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Revista de Biología Tropical, ISSN: 2215-2075, Vol. 72: e57639, enero-diciembre 2024 (Publicado Dic. 09, 2024)
El repoblamiento como estrategia de manejo pesquero y su rol
en la dilación del manejo de los ecosistemas acuáticos
Silvia López-Casas1, 2 *; https://orcid.org/0000-0003-3329-4976
Daniel Restrepo-Santamaría2; https://orcid.org/0000-0003-1212-218X
Daniel Valencia-Rodríguez 2, 3; https://orcid.org/0000-0002-8999-1757
Sebastián Muñoz-Duque2; https://orcid.org/0000-0003-2593-4291
Alejandro Loaiza-Santana2; https://orcid.org/0000-0003-2608-8218
Luz Fernanda Jiménez-Segura2; https://orcid.org/0000-0003-0784-0355
1. Wildlife Conservation Society, Cra. 24d #6 Oeste-10, Miraflores, Cali, Colombia; slopezcasas@wcs.org
(*Correspondencia)
2. Grupo de Ictiología, Departamento de Biología, Universidad de Antioquia. Calle 67. 53-108, Medellín, Colombia;
dasanta24@gmail.com, alejandro.loaiza.san@gmail.com, sebasemd@gmail.com, luz.jimenez@udea.edu.co
3. Red de Biología Evolutiva, Instituto de Ecología A.C., Carretera antigua a Coatepec 351, El Haya, 91070 Xalapa,
Veracruz, México; davarod@gmail.com
Recibido 14-XI-2023. Corregido 08-VIII-2024. Aceptado 30-X-2024.
ABSTRACT
Fish stocking as fishing management strategy and its role in delaying
the management of aquatic ecosystems
Introduction: Fish stocking has been one of the most applied management actions worldwide for managing
declining fisheries. However, worldwide, technical requirements have been identified to carry out these activi-
ties and improve their effectiveness, which in the Colombian case have been included in the fishing regulations
since 2017.
Objective: To discuss the role of restocking as a fisheries management strategy in delaying the management of
inland aquatic ecosystems.
Methods: For the period 1990-2023, we searched for technical and scientific publications in electronic media,
using the keywords “repoblamiento pesquero” and “fish stocking”. We researched and requested fishing landings
and fish restocking data from Colombia. We calculated total and by species releases for the reported systems and
tested their efficiency by correlating releases with one year lag fish landings.
Results: There are different terms to describe the intentional release of fish into aquatic ecosystems as a manage-
ment practice. Its use might vary according to the objectives of fish releases or due to translation difficulties from
English to Spanish. The origin of the practice is associated with freshwater integrity loss in which species of com-
mercial and economic interest inhabit but does not replace the management actions of the impacted ecosystems.
We found no relationship between fish releases and fish landings.
Conclusions: Stocking has not been effective as a fisheries management measure, since it has been used to
artificially increase fish populations impacted by low integrity of their habitats. Without real impacts on fisher-
ies, it supports a misleading idea of action, leading us down an evasive and dilatory path of our environmental
responsibilities.
Key words: fish population recovery; environmental offsets; restoration; unforeseen impacts; fisheries; tropical
fish communities.
https://doi.org/10.15517/rev.biol.trop..v72i1.57639
ECOLOGÍA ACUÁTICA
2Revista de Biología Tropical, ISSN: 2215-2075 Vol. 72: e57639, enero-diciembre 2024 (Publicado Dic. 09, 2024)
INTRODUCCIÓN
El repoblamiento de peces ha sido una de
las acciones de manejo más aplicadas en todo
el mundo (Anders, 1998; Garlock et al., 2019;
Welcomme, 1988). Su aparición y uso ha estado
ligado al hecho de que la pesca es uno de los
servicios ecosistémicos más valorados por las
comunidades ribereñas alrededor del mundo
(Ainsworth et al., 2023; Lynch et al., 2023),
junto con el desarrollo y mejoramiento de las
técnicas para la reproducción ex-situ de peces
(Chen et al., 2012; Hu et al., 2021; National
Oceanic And Atmospheric Administration Fis-
heries [NOAA], 2021).
En el marco de las ciencias pesqueras,
existen diferentes motivaciones que han incen-
tivado su uso: subvencionar la pesca, mitigar
la pérdida de hábitat y la sobreexplotación,
y reconstruir y recuperar poblaciones sil-
vestres de peces (McMillan et al., 2023). Sin
embargo, el objetivo principal de la mayoría
de los programas de repoblamiento de peces
continentales es apoyar o mejorar la produc-
ción de poblaciones importantes para la pesca
recreativa o comercial (Molony et al., 2005;
Pister, 2001). De modo similar, para el público
general se constituye como una actividad que
busca “sembrar peces” de una o varias especies
en particular, en un ecosistema natural, para
mejorar la pesca de las especies en cuestión,
con múltiples intereses de por medio. Por lo
anterior, se ha constituido en la liberación deli-
berada de peces provenientes de otros sistemas
naturales o de cultivo, en un cuerpo de agua
específico (Agostinho et al., 2007).
A pesar de su historia, el avance de la
ciencia y una nueva conciencia ambiental, han
generado abundantes revisiones documentan-
do los diversos impactos, positivos y negativos,
en los ecosistemas acuáticos y las poblaciones
de peces en los que se han realizado (Agostinho
et al., 2010; Cowx, 1997; Cowx & Gerdeaux,
2004; Cross, 2000; Hunt & Jones, 2017; Lopes-
Bueno et al., 2021; Márquez et al., 2020; Pister,
2001), que incluyen impactos a diferentes esca-
las, desde el nivel individual, como cambios en
la supervivencia de los individuos liberados en
medio natural (Abdul-Razak et al., 2019), cam-
bios a largo plazo en la microbiota intestinal
RESUMEN
Introducción: El repoblamiento de peces ha sido una de las acciones de manejo más aplicadas en todo el mundo
para el manejo de pesquerías en declive. Sin embargo, a nivel mundial se han identificado requisitos técnicos para
llevar a cabo estas actividades y mejorar su efectividad, que en el caso colombiano están incluidas en la normativa
pesquera desde el 2017.
Objetivo: Discutir el rol que han desempeñado los repoblamientos como estrategia de manejo de las pesquerías
en la dilación de la gestión de los ecosistemas acuáticos continentales.
Métodos: Para el periodo 1990-2023 realizamos una búsqueda de publicaciones de carácter técnico y científico en
medios electrónicos, usando las palabras clave “repoblamiento pesquero” y “fish stocking”. Buscamos y solicita-
mos los desembarcos pesqueros y los repoblamientos de peces en Colombia. Calculamos las liberaciones totales y
por especies para los sistemas reportados y probamos la eficiencia de la práctica correlacionando las liberaciones
con los desembarcos pesqueros con un lag de un año.
Resultados: Existen diferentes términos para describir la liberación intencionada de peces en ecosistemas
acuáticos como práctica de manejo. Su uso puede variar de acuerdo con los objetivos de las liberaciones o por
dificultades de traducción del inglés al español. El origen de la práctica está asociado a la pérdida de integridad
de los ecosistemas acuáticos en los que habitan especies de interés comercial y económico, pero no suple las
acciones de manejo de los ecosistemas impactados. No encontramos relación entre las liberaciones de peces y los
desembarcos pesqueros.
Conclusiones: El repoblamiento no ha sido efectivo como medida de manejo de las pesquerías, ya que se ha
usado para aumentar artificialmente las poblaciones de peces impactadas por la baja integridad de sus hábitats.
Sin impactos reales en las pesquerías, sustenta una idea engañosa de acción, llevándonos por un camino evasivo
y dilatorio de nuestras responsabilidades ambientales.
Palabras clave: restauración de ecosistemas acuáticos; recuperación de poblaciones de peces; compensaciones
ambientales; impactos no previstos; pesquerías, comunidades de peces tropicales.
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de los peces sembrados (Lavoie et al., 2021)
o cambios en la neuroplasticidad y compor-
tamiento de los peces sembrados (Mes et al.,
2018), impactos a nivel de especie como los
asociados a la genética de las poblaciones (Cas-
tañeda, 2012; de la Rosa et al., 2020; Finnegan &
Stevens, 2008; Márquez et al., 2020), e impactos
a nivel de ecosistemas, como los cambios en
las redes tróficas (Khan et al., 2015), la intro-
ducción de parásitos (Djikanović et al., 2018),
pérdida de la integridad de los ecosistemas y
de biodiversidad de macrófitas (Skeate et al.,
2022), o cambios en la calidad del agua de los
ecosistemas en los que se siembran los peces (Li
et al., 2018), por solo mencionar algunos. A raíz
de la creciente preocupación por los impactos
del repoblamiento de peces, se han publicado
y establecido una serie de recomendaciones
para minimizar los posibles impactos negativos
y maximizar los resultados positivos (ver por
ejemplo, Bell et al., 2008; Harrison, Abell et al.,
2018; Lorenzen, 2005; Lorenzen, 2008; Loren-
zen et al, 2010; Márquez et al., 2020; Pearsons
& Hopley, 1999).
