pero solo unos 1.000 individuos entre 2017 y 2025 (rango 106–2.096), representando una reducción global de aproximadamente 75–80%, con un valor mínimo de 106 individuos en 2022 que está más del 99% por debajo del pico de 2003. Índices independientes de pesqueras tradicionales en el bajo Miño y del afluente Tea documentan también descensos muy fuertes, con números de adultos capturados cayendo más del 90% entre 2003 y 2025 (de 13.390 a 902 individuos en las pesqueras, y de 6.578 a 675 en el Tea). En conjunto, estas líneas de evidencia muestran que el principal bastión ibérico—dominada por la población del Miño, que es aproximadamente un orden de magnitud mayor que la del Ulla—y algunos ríos vecinos han sufrido una reducción extremadamente severa en la abundancia de adultos (del orden del 90–97% en las últimas tres generaciones) y continúan en declive. Cuando se combina con evidencia de extirpaciones locales, la contracción del rango de la especie en varias cuencas, el colapso global de muchas pesquerías de lampreas (Almeida et al., 2021) y las pérdidas proyectadas de hábitat adecuado bajo escenarios climáticos futuros (Lasalle et al., 2008), esto apunta a una población sustancialmente reducida y aún decreciente en el rango nativo, a pesar de las densidades aún altas observadas en algunos sistemas invasores de América del Norte.