En general, se reconoce que para diseñar
un programa de repoblamiento pesquero exito-
so es importante tener en cuenta las principales
fuentes de fracaso en este tipo de proyectos
(Novak et al., 2021). Se deben considerar múl-
tiples factores, como las restricciones ambien-
tales específicas, la necesidad de acciones
localizadas según las características del cuerpo
de agua en cuestión, las particularidades bio-
lógicas y las demandas de las poblaciones que
se van a repoblar, así como los mejores lugares
y épocas para llevar a cabo la liberación, entre
otros aspectos relevantes (Chen et al., 2015;
Lorenzen et al., 2010).
En Colombia, los programas de repobla-
miento pesquero deben regirse de acuerdo con
los lineamientos establecidos en la Resolución
N° 2 838 expedida por la Autoridad Nacional
de Acuicultura y Pesca (AUNAP) el 28 de
diciembre de 2017. Esta resolución recoge las
recomendaciones generalmente aceptadas por
la comunidad científica y establece las directri-
ces técnicas y los requisitos para llevar a cabo
repoblamiento, rescate, traslado y liberación de
recursos pesqueros ícticos en aguas continenta-
les de Colombia. Además, derogó la Resolución
N° 00531 del 20 de diciembre de 1995 expedida
por el Instituto Nacional de Pesca y Acuicultu-
ra (INPA) que establecía los requisitos para el
repoblamiento de peces en aguas continentales
en Colombia. Todo esto se enmarca en la Ley
13 de 1991, cuyo objetivo general es regular
el manejo integral y la explotación racional
de los recursos pesqueros para asegurar su
aprovechamiento sostenible, y que define el
repoblamiento como una acción de manejo que
se enmarca en la conservación y/o restauración
de poblaciones de peces.
Según la regulación existente, para realizar
esta actividad es necesario presentar un Plan
de Actividades, que es un documento técnico
mediante el cual se presentan las actividades
que se realizarán, junto con información rele-
vante para lograr los objetivos del repoblamien-
to y/o el rescate, traslado y liberación con los
recursos pesqueros (Resolución N°2 838, 2017).
El plan debe contemplar tanto las actividades
previas, que permitan evaluar la viabilidad y
factibilidad del repoblamiento, la calidad y esta-
do de los organismos y ecosistemas. Aunque la
resolución del 2017 contemplaba también las
actividades posteriores para el monitoreo y eva-
luación de la efectividad del repoblamiento, este
requisito fue eliminado con la Resolución 417
de 2019 por la cual se modificó parcialmente
la Resolución N° 2 838 del 17 de diciembre de
2017 (Resolución N°00417, 2019).
En este trabajo discutimos de manera críti-
ca el papel de los repoblamientos como una de
las estrategias de manejo de los peces sujetos a
uso y el impacto de esta práctica en la gestión
adecuada de los ecosistemas acuáticos conti-
nentales. Buscamos resaltar que los esfuerzos de
conservación y gestión a menudo se centran en
proteger especies individuales (el enfoque clá-
sico de las pesquerías), pero nosotros creemos
alternativamente que la gestión puede centrarse
en la restauración de procesos ecosistémicos
o hábitats más amplios, que pueden tener
mejores resultados para alcanzar los objetivos
de conservación, como ha sido recientemente
demostrado (Marttila et al., 2019; Radinger et
4Revista de Biología Tropical, ISSN: 2215-2075 Vol. 72: e57639, enero-diciembre 2024 (Publicado Dic. 09, 2024)
al., 2023). Para ello realizamos una revisión
que nos permitió abordar el término desde
sus diferentes definiciones, y trazar una breve
historia de su origen y uso. Adicionalmente,
analizamos el grado de cumplimiento norma-
tivo de los repoblamientos autorizados y regis-
trados por la AUNAP (Autoridad Nacional de
Agricultura y Pesca) desde la actualización de
la normativa colombiana en el 2017, evaluan-
do su eficiencia al contrastar los registros de
repoblamiento presentados por la AUNAP con
los datos de desembarcos pesqueros registrados
por el sistema del Servicio Estadístico Pesquero
Colombiano (SEPEC) en la cuenca del Mag-
dalena. Por último discutimos críticamente la
continuidad de esta práctica y las implicaciones
que ha tenido en la gestión adecuada de los
ecosistemas acuáticos continentales, y por ende
en el estado actual en el que se encuentran en el
país, situación que se repite en todos los países
de América Latina, pues la comprensión y ges-
tión de los ecosistemas acuáticos continentales
ha sido más lenta, menos popular y efectiva
que la de los ecosistemas terrestres, entre otras
cosas, porque la complejidad de los ecosistemas
acuáticos continentales ha impedido que, como
sociedad, tomemos las decisiones adecuadas
para su manejo.
MATERIALES Y MÉTODOS
Levantamiento de datos: Para determinar
la historia de las actividades de repoblamientos
y sus objetivos como herramienta de manejo
ambiental realizamos una revisión de literatura
disponible tanto en internet, como publicacio-
nes físicas (libros, artículos, memorias de even-
tos). Se consideraron todas las investigaciones
que responden preguntas relacionadas con el
repoblamiento pesquero. Para ello, realizamos
una búsqueda Booleana de literatura prima-
ria (artículos científicos), secundaria (libros
y capítulos de libros), literatura primaria en
proceso de revisión, pero disponible en reposi-
torios abiertos (Preprint) y literatura gris (tesis
y conferencias) que fueran citados en Google
Scholar desde 1990 hasta febrero del 2023.
Realizamos la búsqueda en inglés y en español,
incluyendo fuentes como informes técnicos
y páginas web, usando las siguientes palabras
clave: “repoblamiento”, “repoblamiento pesque-
ro”, “fish stocking”. Los artículos encontrados
fueron revisados y filtrados, incluyéndose en
la revisión sólo los artículos o documentos
relacionados con la liberación de peces en
ambientes acuáticos continentales o marinos,
y provenientes de ambientes naturales o de
criadero. Se excluyeron todos los artículos rela-
cionados con el manejo en la acuicultura o que
consideraran otro grupo biológico diferente a
los peces.
Aunque reconocemos que existen diversas
medidas de manejo pesquero, principalmente
centradas en proteger especies individuales
(tallas mínimas de captura, vedas, cuotas de
pesca y/o comercialización), la discusión de la
eficiencia de dichas medidas no es el objeto de
este artículo, y puede ser revisada, para el caso
colombiano en (Hernández-Barrero, Valderra-
ma et al., 2021; Hernández-Barrero, Barreto-
Reyes et al., 2021; López-Casas et al., 2020).
Para la evaluación de los repoblamientos
pesqueros realizados en Colombia, autorizados
y registrados por AUNAP a partir de la emi-
sión de la Resolución N° 2 838 de 2017 (que
actualizó la normatividad nacional acogiendo
las recomendaciones de expertos nacionales
e internacionales), solicitamos por medio del
canal de atención al ciudadano de dicha entidad
la siguiente información: 1. número de repobla-
mientos realizados; 2. lugares; 3. años en los que
se han realizado; 4. nombre común; 5. nombre
científico de las especies utilizadas; 6. número
de individuos repoblados; 7. origen de los ale-
vinos; 8. origen de sus parentales; 9. persona
natural, jurídica o entidad que realizó el repo-
blamiento; 10. número de eventos en los que
se presentó plan de repoblamiento; 11. núme-
ro de eventos en los que se presentó plan de
monitoreo y seguimiento y sus informes. Con
esto, calculamos cuántos de estos elementos
fueron reportados para cada uno de los even-
tos de repoblamiento, e identificamos el grado
de cumplimiento medio y el porcentaje de
eventos que reportaba toda esta información.
En los casos en los que una o más variables de
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un registro de repoblamiento no reportaran
ninguna información, se reportó como “sin
información” (S.I.). Adicionalmente, para com-
plementar los datos realizamos una búsqueda
en internet sobre eventos de repoblamiento
reportados en prensa y reportes de gestión para
el periodo anterior a la actualización de la nor-
mativa sobre los repoblamientos (Resolución
N°2 838, 2017). Para el seguimiento de la efecti-
vidad de las actividades de repoblamiento, usa-
mos la información sobre los desembarcos de
pesquerías artesanales (kg) de la cuenca del río
Magdalena, disponibles en el portal de datos del
SEPEC para los años 2016-2023 (Sistema esta-
dístico pesquero de Colombia [SEPEC], 2023).