Ecología y hábitat

Sistemas
0 Terrestre 1 Agua dulce (=aguas continentales) 2 Marino
Petromyzon marinus tiene un ciclo de vida anádromo complejo, que comprende una prolongada fase larvaria en agua dulce, una etapa marina hematófaga y una migración río arriba para desove. Este ciclo de vida, aunque evolutivamente exitoso, está estrechamente vinculado a hábitats específicos en cada etapa y crea varias dependencias ecológicas que aumentan la sensibilidad de la especie a los impactos humanos y al cambio ambiental. La etapa larvaria (amocetes) puede durar hasta seis años y se desarrolla completamente en sedimentos de agua dulce. Las larvas viven enterradas en sustratos finos en márgenes poco profundos de ríos, típicamente a profundidades de alrededor de 30 cm, bajo velocidades de flujo bajas a moderadas (≈ 8 cm·s⁻¹), con contenido orgánico moderado y alta saturación de oxígeno (> 70%) (Almeida et al., 2002; Silva et al., 2016a). Cierta enriquecimiento orgánico puede ser beneficioso, pero la contaminación orgánica crónica puede reducir drásticamente las densidades larvarias o incluso eliminar poblaciones locales (Cobo et al., 2010; Silva et al., 2016a, b). La distribución de microhábitats larvarios está fuertemente influenciada por la hidromorfología local: los amocetes se concentran a menudo en áreas de deposición como remolinos o remansos detrás de obstáculos, donde se acumulan sedimentos finos y materia orgánica (Hardisty & Potter, 1971). Debido a que esta etapa es larga y completamente ligada al sedimento, las larvas están especialmente expuestas a contaminantes asociados a sedimentos, perturbaciones físicas y degradación del hábitat. Los amocetes también son un recurso importante de presas para varios depredadores nativos, incluyendo Salmo trutta, Anguilla anguilla, Ardea cinerea, Phalacrocorax carbo y Lutra lutra, con depredación documentada en varias etapas de la vida (Andrade et al., 2007; Maitland et al., 2015; Silva et al., 2019). Además, especies no nativas en expansión como el cangrejo azul Callinectes sapidus, un depredador invasor conocido por alterar comunidades bentónicas y alimentarse de una amplia variedad de organismos (Prado et al., 2024; Tiralongo et al., 2024), pueden aumentar aún más la presión depredatoria en algunos sistemas. Tras la metamorfosis, los juveniles postmetamórficos migran río abajo hacia hábitats estuarinos y marinos, donde adoptan un estilo de vida pelágico y parasitario. Durante esta fase, las lampreas marinas se alimentan exclusivamente de la sangre y fluidos corporales de peces y mamíferos marinos (Silva et al., 2014). Grandes cantidades de individuos recién metamorfoseados pueden llegar a zonas costeras y estuarinas en un corto período, lo que puede generar intensa competencia intraespecífica por hospedadores adecuados, particularmente tras el ayuno prolongado que acompaña a la metamorfosis (Almeida & Quintella, 2002). El éxito de esta etapa está estrechamente ligado a la abundancia, distribución espacial y accesibilidad de las especies hospedadoras, haciendo a P. marinus vulnerable a cambios en las redes tróficas marinas y comunidades de hospedadores. La fase parasitaria suele durar uno o dos años (Silva et al., 2013a). Aunque la mayoría de los individuos comienzan a alimentarse solo una vez que han alcanzado aguas estuarinas o marinas, parte de la población inicia la hematofagia antes, en agua dulce, usando peces residentes y migratorios como hospedadores (Silva et al., 2013a, b, c; 2014). Durante y después de la metamorfosis, las lampreas marinas experimentan un marcado agotamiento de sus reservas energéticas debido al ayuno prolongado (Silva et al., 2013b; Barca, 2016). El acceso rápido a hospedadores adecuados es por tanto crítico para que los individuos recién metamorfoseados restauren el balance energético y sobrevivan (Silva et al., 2013b). Una revisión de datos disponibles y observaciones de campo por Silva et al. (2014) registró al menos 54 especies hospedadoras, incluyendo peces cartilaginosos, teleósteos y mamíferos marinos. Esta amplia gama taxonómica y ecológica de hospedadores indica baja selectividad de presas, aunque parece haber una tendencia general a explotar hospedadores más grandes, que tienen mayor probabilidad de sobrevivir al parasitismo y proporcionar una fuente sostenida de alimento a lo largo del tiempo (Silva et al., 2014). Tras completar la fase de alimentación marina, los adultos regresan a los ríos para desovar en lechos de grava poco profundos con velocidades de corriente moderadas (Sousa et al., 2012). Durante la migración río arriba, dependen de señales químicas: los adultos usan feromonas liberadas por larvas residentes en agua dulce para localizar ríos adecuados para desove, y los individuos desovantes a su vez emiten feromonas que atraen parejas y las concentran en las zonas de desove. A diferencia de muchos otros peces anádromos, las lampreas marinas generalmente no retornan al río específico donde se desarrollaron como larvas; en cambio, los adultos de una región más amplia tienden a mezclarse, con rutas migratorias guiadas principalmente por la distribución de plumas de feromonas larvarias que señalan ríos capaces de soportar reproducción exitosa. La especie es semélpara, reproduciéndose solo una vez antes de morir, por lo que cualquier fallo en completar la migración río arriba o en desovar con éxito tiene consecuencias demográficas irreversibles. La duración total del ciclo de vida, que abarca varios años desde huevo hasta adulto reproductor, también limita la velocidad a la que las poblaciones pueden recuperarse tras declives. Las lampreas marinas tienen capacidad de natación relativamente limitada y no pueden saltar, lo que las hace muy sensibles a la fragmentación longitudinal por presas, azudes y otras barreras, incluyendo estructuras de altura modesta. Tales obstáculos pueden restringir o bloquear sustancialmente las migraciones de desove y reducir la producción reproductiva (Silva et al., 2019). Las instalaciones tradicionales de pesca diseñadas para interceptar adultos migratorios pueden además retrasar o dificultar el paso, agravando estos efectos. Como resultado, la especie depende fuertemente del mantenimiento o restauración de la continuidad fluvial entre hábitats de desove y el mar. En los sistemas fluviales ibéricos, la competencia interespecífica es generalmente baja porque otras especies de lampreas son escasas o están ausentes en gran parte del rango. Sin embargo, donde las densidades larvarias son altas, puede desarrollarse una fuerte competencia intraespecífica por espacio y alimento dentro de las áreas de crianza (Almeida & Quintella, 2002). Esta competencia es particularmente pronunciada al inicio de la fase parasitaria, cuando muchos individuos postmetamórficos comienzan simultáneamente a buscar hospedadores. Se espera que el cambio climático intensifique las presiones existentes: estudios de modelización predicen una contracción de la parte sur de la distribución, incluyendo poblaciones ibéricas, a medida que el aumento de temperaturas hace que algunos hábitats actualmente ocupados sean inadecuados (Lassalle et al., 2008). En conjunto, los requisitos ecológicos y rasgos de historia de vida de P. marinus—desarrollo larvario prolongado en hábitats sedimentarios específicos, dependencia de una comunidad hospedadora diversa pero adecuada, reliance en señales feromonales para migración y desove, capacidad limitada de natación frente a la fragmentación fluvial, estrategia reproductiva semélpara y tiempo generacional largo—definen un conjunto de hábitats y procesos esenciales que son fácilmente perturbados. Estas características son directamente relevantes para la evaluación en la Lista Roja, ya que limitan la capacidad de la especie para resistir y recuperarse de impactos antropogénicos y cambios ambientales.
5.1 Humedales (continentales) – Ríos/arroyos/riachuelos permanentes (incluye cascadas) 9.10 Marino nerítico – Estuarios