Análisis de datos: Con base en la revisión
de literatura construimos una matriz de datos
que resume el contenido de los documentos, lo
que nos permitió realizar análisis gráficos para
identificar la tendencia temporal de las divulga-
ciones, los ambientes acuáticos, el lugar donde
se llevó a cabo el estudio, las especies objetivos
de repoblamiento, los pros y contras de estas
actividades, y eventuales vacíos de información.
La información recibida por parte de AUNAP
se curó y se compiló en dos matrices de datos,
una para repoblamiento, y otra para desembar-
cos pesqueros, de modo que posibilitara realizar
análisis descriptivos de las actividades realiza-
das en el país (Material Suplementario 1). De
modo similar la información relativa a los repo-
blamientos recuperados de internet se compiló
en una matriz y se graficó para evaluar las
tendencias temporales.
Para evaluar la eficiencia de la práctica del
repoblamiento, revisamos las series de datos
evaluando la representatividad de la especie y la
continuidad de la serie de datos, seleccionando
sólo aquellas que tuvieran datos continuos y
representativos para toda la cuenca. Usando los
criterios anteriores, solo evaluamos si existían
relaciones entre el número de individuos de
bocachico, Prochilodus magdalenae Steindach-
ner 1879, liberados en los ecosistemas acuáticos
y la actividad pesquera (biomasa de los desem-
barcos para la misma especie), y generamos un
modelo de regresión lineal ordinaria. En este
modelo, la variable respuesta fue el reporte de
desembarcos de SEPEC y la variable predictora
fue el número de individuos liberados.
El bocachico, P. magdalenae, es la especie
más representativa de las pesquerías artesanales
de la cuenca del Magdalena, con aportes que van
entre el 41 y 98 % de las capturas dependiendo
del río y época del año (Hernández-Barrero,
Valderrama et al., 2021; López-Casas, 2015;
Valderrama et al., 2016; Valderrama-Barco et
al., 2020), siendo los tamaños más pequeños
(8-24 cm de longitud estándar) los que generan
el mayor aporte en biomasa relativa (Hernán-
dez-Barrero, Valderrama et al., 2021). Dado que
la especie alcanza la madurez sexual y se recluta
a las pesquerías entre los 10 y 12 meses de edad
(Narváez et al., 2013; Roa-Lázaro et al., 2017;
Roa-Lázaro, 2020), el impacto de los individuos
liberados en actividades de repoblamiento se
refleja en la productividad pesquera del año
siguiente (e.g, los individuos liberados en 2016
afectan las capturas en 2017), por lo cual fue
necesario alinear los datos de liberaciones y
capturas. Para lograr esto y analizar la relación
entre ambas variables en función del tiempo se
aplicó un ajuste de rezago, conocido como “lag”.
Este ajuste desplazó los valores de desembarcos,
permitiendo analizar cómo las liberaciones
de un año se relacionan con las capturas en
el año siguiente.
Todos los diagramas y análisis estadís-
ticos se realizaron en el software R (R Core
Team, 2022).
RESULTADOS
Uso y definición del repoblamiento:
Nuestra búsqueda arrojó 18 370 resultados, de
los cuales solo 520 estaban relacionados con
repoblamientos como una práctica de manejo
pesquero o de los ecosistemas acuáticos, y solo
157 con repoblamientos de peces, bien fueran
marinos o continentales. La mayoría de los
resultados que no cumplieron con los criterios
establecidos para la revisión se enfocaban en
prácticas de manejo para la acuicultura y/o
estaban enfocados en otros grupos biológicos,
como moluscos.
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Al analizar los países con mayor número
de publicaciones, encontramos que Estados
Unidos lidera la lista con el 15.9 %, seguido
de Australia con el 8.9 %, Brasil, Colombia y
Canadá ocupan el tercer lugar, cada uno con un
8.3 % de las publicaciones (Fig. 1A). En cuanto
a los temas más frecuentes, se observa que pre-
dominan los temas generales como revisiones,
mejoras de prácticas y consideraciones políticas
y metodológicas, entre otros. Los estudios de
caso de repoblamientos en ambientes conti-
nentales son más comunes que en ambientes
marinos y estuarinos, estos últimos presentes
con menor frecuencia (Fig. 1B).
A nivel mundial, la sociedad ha utilizado
diversos términos para describir actividades
Fig. 1. A. Número de publicaciones sobre el repoblamiento en los diferentes continentes. B. Tendencia temporal de las
principales temáticas de las publicaciones sobre repoblamientos en la literatura técnica y científica revisada. / Fig. 1. A.
Number of publications on repopulation on the different continents. B. Temporal trend of the main topics of publications on
repopulation in the technical and scientific literature reviewed.
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asociadas a la liberación de peces juveniles en
el medio natural, pero con diferentes objetivos
(Tabla 1). Entre los más comunes se encuentran
“repoblación”, “mejora de la población”, “cría en
granjas” y “suplementación” (Bell et al., 2008;
Lorenzen, 2008). La repoblación (restocking)
implica liberar, en poblaciones silvestres, a
juveniles provenientes de criaderos de desove
Tabla 1
Términos más frecuentes en la literatura para referirse a la liberación de peces criados en cautividad al medio natural. / Table
1. Most frequent terms in the literature to refer to the release of captive-bred fish into the natural environment.
Término Definición
Repoblamiento Liberación repetida de peces dentro de un ecosistema en el cual la especie está establecida
y por tanto los ejemplares liberados pueden ser de especies nativas o no nativas
(Welcomme, 1998)
Liberación repetida de organismos en un ecosistema de un ecosistema externo para
mitigación, conservación, restauración o compensación de stocks sobreexplotados y para
mejorar/mantener stocks que no se reproducen naturalmente en el cuerpo de agua de
interés (Cowx, 1999).
Práctica para mejorar las pesquerías locales o para soportar las especies amenazadas (Max
Planck Institute for Evolutionary Biology [MPI], 2017).
Liberación de peces provenientes de criaderos en un río, lago u océano para suplementar
las poblaciones existentes o para crear una población donde no existe ninguna. (Michigan
Aquaculture Association [MAA], 2017).
Es la siembra al medio natural de ejemplares de peces producidos en cautiverio,
provenientes de parentales naturales originarios de la cuenca donde se van a sembrar
(Resolución N°2 838, 2017).
Restocking (reposición) Liberación de individuos juveniles, provenientes de criaderos, en poblaciones naturales,
para restaurar biomasas desovantes severamente decaídas a niveles en los cuales puedan
nuevamente contar con rendimientos regulares y sustanciales (Bell et al., 2008).
Liberación de peces de criadero en un área en donde las especies históricamente han
existido, pero que ahora son raras o extintas, o donde la pesquería ha declinado o
colapsado (Bannister, 1991).
Liberaciones de peces de criadero, en un tiempo limitado, enfocadas en la reparación
de poblaciones agotadas, más rápidamente que lo que se alcanzaría con la recuperación
natural (Lorenzen, 2008; Utter & Epifanio, 2002).
Stock enhancement (mejora de
la población de peces)
Liberación de peces de criadero, de estadíos o tamaños particulares, en un área o stock
para incrementar algunos aspectos de la pesquería (tasas de captura, captura total,
biomasa, abundancia, etc.) (Molony et al., 2005).
Liberación de juveniles cultivados a una población natural para aumentar la oferta natural
de juveniles y optimizar la producción a través de la superación de la limitación del
reclutamiento (Bell et al., 2008)
Liberación continua de peces de criadero dentro de una población natural que se auto
recluta con el objetivo de sostener las pesquerías frente a una explotación intensiva y/o la
degradación del hábitat (Lorenzen, 2008; Utter & Epifanio, 2002).
Aquaculture based fisheries
enhancement
(mejora de las pesquerías basada
en acuacultura)
Conjunto de enfoques que involucran la liberación de organismos cultivados para
mejorar, conservar, o restaurar las pesquerías (Bell et al., 2008; Lorenzen, 2008).
Supplementation
(suplementación)
Liberación de peces de cultivo dentro de poblaciones muy pequeñas y en declive, con el
fin de reducir el riesgo de extinción y conservar la diversidad genética (Hedrick et al.,
2000; Hildebrand, 2002).
8Revista de Biología Tropical, ISSN: 2215-2075 Vol. 72: e57639, enero-diciembre 2024 (Publicado Dic. 09, 2024)
agotada, permitiéndoles alcanzar niveles que
brinden rendimientos regulares y sustanciales
(Lorenzen, 2005). Por su parte, la “mejora de
la población” (stock enhancement) tiene como
objetivo aumentar la productividad de una
pesquería al incrementar el suministro natural
de juveniles y optimizar las capturas, superan-
do las limitaciones del reclutamiento (Bell et
al., 2008; Welcomme et al., 2010). En el caso
de la cría en granjas (fish ranching), se liberan
juveniles cultivados en ambientes abiertos con
el propósito de capturar individuos de mayor
tamaño (criar, crecer y recolectar) (Bartley &
Bell, 2008). La suplementación, por otro lado,
se define como la liberación de peces de cultivo
en poblaciones pequeñas y en declive, con el fin
de reducir el riesgo de extinción y conservar la
diversidad genética (Hedrick et al., 2000; Hil-
derbrand, 2002).