Amenazas

En su rango ibérico, Petromyzon marinus ha sufrido declives severos como resultado de una combinación de amenazas históricas, actuales y emergentes. Los principales factores son la pérdida y fragmentación de hábitats fluviales, la sobreexplotación, la contaminación del agua y, cada vez más, el cambio climático y las especies invasoras. Estos factores actúan en diferentes escalas temporales pero a menudo se superponen espacialmente, afectando a gran parte de las poblaciones restantes. Amenazas históricas Durante los siglos XIX y XX, la construcción extensiva de presas, la extracción de grava y arena, los dragados y la modificación de cauces alteraron profundamente muchos sistemas fluviales, degradando y fragmentando hábitats clave para la reproducción y el desarrollo larvario. Las centrales hidroeléctricas y otras barreras transversales en ríos principales—como el Miño, donde se perdió hasta el 80% del hábitat más productivo—han hecho inaccesibles grandes tramos de zonas de desove anteriormente accesibles (Silva, 2014; Mateus et al., 2012; Araújo et al., 2016). Estas alteraciones causaron declives generalizados en la abundancia y una marcada contracción río arriba de la distribución de la especie. Descripciones históricas, incluyendo las compiladas por Madoz a mediados del siglo XIX, indican que P. marinus tuvo una distribución mucho más amplia y productiva que la actual. Amenazas actuales y en curso La amenaza actual más importante es la fragmentación continua de los hábitats fluviales. Aunque la mayoría de las grandes presas ya están instaladas, numerosas barreras medianas y pequeñas siguen siendo ubicuas y aún impiden o dificultan la migración. Estas estructuras retrasan o bloquean los movimientos río arriba, aumentan los costos energéticos, exponen a los adultos migratorios a mayor depredación y mortalidad por pesca, alteran el comportamiento migratorio y contribuyen al aislamiento genético y demográfico (Quintella et al., 2009; Silva et al., 2019). Como resultado, muchas de las poblaciones restantes están confinadas a tramos limitados de río por debajo de obstáculos infranqueables. La sobrepesca es otra presión importante en curso, particularmente donde faltan datos fiables sobre el estado poblacional, identidad de stocks y patrones migratorios. La ausencia de monitoreo integral y evaluación científica limita la implementación de medidas de gestión efectivas y basadas en evidencia. Esto es especialmente preocupante en regiones como Galicia, donde P. marinus tiene un alto valor de mercado y es objetivo de pesquerías legales e ilegales (Cobo, 2009; Cobo et al., 2010; Mateus et al., 2012; Araújo et al., 2016). En este contexto, la explotación no regulada o mal controlada, combinada con el ciclo de vida complejo de la especie, la larga fase larvaria y la baja producción reproductiva, probablemente resulte en tasas de captura insostenibles. La contaminación del agua también representa una amenaza persistente, particularmente para la etapa larvaria, que está confinada a sedimentos finos propensos a acumular contaminantes. Aportes crónicos de la agricultura, la industria y las aguas residuales urbanas pueden degradar estos hábitats de crianza y reducir la supervivencia larvaria (Cobo et al., 2010, 2012, 2013; Silva et al., 2016b). En muchas cuencas, la degradación, fragmentación y contaminación del hábitat actúan conjuntamente, limitando aún más el potencial de recuperación poblacional. Amenazas emergentes y potenciales futuras Se espera que el cambio climático intensifique las presiones existentes y cree nuevas limitaciones. Los cambios proyectados en los regímenes de temperatura, patrones de descarga fluvial y dinámica estuarina pueden afectar tanto el momento como el éxito de la migración río arriba y el desove, particularmente en las porciones meridionales del rango (Lassalle et al., 2008). La reducción de caudales y el aumento de temperaturas del agua podrían comprometer aún más el éxito reproductivo y el desarrollo larvario, sumándose al estrés demográfico actual. Las especies invasoras, aunque aún no son una amenaza generalizada en todo el rango, pueden volverse cada vez más importantes en algunos sistemas. En el río Ebro, donde P. marinus está actualmente ausente como especie reproductora, taxones no nativos como Silurus glanis (Franch et al., 2024) y Callinectes sapidus (Clavero, 2022) están bien establecidos y constituyen posibles depredadores de huevos, larvas o incluso adultos de lamprea. Procesos similares en otras cuencas podrían reducir aún más la probabilidad de recolonización y recuperación.
  • 7.2.10 Presas grandes
    • 1.1 Conversión del ecosistema
  • 5.4.2 Uso intencional: (gran escala) [cosecha]
    • 1.3 Efectos indirectos sobre el ecosistema

Uso y comercio

Petromyzon marinus ha sido explotado durante mucho tiempo para el consumo humano. Históricamente, las pesquerías comerciales operaban ampliamente en su área europea: en España, por ejemplo, Lamprea marina se capturaba en 52 ríos de 22 provincias durante el siglo XIX (Madoz, 1846). Actualmente, la explotación comercial regular en España persiste solo en dos cuencas gallegas, el Miño y el Ulla, ambas en el noroeste ibérico (Cobo, 2009; Araújo et al., 2016). Existen pesquerías similares basadas en ríos en la vecina Portugal y en partes de Francia, donde Lamprea marina también se considera una delicadeza tradicional (Almeida et al., 2021). En otras partes del rango de la especie, particularmente en América del Norte, la gestión se centra principalmente en el control poblacional en los Grandes Lagos más que en la explotación. En Galicia, la pesca comercial de P. marinus está legalmente confinada a las cuencas del Miño y Ulla y sujeta a cierres estacionales, con desembarques concentrados en invierno y principios de primavera (aproximadamente de enero a abril/mayo) (Mateus et al., 2012). Las capturas se dirigen a adultos migratorios durante su ascenso río arriba, desde áreas estuarinas hasta tramos de agua dulce. Se utilizan todavía una variedad de artes tradicionales: trampas cónicas de cesta (butróns) en el estuario del Ulla; redes de enmalle flotantes (lampreeiras) en el estuario del Miño; pesqueras fijas de piedra equipadas con redes cónicas en los tramos fluviales de ambas cuencas; y, en el afluente Tea del Miño, plataformas de madera (estacadas) desde donde se lancean lampreas por la noche con pértigas con anzuelos (fisgas). Estas pesquerías tienen profundas raíces culturales y proporcionan ingresos estacionales a las comunidades locales (Almeida et al., 2023; Ashley et al., 2023). Las estadísticas de desembarque de los principales mercados españoles ilustran tanto la magnitud de la pesquería en las últimas décadas como su fuerte contracción. En el Miño, los desembarques anuales totales registrados en la subasta de A Guarda durante 2013–2015 promediaron unas 22 t por año (≈18.000 adultos, asumiendo 1,23 kg por individuo). Para 2023–2025, los desembarques anuales medios habían caído a alrededor de 2 t (≈1.700 adultos), una reducción de aproximadamente el 90% en una década. En el mismo período, el precio medio aumentó casi diez veces, de unos 7 €/kg a más de 65 €/kg, con precios medios mensuales en temporadas recientes que frecuentemente superan los 80–90 €/kg. Un patrón similar, aunque menos extremo, se observa en la pesquería del Ulla en Carril: los desembarques anuales medios descendieron de unas 1,9 t en 2015–2016 (≈1.600 individuos) a aproximadamente 0,4 t en 2024–2025 (≈330 individuos), una caída del 80%, mientras que el precio medio subió de ~12 €/kg a casi 40 €/kg, con picos por encima de 50 €/kg. Así, a medida que las capturas han disminuido marcadamente, el precio unitario de Lamprea marina ha aumentado drásticamente, manteniendo el valor económico de la pesquería a pesar del declive biológico. Los análisis regionales de los mercados gallegos confirman la alta importancia económica de Lamprea marina: entre más de 150 especies de peces y lampreas comercializadas, P. marinus se ha situado consistentemente entre los 15 taxones más valiosos desde 2001 y suele ser el pez diádromo nativo de mayor precio, superado solo por las angulas (Anguilla anguilla) en algunos años (Araújo et al., 2016; Almeida et al., 2021). El consumo es principalmente local o regional, pero los altos precios y el prestigio cultural del producto se han asociado con casos de pesca ilegal y comercio no declarado o informal, incluyendo exportaciones a otros países (Araújo et al., 2016; Almeida et al., 2021). La combinación de la disminución de la abundancia y el aumento de los precios se asemeja mucho al “vórtice de extinción de mercado” descrito para la anguila europea, en el que la escasez eleva los precios y sostiene la presión pesquera incluso cuando las poblaciones colapsan (Clavero et al., 2025). Aunque las dinámicas de las pesquerías de Lamprea marina no se han analizado con el mismo detalle, la evidencia disponible sugiere un riesgo similar: las capturas en los principales bastiones ibéricos han caído entre un 80 y 90% mientras que el producto se ha convertido en un artículo de lujo de alto valor. En estas circunstancias, la explotación comercial—especialmente donde la regulación se aplica débilmente o existe pesca ilegal—representa una amenaza significativa para las poblaciones ibéricas restantes. A nivel global, sin embargo, el estado de P. marinus también está fuertemente influenciado por factores no relacionados con la pesca como la fragmentación fluvial, la degradación del hábitat y la contaminación; por lo tanto, la gestión sostenible de las pesquerías existentes y el control efectivo del comercio ilegal son medidas esenciales pero no suficientes para la conservación a largo plazo de la especie.
1 Alimento - humano