Breve historia de los repoblamientos y
el deterioro de los ecosistemas acuáticos: La
historia de los repoblamientos de peces en el
mundo se remonta a varios siglos atrás. Los
primeros repoblamientos de peces se realizaron
en diferentes partes del mundo y no existe un
consenso claro sobre cuál fue el primer lugar
exacto. Sin embargo, se conocen algunos casos
históricos de repoblamiento de peces, estando,
en general, ligada a la historia del deterioro
ambiental, cuyos efectos en los ríos ocasionaron
la disminución de las poblaciones de peces que
eran objeto de uso, sumada a la sobreexplo-
tación de dichos recursos (Chen et al., 2012;
Cowx, 1994a; Molony et al., 2005; NOAA, 2021;
Pister, 2001).
Los registros históricos muestran que los
primeros repoblamientos de peces de aguas
continentales se realizaron en China durante
la dinastía Tang en el año 618-907 EC. Duran-
te este tiempo, se llevaron a cabo esfuerzos
de conservación y mejora de las pesquerías
mediante la liberación de diversas especies de
carpas en estanques y lagos a lo largo del río
Zhujiang (Hu et al., 2021).
Sin embargo, los repoblamientos moder-
nos comenzaron a desarrollarse a partir de
mediados del siglo XIX (Suthers et al., 2021).
En Noruega, en 1864, G.O. Sars logró la pro-
pagación artificial de alevinos de bacalao, una
especie que se encontraba en declive (Svåsand
et al., 2012). Esto marcó el inicio de los repobla-
mientos modernos con peces de criadero para
mejorar las pesquerías de bacalao.
En América, en 1871 se creó la Comi-
sión de Pesca de Estados Unidos de América
(USBF) con el objetivo de investigar, promover
y preservar las pesquerías del país. En 1872,
la USBF fundó la Estación Baird en el río
McCloud, al norte de California, con la tarea
de “complementar las poblaciones nativas en
declive de peces comestibles costeros y lacustres
a través de la propagación de peces”. Livings-
ton Stone, uno de los primeros empleados
de la estación, realizó la primera recolección
de huevos de salmón Chinook (Oncorhynchus
tshawytscha) para la fertilización artificial. Ese
mismo año, se enviaron 30 000 huevos ferti-
lizados que resultaron en la supervivencia de
700 juveniles, los cuales fueron liberados en
el río Susquehanna. Estos repoblamientos se
realizaron principalmente con especies como el
salmón Chinook y el sábalo americano (Alosa
sapidissima) (NOAA, 2021). De esta última
especie se destaca el caso del río Hudson, en
donde tras la llegada de la revolución industrial
sus pesquerías decayeron, iniciándose en 1882
un programa de repoblamiento que por diez
años liberó millones de juveniles de la especie
para mejorar las pesquerías. A pesar de estos
esfuerzos, las pesquerías colapsaron en 1910
(Daniels et al., 2011).
A partir de la década de 1900, los repo-
blamientos se expandieron a nivel mundial
(Holčík, 1991; Lever, 1996; Patterson, 2015;
Rinne & Janish, 1995). En países como Brasil,
Argentina, México, Colombia y varios países
europeos, se llevaron a cabo repoblamientos
con diferentes especies de peces, tanto nativas
como no nativas, alrededor de 1930 (Food
and Agriculture Organization of the United
Nations [FAO], 2011; Parrado-Sanabria, 2016).
Estos repoblamientos se realizaron en arroyos,
ríos, lagos de tierras bajas y de alta montaña,
embalses y otros cuerpos de agua, y tuvieron
diversos objetivos, como mejorar las pesquerías
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Revista de Biología Tropical, ISSN: 2215-2075, Vol. 72: e57639, enero-diciembre 2024 (Publicado Dic. 09, 2024)
recreativas, garantizar la seguridad alimentaria
y recuperar la fauna nativa (Agostinho et al.,
2008; FAO, 1999; Ministerio de Agricultura,
Ganadería y Pesca Argentina [MAGyP], 2011).
En la segunda mitad del siglo XX, los
repoblamientos se intensificaron en muchos
países y se diversificaron en términos de espe-
cies utilizadas y objetivos. Se utilizaron avances
tecnológicos en la cría y transporte de peces,
lo que permitió repoblar una gran cantidad de
lagos y embalses en Estados Unidos (Patterson,
2015; Rinne & Janish, 1995). En América Lati-
na, a través de programas impulsados por la
FAO, se repoblaron cuerpos de agua con espe-
cies nativas y no nativas con el fin de aumentar
la pesca deportiva, recuperar la fauna nativa
y brindar seguridad alimentaria a los habi-
tantes de las zonas rurales (FAO, 1999; Ibáñez
& García-Calderón, 2007; Parrado-Sanabria,
2016; Serna-Mendoza et al., 2010; Welcomme,
1988), muchas veces asociado al auge de la
construcción de obras hidráulicas desde 1930
(MAGyP, 2011).
En 1968, en Colombia se creó el Inderena
con el propósito de reglamentar, administrar
y proteger los recursos naturales renovables y
el ambiente en el país. Durante su existencia,
el Inderena llevó un registro de las capturas
de las principales especies de peces del país.
Estos registros evidenciaron un descenso en las
poblaciones de peces comerciales en la cuenca
del río Magdalena a lo largo de las décadas, con
fluctuaciones entre 79 000 y 49 000 ton/año en
la década de los 70’s, entre 63 000 y 27 000 ton/
año en los 80’s y entre 27 000 y 7 450 ton/año
en los 90’s (Mojica, 2002). Durante la década
de los 70, esta entidad comenzó a regular las
actividades de liberación de peces juveniles.
Así, en las décadas siguientes estas liberaciones
se intensificaron y diversificaron sus objetivos,
enfocándose tanto en la pesca deportiva con
especies no nativas como en la recuperación
de las poblaciones silvestres de especies nati-
vas afectadas por la construcción de embalses
(FAO, 2011; Parrado-Sanabria, 2016; Serna-
Mendoza, 2010).
Posteriormente, en 1995, el INPA, ante la
evidente reducción de las principales especies
pesqueras del país, y con el fin de garantizar el
aprovechamiento sostenido de los recursos pes-
queros en las aguas continentales, reglamentó
las liberaciones de peces. Para esto, estableció
criterios técnicos y promovió la participación
comunitaria en estas actividades, y prohibió el
uso de especies no nativas en las liberaciones,
enfocándose en especies nativas de la cuen-
ca del río Magdalena (Resolución N° 00531,
1995). Diversas entidades, tanto estatales como
privadas, llevaron a cabo repoblamientos en
diferentes cuerpos de agua de la cuenca, con el
objetivo de mantener el stock pesquero y garan-
tizar la seguridad alimentaria de las comunida-
des locales ante el descenso de las poblaciones
silvestres de la cuenca (Martelo-Tirado, 2017;
Minagricultura, 2020; Mojica, 2002; Redacción
El Tiempo, 1994, Redacción El Tiempo, 1996;
Torres-Sierra, 2017).
En años posteriores, desde 2010 en adelan-
te, se promovieron iniciativas como el programa
“Colombia Siembra” del Ministerio de Agricul-
tura y Desarrollo Rural, que continuó impul-
sando los repoblamientos de especies nativas en
distintos municipios. Empresas como EMGE-
SA, Drummond y Ecopetrol también realizaron
repoblamientos como parte de sus compro-
misos ambientales (Drummond, 2016; Eco-
guía, 2013; La Nación, 2012, La Nación, 2017).
Adicionalmente, la creación de la AUNAP en
2011, tras la escisión de algunas funciones del
INCODER, fortaleció la regulación y el control
de las actividades de pesca y acuicultura en el
país, lo que también potenció la implementa-
ción de la práctica del repoblamiento (El Tiem-
po Cali, 2015; El Universal, 2013; Enel, 2023;
García, 2015; La Nación, 2012; Martelo-Tirado,
2017; Redacción El Tiempo, 1994; Redacción El
Tiempo, 1996).
Aunque no hay registros detallados, se han
llevado a cabo numerosos repoblamientos de
peces en la cuenca del río Magdalena desde
la década de los 70. Tanto entidades estatales
como privadas han participado en estas inicia-
tivas como una medida de conservación, con el
objetivo de conservar las poblaciones pesqueras
y garantizar la seguridad alimentaria de las
comunidades locales vulnerables que dependen
10 Revista de Biología Tropical, ISSN: 2215-2075 Vol. 72: e57639, enero-diciembre 2024 (Publicado Dic. 09, 2024)
de la pesca como fuente principal de proteína
animal (AUNAP, 2016b; Resolución N°2 838,
2017; Enel, 2023; Gobernación del Atlántico,
2023; La Nación, 2017), o incluso como una
solución a los problemas de polución por mer-
curio (Martelo-Tirado, 2017).