Acciones de conservación

Marco legal y político Petromyzon marinus está cubierto por varios instrumentos internacionales y nacionales de conservación que, en principio, proporcionan un marco para mitigar las principales amenazas identificadas. A nivel internacional, la especie está listada en el Apéndice III del Convenio de Berna para la Conservación de la Vida Silvestre y los Hábitats Naturales de Europa (Consejo de Europa, 1982), que la reconoce como fauna protegida cuya explotación debe ser regulada. Dentro de la Unión Europea, aparece en el Anexo II de la Directiva de Hábitats (92/43/CEE), como especie de interés comunitario cuya conservación requiere la designación de Zonas Especiales de Conservación. En España, P. marinus fue evaluada como “Vulnerable” en el Atlas y Libro Rojo de los Peces Continentales de España (Doadrio, 2001), y las poblaciones de las cuencas del Guadiana, Guadalquivir, Ebro y del sur fueron posteriormente listadas como “En Peligro de extinción” en el Catálogo Español de Especies Amenazadas (Real Decreto 139/2011, BOE 2011). A nivel regional, la especie está incluida como “Vulnerable” en el Catálogo Gallego de Especies Amenazadas (Ley 9/2001; Decreto 88/2007), como “En Peligro de extinción” en el catálogo regional de Extremadura (Fallola et al., 2010), como especie protegida bajo la ley catalana (Ley 12/2006), y como “Vulnerable” en el Catálogo de Especies de Vertebrados Amenazados del Principado de Asturias (Decreto 32/1990). A pesar de estas inclusiones, P. marinus también está incluida como especie comercial en la legislación pesquera nacional (Real Decreto 1095/1989; Real Decreto 1118/1989), que permite la captura regulada en áreas designadas. A nivel global, actualmente se evalúa como “Preocupación Menor” en la Lista Roja de la UICN, principalmente debido a su amplio rango geográfico (NatureServe, 2013), una categoría que no refleja los severos declives regionales documentados en la Península Ibérica. Acciones en curso o implementadas Las acciones de conservación existentes para P. marinus son principalmente regulatorias y basadas en el hábitat, y se concentran en un subconjunto de cuencas (particularmente en Galicia y el norte de Portugal). Las medidas clave incluyen: Protección legal y designación de sitios. Inclusión de P. marinus en el Convenio de Berna, la Directiva de Hábitats de la UE y catálogos regionales de especies amenazadas, que proporciona una base legal para proteger hábitats de desove y crianza, integrar la especie en la gestión de sitios Natura 2000 y regular la explotación. Regulación parcial de las pesquerías. En las cuencas del Miño y Ulla, donde persisten las últimas pesquerías españolas significativas, la explotación comercial está restringida a temporadas específicas (invierno–principios de primavera) y regulada mediante licencias, restricciones de artes y límites espaciales, en coordinación con la legislación pesquera general (Cobo, 2009; Mateus et al., 2012; Araújo et al., 2016). Los desembarques se registran en mercados locales de pescado, proporcionando información básica sobre capturas y valor. Medidas para mejorar la conectividad fluvial y la calidad del hábitat. Bajo iniciativas regionales y programas de la UE como LIFE, se han construido pasos para peces y se han eliminado o modificado algunas barreras para restaurar la conectividad longitudinal. Acciones adicionales incluyen control de la contaminación, tratamiento de aguas residuales y protección de áreas clave de desove y larvas como zonas prioritarias de conservación (Cobo et al., 2012). Se han propuesto o implementado medidas genéricas recomendadas para peces diádromos—como la eliminación o permeabilización de azudes, control y depuración de efluentes, y conservación de zonas de desove—para P. marinus (Cobo et al., 2012). Aunque estas medidas constituyen un punto de partida importante, su implementación es desigual y su efectividad rara vez ha sido evaluada rigurosamente. En particular, el desempeño de los pasos para peces existentes para Lamprea marina sigue siendo en gran medida desconocido, y el monitoreo actual es insuficiente para evaluar tendencias poblacionales o el impacto de las acciones de gestión. Acciones de conservación recomendadas y realistas Dadas las principales amenazas identificadas y el estado actual del conocimiento, se consideran realistas, específicas y probablemente efectivas las siguientes acciones de conservación para mejorar el estado de P. marinus si se implementan eficazmente. Se basan en medidas ya existentes y en enfoques propuestos para otros peces anádromos como Alosa alosa, enfocándose en acciones que aborden los factores clave del declive y puedan implementarse de manera factible. Mejorar la conectividad fluvial en cuencas clave Priorizar la eliminación de barreras obsoletas para la migración y la adaptación de presas y azudes restantes con soluciones de pasos para peces adecuadas para lampreas, especialmente en ríos con agregaciones de desove conocidas o potenciales (p. ej. Miño, Ulla y cuencas históricamente ocupadas) (Cobo et al., 2012; Mateus et al., 2012; Araújo et al., 2016). Asegurar que la eficiencia de los pasos para peces sea monitoreada y mejorada adaptativamente, reconociendo la limitada capacidad de natación y salto de P. marinus (Silva et al., 2019). Fortalecer la gestión y aplicación de la pesca Aplicar una gestión adaptativa de las pesquerías comerciales y recreativas, incluyendo la revisión y, cuando sea necesario, acortamiento de las temporadas de pesca, ajuste de tallas mínimas, establecimiento de límites de captura o introducción de cierres temporales y moratorias en ríos con poblaciones en declive o muy pequeñas (Cobo, 2009; Mateus et al., 2012; Araújo et al., 2016). Hacer obligatoria la declaración de todas las capturas (comerciales y recreativas) y centralizar los datos