Durante estos repoblamientos, según la
información reportada en diversos medios de
comunicación, estimamos que se han sembrado
al menos 92 433 147 individuos de al menos 14
especies en ambientes acuáticos tanto conti-
nentales como marinos (Fig. 2A), de los cuales
al menos, 63 855 540 se liberaron en la cuenca
del Magdalena (Almario, 2015; AUNAP, 2016a,
AUNAP, 2016b; Caracol, 2023; Corpocesar,
2017; CVC, 2017; Drummond, 2016; Ecoguía,
2013; El Tiempo Cali, 2015; El Universal, 2013;
Enel, 2023; García, 2015; La Nación, 2012;
La Nación, 2017; Paísminero, 2021; Martelo-
Tirado, 2017; Minagricultura, 2014, Minagri-
cultura, 2020; Redacción El Tiempo, 1994,
Redacción El Tiempo, 1996; Seguimiento,
2017; Soy de Buenaventura, 2018; Teleoi, 2015;
Torres-Sierra, 2017). Sin embargo, es importan-
te tener en cuenta que esta cifra no es precisa
ni exacta, pero nos brinda una estimación de la
situación durante el periodo evaluado. En cuan-
to a las inversiones asociadas, estimamos que
han alcanzado un valor aproximado de 8 706
069 USD, sin tener en cuenta la inflación. No
Fig. 2. A. Número total de individuos liberados en la cuenca del Magdalena recuperados de diferentes medios previo a la
incorporación de las recomendaciones de expertos (1994-2016) y número total de individuos liberados suministrados por
la AUNAP (2016-2022). B. Número total de individuos liberados de las especies con mayor representatividad en la cuenca
del río Magdalena. / Fig. 2. A. Total number of released individuals in the Magdalena basin recovered from different media
before the incorporation of expert recommendations (1994-2016) and total number of released individuals supplied by the
AUNAP (2016-2022). B. Total number of released individuals of the most representative species in the Magdalena River
basin.
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Revista de Biología Tropical, ISSN: 2215-2075, Vol. 72: e57639, enero-diciembre 2024 (Publicado Dic. 09, 2024)
obstante, es importante destacar que esta cifra
es una estimación y puede variar en la realidad.
Los repoblamientos en Colombia desde
la actualización de la normativa: En respues-
ta a nuestra solicitud recibimos tres matrices
de datos que contenían información de 458
eventos: i. los repoblamientos realizados por
AUNAP directamente desde sus estaciones de
acuicultura (244 eventos); ii. Los repoblamien-
tos autorizados a particulares (68 eventos), y;
iii. los repoblamientos realizados por AUNAP
en asocio con Piscícola San Silvestre S.A.S. (146
eventos). Seis de los eventos fueron elimina-
dos para la totalidad de los análisis. Usando
la información disponible, encontramos que
19 de los registros no contenían información
sobre la cantidad de individuos sembrados y 14
no especificaron información sobre la especie
o especies utilizadas. Además, es importante
destacar que ninguno de los registros incluía
el nombre científico de las especies, sino que
se utilizaban únicamente nombres comunes.
Debido a esta limitación, no fue posible identi-
ficar algunas especies en particular.
A pesar de estas limitaciones, calculamos
que se liberaron al menos 141 369 110 indivi-
duos de al menos 35 especies de peces desde el
2016 hasta enero de 2023 (Fig. 2A). Sin embar-
go, dado el número total de individuos reporta-
dos para siete especies (entre 5 y 50 individuos
por especie, principalmente de sardinas, tal
como aparecen en los reportes), creemos que
esos datos corresponden a liberaciones proce-
dentes de actividades de rescate o translocación
de individuos en una generadora hidroeléctri-
ca, según lo cual en el país solo se han usado 28
especies para las liberaciones.
Las liberaciones se realizaron tanto en
ambientes marinos como continentales. Sin
embargo, solo recibimos las coordenadas de
siembra en dos de los eventos de liberación
(menos del 1 % de los casos reportados), por lo
que no pudimos establecer la ubicación exacta
del resto de los eventos. Del total de los regis-
tros uno se realizó en el océano Pacífico, y otro
en el Atlántico, los otros 459 se presentaron
en ecosistemas acuáticos continentales de las
vertientes Orinoquia (7), Amazonia (5), Pacífi-
co (1), Caribe (436) y dos sin identificar (Tabla
2). En la vertiente Caribe se realizaron libera-
ciones en las cuencas del Magdalena (431), Sinú
(2), Catatumbo (2) y Atrato (1) (Tabla 2).
En cuanto al número de individuos libera-
dos en las diferentes cuencas del país, siguiendo
con la tendencia del número de eventos, fue
mucho mayor en la cuenca del Magdalena, con
un total de 129 690 860 de individuos (91.7 %
del total de individuos reportados). Aunque
la cuenca del Sinú registró solo dos eventos,
ocupó el segundo lugar en el número de indi-
viduos liberados (10 000 000), representando
el 7.1 % del total de los individuos liberados
de los que se tienen registros, mientras que
las otras cuencas reportan abundancias que
representan menos del 0.7 % de los individuos.
Es importante destacar el dato que reporta la
AUNAP de la cuenca del Sinú, difiere de la
información reportada por la empresa res-
ponsable de los repoblamientos en el periodo
2001-2016, que totaliza 40 129 328 alevinos de
al menos 7 especies (Torres-Sierra, 2017), indi-
cando que en Colombia se tienen registros de la
siembra de al menos 171 498 438 individuos de
diversas especies.
En los ecosistemas continentales, la mayo-
ría de las liberaciones se presentó exclusiva-
mente en ecosistemas lénticos (89 % de los
eventos), como lagos de planicie de inundación
(lagunas y ciénagas) y embalses, en dónde se
liberaron al menos 124 957 869 alevinos (sin
contar los 40 129 328 reportados en el embalse
de Urrá hasta el 2016 (Torres-Sierra, 2017).
Exclusivamente en los ecosistemas lóticos como
ríos, quebradas, caños de conexión de ciénagas
se realizaron el 7.9 % de los eventos (con al
menos 11 053 669 de individuos liberados), el
resto de las liberaciones fueron reportadas sin
información o reportando simultáneamente
liberaciones en ecosistemas tanto lóticos como
lénticos (Tabla 2).
En general, las liberaciones de peces no
consideran la riqueza de especies de los sitios
en los que se realizan, pues se usan muy pocas
especies para estas actividades. En la cuenca
del Magdalena, que es la que reportó mayor
12 Revista de Biología Tropical, ISSN: 2215-2075 Vol. 72: e57639, enero-diciembre 2024 (Publicado Dic. 09, 2024)
variedad, se usaron 19 especies de peces (el
8.08 % de su riqueza total), seguida de la cuen-
ca del Sinú, en donde se usaron seis especies,
en la del río Patía se usaron tres especies y en
las de la Orinoquía se reportaron dos especies.
Por su parte en las liberaciones del Catatumbo,
el Pacífico y el Atlántico sólo se reportó una
especie. Para la cuenca del Atrato no recibimos
información de las especies utilizadas, al igual
que ocurrió con algunos eventos de la Amazo-
nia, Orinoquia y Magdalena.
Aunque algunos registros no contenían
información completa, esta estimación pro-
porciona una visión general de la magnitud y
diversidad de la siembra de alevinos durante
ese período. Es interesante resaltar que una
especie en particular, Prochilodus magdalenae,
se destacó como la especie utilizada predomi-
nantemente para este propósito, con un total
de 130 333 062 individuos sembrados, lo que
representa el 92.2 % del total de los registros
recibidos, de los cuales la mayoría (93.1 % se
liberó en el Magdalena, y el resto en el Sinú).
Entre las otras 33 especies utilizadas, solo tres
representaron porcentajes mayores al 1 %: la
dorada, Brycon moorei, con 3 027 316 indivi-
duos sembrados (2.14 %), el barbudo Pimelodus
groskopfii, con 2 741 771 individuos sembrados
(1.94 %), y el pataló Ichthyoelephas longirostris,
con 2 056 524 individuos sembrados (1.45 %)
(Fig. 2B).
En relación con el origen de los individuos
utilizados para las liberaciones, los datos reci-
bidos muestran que, en al menos el 14.79 % de
Tabla 2
Número de individuos liberados en el periodo 2017- 2022 en los diferentes tipos de ecosistemas según los registros de la
Agencia Nacional de Acuicultura y Pesca. / Table 2. Number of individuals released in the period 2017-2022 in the different
types of ecosystems according to the records of the National Aquaculture and Fisheries Agency.
Cuencas y ecosistemas lénticos lóticos lóticos y lénticos marinos S.I. Total
Amazonas 10 000 10 000
Ríos S.I. S.I.
S.I. 10 000 10 000
Atrato S.I. S.I.
S.I. S.I. S.I.
Catatumbo 275 000 275 000
Ríos y lagos de planicie de inundación 275 000 275 000
Magdalena 114 761 869 10 896 669 2 665 000 1 367 322 129 690 860
Embalse 21 599 386 21 599 386
Embalse y lagos de planicie inundable 2 125 000 2 125 000
Lagos de planicie inundable 91 037 483 91 037 483
Ríos 10 896 669 10 896 669
Ríos y lagos de planicie de inundación 2 665 000 2 665 000
S.I. 1 367 322 1 367 322
Orinoco 196 000 154 000 350 000
Lagos de planicie inundable 196 000 196 000
Ríos 154 000 154 000
Sinú 10 000 000 10 000 000
Embalse 10 000 000 10 000 000
Oceano Atlántico 1 000 000 1 000 000
S.I. 1 000 000 1 000 000
Oceano Pacifico 40 000 40 000
S.I. 40 000 40 000
S.I. 250 250
Total 124 957 869 11 268 669 2 725 000 1 040 000 1 377 572 141 369 110
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los eventos (correspondientes al 43.2 % del total
de individuos liberados, es decir, 61 065 875
individuos), no se reportó esta información a
pesar de ser normativamente requerida, por
lo que fueron categorizados como S.I. Para las
liberaciones de todo el país se reportan solo
cinco estaciones de piscicultura, responsables
de las liberaciones de 80 298 435 individuos,
llevadas a cabo en los diferentes ecosistemas
continentales y marinos del país. En el caso
específico de la cuenca del Magdalena, la cuen-
ca con mayor número de eventos de liberación
y con mayor abundancia de individuos libera-
dos, los individuos provienen de tres estaciones
de piscicultura (Fig. 3A). Para los eventos en la
Amazonía, Atrato, Catatumbo, Patía y Sinú no
se reportó el origen de los alevinos.
A pesar de nuestras solicitudes a la AUNAP
para obtener el número de eventos con planes
de repoblamiento y monitoreo, así como sus
Fig. 3. A. Piscícolas de origen de los individuos liberados en los diferentes municipios en los que se realizaron liberaciones de
peces. P.S.S: Estación Piscícola San Silvestre; E.P.B.M.: Estación Piscícola del Bajo Magdalena (Repelón); E.P.A.M.: Estación
Piscícola del Alto Magdalena (Gigante); S.I.: Sin Información. B. Desembarcos pesqueros totales registrados por la AUNAP
para la cuenca del río Magdalena (2016-2022). C. Evaluación de la eficiencia de las actividades de liberación de individuos
de Prochilodus magdalenae en la cuenca del Magdalena: Correlación entre el número de individuos liberados en los eventos
de repoblamiento suministrados por la AUNAP y los desembarcos pesqueros registrados (SEPEC, 2023). / Fig. 3. A. Fish
farms of origin of the released individuals in the different municipalities in which fish releases were carried out. P.S.S: San
Silvestre Fish Station; E.P.B.M.: Bajo Magdalena Fish Station (Repelón); E.P.A.M.: Alto Magdalena Fish Station (Gigante); S.I.:
No information. B. Total fishing landings recorded by the AUNAP for the Magdalena River basin (2016-2022). C. Evaluation
of the efficiency of the release activities of Prochilodus magdalenae individuals in the Magdalena basin: Correlation between
the number of individuals released in the restocking events provided by the AUNAP and the registered fishing landings
(SEPEC, 2023).
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informes, no recibimos ninguna información al
respecto. No obstante, al analizar los registros
de eventos de repoblamiento proporcionados
por la autoridad nacional, se observó que nin-
guno de ellos contenía el 100 % de la informa-
ción requerida según la normativa vigente para
los ejecutores de estas actividades (Tabla 3).
Por último, en la cuenca del Magdalena, de
acuerdo con los datos de liberaciones de peces
de la AUNAP (Fig. 2A) y de desembarcos del
SEPEC (Fig. 3B), las liberaciones de P. m a g -
dalenae no son efectivas como una medida de
manejo de las pesquerías, ya que aunque el coe-
ficiente de correlación de Pearson indica una
correlación positiva moderada entre la totali-
dad de los individuos liberados durante un año,
y los desembarcos pesqueros del año siguiente,
el valor p sugiere que esta relación no es estadís-
ticamente significativa a un nivel de confianza
del 95 % (R = 0.61, p = 0.15), por lo que pode-
mos afirmar que la actividad pesquera no se
ve impactada por la liberación de (Fig. 3C). Es
importante aclarar que dado que P. magdalenae
fue la especie con mayor representatividad y
con la serie de datos más completa, fue la única
para la que se pudo realizar este análisis.
El repoblamiento y la compensación
ambiental en Colombia: Colombia fue el pri-
mer país de América Latina en seguir las reco-
mendaciones de la Declaración de Estocolmo,
al incluir en el Código Nacional de los Recursos
Naturales Renovables y de Protección al Medio
Ambiente (Decreto 2 811 de 1974) dos instru-
mentos jurídicos: a) la Declaración del Efecto
Ambiental y b) el Estudio de Efecto Ambiental
Previo (Gutiérrez, 1998). En consecuencia, con
el ánimo de brindar al Estado la capacidad de
armonizar la defensa y el desarrollo económico
y social del país, la Ley 99 de 1993 acogió los
principios de la Declaración de Río e incorporó
la Licencia Ambiental como el requisito para el
desarrollo de proyectos, obras y actividades que
afecten significativamente el medio ambien-
te. Este instrumento se reglamentó en 1993
y desde entonces ha contado con numerosos
cambios normativos sobre aspectos centrales
que han conducido a un debate académico
alrededor de su efectividad en la búsqueda del
desarrollo sostenible (Andrade, 2017).
A raíz de lo anterior, en el 2008 la Auto-
ridad Nacional de Licenciamiento Ambiental,
como parte de la estrategia para la no pérdida
Tabla 3
Cumplimiento de la presentación de la información mínima necesaria solicitada de acuerdo con la normativa actual
vigente para realizar un repoblamiento pesquero. / Table 3. Compliance with the presentation of the minimum necessary
information requested in accordance with current regulations to carry out fishery repopulation.
Criterio (n) (%)
lugar (coordenadas geográficas) 2 0.44
años en los que se han realizado 448 98.90
nombre común de las especies utilizadas 442 97.57
nombre científico de las especies utilizadas 0 0.00
número de individuos repoblados 431 95.14
origen de los alevinos 386 85.21
origen de sus parentales 386 85.21
persona natural, jurídica o entidad que realizó el repoblamiento 453 100.00
número de eventos en los que se presentó plan de repoblamiento 0 0.00
número de eventos en los que se presentó plan de monitoreo y seguimiento y sus informes 0 0.00
número de repoblamientos evaluados 453 100
Promedio 255.1 56.31
Nota: en la tabla solo se presentan los ítems asociados a nuestro requerimiento de información ante la AUNAP. Se excluyen
los antecedentes, justificación, objetivos, características del piso térmico del área donde se va a repoblar y la descripción del
ecosistema acuático. / The table only presents the items associated with our information requirement before the AUNAP.
The background, justification, objectives, characteristics of the thermal floor of the area where it will be repopulated, and the
description of the aquatic ecosystem are excluded.
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Revista de Biología Tropical, ISSN: 2215-2075, Vol. 72: e57639, enero-diciembre 2024 (Publicado Dic. 09, 2024)
neta de biodiversidad, inició el proceso de la ela-
boración de las guías para realizar las compen-
saciones de los ecosistemas afectados por los
impactos ocasionados por la construcción de
proyectos, obras o actividades de diferentes sec-
tores. Este proceso, inicialmente planteado en
tres fases: una primera para ecosistemas terres-
tres continentales, posteriormente una para la
compensación en ecosistemas dulceacuícolas, y
una última para los ecosistemas marinos. Como
resultado de este proceso, a partir de la resolu-
ción 1 517 del 31 de agosto de 2012 (Resolución
N° 1 517, 2012), el país adoptó el “Manual para
la asignación de compensaciones por pérdi-
da de Biodiversidad” (Autoridad Nacional de
Licencias Ambientales [ANLA], 2012a), como
instrumento para calcular la extensión del área
de ecosistemas terrestres a compensar. El pro-
ceso de tres fases nunca se culminó, y aunque
mediante la Resolución 256 de 2018 (Resolu-
ción N° 1 912, 2017) adoptó la actualización del
Manual de compensaciones Ambientales del
componente Biótico (Ministerio de Ambiente y
Desarrollo Sostenible [MADS], 2018), nunca se
adoptaron los Manuales para la compensación
en ecosistemas dulceacuícolas ni marinos, a
pesar de haber sido desarrollados.