para apoyar la evaluación de stocks. Reforzar la inspección y sanciones para reducir la pesca ilegal y el comercio no declarado, particularmente en estuarios y tramos bajos de ríos donde se concentran las migraciones de adultos. Cuando las pesquerías estén restringidas o cerradas, reemplazar los índices dependientes de la pesca con monitoreo alternativo (p. ej. muestreos larvarios, muestreos de eDNA, conteos en pasos para peces o zonas de desove) para evitar la pérdida de información crítica sobre tendencias poblacionales (Silva et al., 2016; Bhendarkar et al., 2025; Silva et al., 2019). Restaurar y proteger hábitats clave de agua dulce y estuarinos Implementar restauración dirigida de hábitats de desove y crianza en tramos bajos y medios de ríos, incluyendo mejoras en la calidad del agua, regímenes de caudal y dinámica sedimentaria, y protección de áreas de crianza en sedimentos finos frente a dragados y extracciones (Cobo et al., 2012, 2013; Silva et al., 2016b). Designar sitios Natura 2000 adicionales, o ampliar y mejorar la gestión de los existentes, para que los hábitats críticos para P. marinus (corredores migratorios, zonas de desove, hábitats larvarios y zonas de transición estuarina) estén explícitamente incluidos y gestionados con esta especie en mente. Mejorar el conocimiento y monitoreo, con énfasis en la ecología marina La información sobre el estado de conservación de P. marinus en la Península Ibérica sigue siendo escasa y fragmentada (Araújo et al., 2016; Silva et al., 2016b, 2019). Por tanto, el monitoreo y la investigación coordinados a largo plazo son esenciales y representan una acción de conservación realista y prioritaria: Desarrollar programas de monitoreo a escala de cuenca que rastreen la abundancia, estructura demográfica y tendencias en ríos clave, combinando datos dependientes de la pesca, muestreos larvarios, eDNA y conteos directos en obstáculos o sitios de desove. Ampliar la investigación sobre la fase marina, abordando vacíos prioritarios identificados para lampreas anádromas en general, como tiempo de residencia oceánica, distribución, uso de hábitat, movimientos, estructura poblacional y ecología alimentaria (Silva et al., 2013a; Clemens et al., 2021; Mateus et al., 2021; Quintella et al., 2021). Promover campañas de muestreo independientes de la pesca en el mar y áreas costeras, particularmente de febrero a mayo cuando P. marinus regresa a los ríos, para obtener información directa sobre crecimiento, movimientos y mortalidad (Silva et al., 2013a). Probar y, cuando sea factible, aplicar herramientas emergentes como bio-logging y telemetría acústica adaptadas al tamaño de la lamprea, para reconstruir rutas migratorias, uso de hábitat y comportamiento durante la fase marina (Rutz & Hays, 2009; Metcalfe & Arnold, 1997; Mueller et al., 2019; Clemens et al., 2021; Almeida et al., 2021). Usar trazadores bioquímicos (isótopos estables, ácidos grasos) para mejorar la comprensión de las relaciones tróficas huésped-parásito, preferencias de hospedadores y la influencia de la disponibilidad de hospedadores en la dinámica poblacional de la lamprea (Madenjian et al., 2016). Incrementar la conciencia en encuestas dependientes e independientes de la pesca para que la captura incidental de lampreas, capturas en el mar y cicatrices en hospedadores se registren sistemáticamente (King, 1980; King & O’Gorman, 2018), proporcionando información indirecta sobre distribución, uso de hospedadores y amenazas marinas potenciales. Dado que la mayoría de las medidas de conservación existentes se centran en la fase de agua dulce, mejorar el conocimiento de la ecología marina de P. marinus es particularmente importante para identificar ventanas espacio-temporales críticas en el mar y diseñar acciones realistas y específicas (p. ej. cierres temporales y espaciales en estuarios durante migraciones de adultos) cuando sea necesario. Fortalecer la planificación espacial, cooperación y sensibilización Usar la Directiva de Hábitats y catálogos regionales de especies amenazadas para integrar las necesidades de P. marinus en la planificación de cuencas hidrográficas, gestión de Natura 2000 y proyectos de restauración, adoptando una perspectiva multi-cuenca y multi-especie similar a la propuesta para otros peces diádromos (p. ej. DiadES, 2024). Mejorar la coordinación transfronteriza entre España y Portugal en cuencas compartidas como el Miño, armonizando protocolos de monitoreo, medidas de gestión y aplicación, reconociendo que estas poblaciones forman unidades biológicas únicas (Cobo et al., 2012; Araújo et al., 2016). Desarrollar iniciativas de divulgación y educación dirigidas a comunidades locales, pescadores y otros interesados, enfatizando el papel ecológico, valor cultural y estado precario de P. marinus, y promoviendo la “alfabetización diádroma” comparable a la defendida para las alosas y otras especies migratorias (Almeida et al., 2023; Ashley et al., 2023; DiadES, 2024).
2.3 Restauración de hábitats y procesos naturales 3.1.1 Gestión de la cosecha 5.4.2 Nivel nacional

Créditos

Evaluadores

2
  • Nachón García, D.J.
  • Franch Ventura, N.

Revisores

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

Investigación necesaria

1.2 Tamaño de población, distribución y tendencias 1.5 Amenazas

Referencias

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Última evaluación

Categoría CR — En Peligro Crítico
Tendencia Disminuyendo
Año de evaluación 2025
IUCN ID #ESNRL011673
Ámbito National
Criterios Lista Roja A2cd

Clasificación

Reino ANIMALIA
Filo CHORDATA
Clase PETROMYZONTIDA
Orden PETROMYZONTIFORMES
Familia PETROMYZONTIDAE
Género Petromyzon
Especie marinus

Nombres comunes

Llampresa marina
Sea Lamprey
Lamprea marina
Itsas-lanproia
Lamprea mariña
Lamprea marinha (Portuguese)
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