A partir del 2012, tras la adopción de la
resolución 1 517, se establecieron una serie
de acciones de conservación, restauración y/o
herramientas de manejo de paisaje, esta últi-
ma en áreas transformadas hasta cumplir con
la medida de compensación establecida, que
podían realizarse para cumplir con el área
de compensación. Antes de la resolución, las
compensaciones se venían realizando con acti-
vidades de reforestación como acción principal.
Por su parte, ante la ausencia de un manual de
compensación para los proyectos que impactan
la biodiversidad acuática continental, desde las
Autoridades Ambientales nacionales y locales
se ha incentivado el desarrollo de programas de
repoblamiento pesquero, que coincide con el
aumento en el número de reportes y del núme-
ro de individuos liberados, de acuerdo con los
archivos de diversos medios de comunicación
revisados (Fig. 2A).
DISCUSIÓN
Uso y definición del repoblamiento: Tras
décadas de uso, y de la implementación de esta
práctica de manejo pesquero, el concepto y
significado detrás del término repoblamiento
no es universal y puede variar según, por ejem-
plo: objetivos, contexto de uso y autores. Esto
es sorprendente, ya que fue identificado hace
décadas como una de las posibles fuentes de
error (ver, por ejemplo, Agostinho et al., 2010;
Bell et al., 2008; Cowx, 1999; Lorenzen et al.,
2010) y como lo muestra la revisión, uno de los
temas más recurrentes en las publicaciones. El
uso a nivel global de términos para describir la
movilidad de individuos vivos, especialmente
de peces, es a menudo confuso y en la mayo-
ría de los casos tales palabras se tratan como
sinónimos (Tabla 1), y son a menudo utilizados
indistintamente para describir intervenciones
de manejo en pesquerías con objetivos dispa-
res (Bell et al., 2008). A esto se le suman los
problemas de traducción, o la falta de palabras
en español, que diferencien con mayor cla-
ridad, el objetivo de la actividad, pues diver-
sos términos (restoking, stock enhancement y
“supplementation”) se traducen y se usan como
sinónimos del “repoblamiento” o “stocking”.
Adicionalmente, “stocking” es un término de
uso común en acuicultura, para referir las den-
sidades de cultivo, hecho que fue evidente
durante la revisión de los resultados hallados en
la búsqueda bibliográfica.
En países hispanohablantes el uso de la
palabra repoblamiento para diversos tipos de
actividades obedece más a la falta de termi-
nología específica que describa los diferentes
objetivos de las liberaciones de peces. Lo ante-
rior cuestiona la idea generalizada de que las
diferencias en la elección de términos se deben
principalmente a los objetivos planteados. Esta
afirmación puede ser cierta en países de habla
inglesa, que como lo muestran los resultados
de la revisión, son los países que lideran las
publicaciones científicas en esta temática, pero,
como ya se mencionó, no parece aplicar para
países en los que los tomadores de decisiones,
gestores y usuarios hablan español como lengua
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materna. Algunos de los objetivos asociados a
la selección de los términos en inglés incluyen
aumentar la captura en la pesca, incrementar la
producción y restaurar poblaciones pesqueras
agotadas (Lorenzen, 2008). Además, las elec-
ciones de términos también están influenciadas
por el estado de las poblaciones naturales de
especies autóctonas, especialmente cuando se
busca reducir el riesgo de extinción, introducir
nuevas especies o restablecer especies local-
mente extintas, entre otros (Lorenzen et al.,
2010; Lorenzen et al., 2012).
La anterior situación ha llevado a confusio-
nes en el empleo de la palabra repoblamiento
ya que estas diferencias implican un marco
conceptual diferente, que orienta el desarrollo
de las actividades y la toma de decisiones en
los ámbitos relacionados a la gestión de los
recursos ícticos y la conservación de la biodi-
versidad de peces en las cuales se involucren las
actividades de repoblamiento (Bell et al., 2008;
Lorenzen, 2008).
Dada la amplia diversidad de usos del
término “repoblamiento” en los países his-
panohablantes, es fundamental identificar la
necesidad de liberar juveniles cultivados para
asegurar una clasificación adecuada de los
objetivos y una política de manejo apropiada. A
nivel mundial, se han utilizado varios términos
para describir los objetivos de las liberaciones
de juveniles. Teniendo en cuenta la revisión
realizada podemos decir que en América Latina
se han realizado repoblamientos de reposición
o suplementación, para la mejora de las pes-
querías, para translocar especies nativas y no
nativas más allá de su distribución original, e
incluso introducir nuevas especies, como es el
caso de los salmónidos y algunas especies de
peces deportivos.
A pesar de que la norma lo solicita, los
datos recibidos de la AUNAP indican que en
Colombia no se presentan ni implementan los
planes de repoblamiento pesquero de acuerdo
con la ley, como será discutido con mayor pro-
fundidad más adelante. Esto debe contribuir a
la falta de claridad en los objetivos para llevar
a cabo la actividad en cada uno de los casos.
Ante esto, consideramos que lo más adecuado
es hablar de “liberaciones de peces”, que, de
acuerdo con los datos analizados, se realizan
deliberadamente, bien sea solicitadas asociadas
al licenciamiento ambiental o como acciones
de manejo de las pesquerías o los ecosistemas.
Breve historia de los repoblamientos y
el deterioro de los ecosistemas acuáticos: La
práctica de las liberaciones de peces, tanto su
origen como su desarrollo, ha estado ligada a
la actitud, entendimiento y conocimiento de
las sociedades con respecto a los ecosistemas
acuáticos, principalmente continentales, y sus
recursos pesqueros. Se ha reconocido que la
diversidad biocultural de los paisajes fluviales a
menudo refleja conflictos entre el ser humano y
el medio ambiente, y que los procesos sociales
que impulsan tales conflictos, y que conducen
a la degradación de los ecosistemas acuáticos,
son muy similares a pesar de los trasfondos
culturales tan diferentes en diferentes partes del
mundo (Wantzen, 2023). En el caso específico
de América, el período colonial se caracterizó
por cambios significativos en las relaciones
agua-sociedad (Crosby, 1988). Esos cambios
culturales en el estilo de vida, junto con la
llegada de la revolución industrial durante el
siglo XIX y bien entrado el XX, ocasionaron
que los ríos fueran ampliamente utilizados por
la industria como receptores de desechos y
contaminantes (Hoyos et al., 2020). A esto se
le sumó la ética altamente utilitaria, que ponía
los intereses humanos a corto plazo por sobre
todas las cosas, como principal impulsor de la
gestión de los recursos hasta bien entrada la
década de 1960 (Pister, 2001).
Dos ejemplos bien documentados, son el
del río Delaware y el Río Hudson en los Esta-
dos Unidos de América, que una vez alberga-
ron peces migradores de gran tamaño, pero
sus poblaciones disminuyeron drásticamente a
mediados del siglo XX, en gran parte debido a
la masiva contaminación industrial y de aguas
residuales en sus tramos inferiores (especial-
mente en meses más cálidos cuando los niveles
de oxígeno caían). Del Delaware se decía que
el río tenía una “presa química” infranqueable,
que impedía las migraciones reproductivas del
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Revista de Biología Tropical, ISSN: 2215-2075, Vol. 72: e57639, enero-diciembre 2024 (Publicado Dic. 09, 2024)
esturión atlántico (Acipenser oxyrinchus), el
sábalo americano (A. sapidissima) y lubina raya-
da del río (Morone saxatilis), y que, junto con la
pesca, ocasionó finalmente el colapso de sus
pesquerías (Waldman, 2018). De modo similar,
las pesquerías del río Hudson de A. sapidissima
alguna vez abundantes, ampliamente capturado
sobre al menos 20 especies de peces diádromas,
estuarinas y de agua dulce, colapsaron comple-
tamente para 1910 (Daniels et al., 2011).
Aunque las razones para llevar a cabo
repoblamientos de peces son muchas y varia-
das (Fisheries and Aquaculture Management
Division, 1984; Guillerault et al., 2018; Hunt
& Jones, 2017), históricamente han respondi-
do a la degradación del stock de peces o a la
necesidad de aumentar la producción pesquera
cuando esta es inferior a la predicha (Pister,
2001). Este hecho ha sido reforzado porque el
uso de los recursos pesqueros por parte de los
seres humanos se ha centrado no en proteger
especies individuales como recurso sustentable,
sino en proteger la captura comercial en su con-
junto, debido principalmente a las implicacio-
nes sociales y económicas (Daniels et al., 2011).
Por su parte, la disminución de las pobla-
ciones de peces en los ríos es el resultado de la
pérdida de calidad y disponibilidad de hábitat.
La contaminación del agua, especialmente por
la minería, contaminación industrial y de aguas
domésticas residuales, la deforestación de las
cuencas, la pérdida de conectividad y la intro-
ducción de especies exóticas se han identificado
como responsables de la pérdida de especies de
agua dulce y la disminución de las poblacio-
nes de peces alrededor del mundo (Albert et
al., 2021; Almond, 2020; Daniels et al., 2011;
Hernández-Barrero et al., 2020; Lestel et al.,
2023; Salgado et al., 2022; Tickner et al., 2020;
Weisberg et al., 1996; ZSL, 2021)
Además de los casos del Delaware y el
Hudson, esto se ha manifestado en eventos his-
tóricos como el “Gran Hedor” (“Great Stink”)
del verano de 1858 en Londres, cuando los
olores fétidos del río Támesis expulsaron a los
parlamentarios de Westminster. El agua del
estuario estaba tan contaminada que muy pocos
animales podían sobrevivir. En el momento del
Gran Hedor en 1858, el bocado de rey, eper-
lano o “european smelt” (Osmerus eperlanus)
había desaparecido por completo del Támesis.
Esto tuvo implicaciones económicas, ya que se
perdió la próspera pesquería de eperlanos en el
río (Zoological Society of London [ZSL], 2021).
Casi un siglo más tarde, en 1957 los científicos
del Museo de Historia Natural de Londres
informaron que tramos del Támesis estaban,
en parte, biológicamente muertos (Wheeler,
1957). Desde entonces, gracias a las mejoras en
la calidad del agua, la población de O. eperlanus
se ha recuperado, y se cree que el Támesis ahora
alberga una de las poblaciones más grandes de
reproductores en el Reino Unido (ZSL, 2013).
Un ejemplo similar del éxito del manejo
ecosistémico para incrementar las poblaciones
de peces ha sido documentado también en
París. En el del río Sena las poblaciones de peces
nativos comenzaron a recuperarse a mediados
de la década de 1990, cuando los esfuerzos
considerables para tratar las aguas residuales
(iniciados después de 1970) lograron después
de 140 años restablecer el equilibrio de oxígeno
del río desde París hasta el estuario. Muchas
especies regresaron, incluidos algunos peces
diádromos, como el sábalo twaite (Alosa fallax)
y el bocado de rey (O. eperlanus), que ahora se
reproducen regularmente en el Bajo Sena. Una
segunda fase de recuperación se asoció con la
instalación gradual de pasos para peces en los
diques de navegación: a principios de la década
de 2000, el salmón (Salmo salar) y el sábalo allis
(Alosa alosa), especies que migran aguas arriba,
comenzaron a recolonizar el sistema fluvial,
sin necesidad de repoblamientos (Lestel et al.,
2023). Demostrando que mejoras en la calidad
de agua y la recuperación de la conectividad
pueden compensar los impactos ocasionados
por la pérdida de naturalidad de la cuenca.
La complejidad del funcionamiento y man-
tenimiento de las funciones y biodiversidad
de los ecosistemas acuáticos continentales ha
impedido que, como sociedad, tomemos las
decisiones adecuadas para su manejo. Debido
a que los ríos son entidades físicas, químicas y
biológicas dinámicas (Norris & Thoms, 1999),
las actividades humanas, como el cambio en el
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uso de la tierra y el uso del agua, pueden alte-
rar los procesos físicos, químicos y biológicos
de los ecosistemas fluviales, modificando así
sus comunidades biológicas (Karr, 1991). Sin
embargo, debido a su complejidad intrínseca,
sumada a los cambios en las relaciones agua-
sociedad (Henshaw, 2011), la comprensión y
gestión de los ecosistemas de agua dulce ha
sido más lenta, menos popular y efectiva que
la de los ecosistemas terrestres (Albert et al.,
2021; Almond, 2020; Harrison, Kochalski et
al., 2018). Así, por ejemplo, en los Estados
Unidos de América, no fue hasta 1972, con la
aprobación de la Ley Federal de Agua Limpia,
que los ríos Delaware y el Hudson, entre otras
cuencas hidrográficas urbanizadas e indus-
trializadas, comenzaron a recuperarse de sus
enormes niveles de contaminación (Levinton,
2011; Weisberg et al., 1996), mientras que en
muchos países de América del Sur la conta-
minación sigue siendo un problema bastante
importante (Barreto et al., 2020; Cacua-Ortiz
et al., 2020; Capparelli et al., 2020; Sierra-
Márquez et al., 2019; Simonato et al., 2008) .
Adicionalmente, fue solo hasta fines del siglo
pasado que se reconoció que los problemas de
los ecosistemas acuáticos involucran aspectos
tanto biológicos como físicos/químicos, socia-
les y económicos (Henshaw, 2011; Karr, 1991).
A todo esto, se suma que el público general
tiene un conocimiento limitado de los peces
de agua dulce (Kochalski et al., 2019), siendo
el desconocimiento del funcionamiento de los
ecosistemas acuáticos en todos los niveles de
la sociedad (incluidos los profesionales de las
ciencias biológicas), la principal amenaza para
la conservación de los peces y la biota acuática
(López-Casas, 2022).
Durante más de 600 años la sobrepesca
ha sido considerada como la principal causa
del agotamiento de las poblaciones de peces,
siendo ese discurso parte de la tradición pes-
quera (Kolding & Van Zwieten, 2011). Esta
aproximación clásica, no ha considerado el
contexto ambiental en el que se desarrolla
la pesca, con la mayoría de las medidas de
manejo pesquero, principalmente centradas en
proteger especies individuales (tallas mínimas
de captura, vedas, cuotas de pesca y/o comer-
cialización) (López-Casas et al., 2020). Sin
embargo, recientemente, múltiples evidencias
han confirmado que la degradación ambiental
es en gran parte responsable del colapso de
múltiples pesquerías (Daniels et al., 2011; Lestel
et al., 2023; ZSL, 2021). En el caso específico del
Magdalena se ha demostrado que representa el
61 % de la reducción de la producción pesquera
(Hernández-Barrero et al., 2020). Este enfoque
tradicional de responsabilizar a los pescadores
por la disminución de la producción pesquera
es engañoso y, ha limitado la comprensión del
ecosistema general, guiándonos por un camino
erróneo en el manejo de las actividades pesque-
ras (Hernández-Barrero et al., 2022; Mosepele,
2014) que además nos ha llevado a la dilación
de nuestras responsabilidades ambientales con
los ecosistemas acuáticos y su biodiversidad.
En Colombia, al igual que en la mayoría de
los países de la región, aún no se ha reconocido
la importancia de adoptar una visión ecosisté-
mica, la cual es fundamental para comprender
el manejo adecuado de los ecosistemas acuá-
ticos y conservar su biodiversidad. El mante-
nimiento de la visión clásica de manejo de las
pesquerías por sobre la visión ecosistémica está
relacionado con lo ya expuesto y con el hecho
de que, aunque la gestión puede centrarse en
la restauración de procesos ecosistémicos o
hábitats más amplios, estas prácticas de ges-
tión basadas en ecosistemas tienen un apoyo
limitado debido a su alto costo (Radinger et al.,
2023). Los registros obtenidos de los medios
de comunicación reflejan que el repoblamiento
se solicita y utiliza con frecuencia como una
medida de manejo o con la idea de garantizar la
seguridad alimentaria. Incluso se ha utilizado
como una estrategia para reducir la exposición
al mercurio en las poblaciones ribereñas (Mar-
telo-Tirado, 2017). No obstante, este último
caso ilustra la idea que tienen los manejadores
de que las especies están totalmente desconec-
tadas del ambiente en el que habitan. En el caso
en cuestión la liberación de alevinos en los eco-
sistemas acuáticos se realizó sin considerar las
medidas necesarias para controlar la liberación
de mercurio en esos mismos ambientes. Como
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resultado, los alevinos liberados también acu-
mularon el mercurio presente en el ambiente,
haciendo imposible el cumplimiento del obje-
tivo planteado. De modo similar, en la cascada
de embalses de Betania y el Quimbo, localizada
al sur, sobre el río Magdalena, los acuicultores
que realizan actividades de levante de tilapia en
Betania reportan que debido a los cambios en
calidad de agua ocasionados por El Quimbo,
pierden hasta el 70 % de los alevinos sembra-
dos (Colprensa, 2016), a pesar de lo anterior,
el repoblamiento pesquero sigue siendo una
medida de compensación ambiental, descono-
ciendo el rol del medio ambiente en la sobrevi-
vencia de los organismos acuáticos, y por ende,
de su rol en el éxito del repoblamiento como
medida de manejo pesquero.
En este contexto, la opción de “repoblar”,
se convierte en una acción de “des-educación”
ambiental para los usuarios de la cuenca (Agos-
tinho et al., 2007). Es usada como una medi-
da que permite dilatar la implementación de
medidas ligadas al cuidado de los ecosistemas
acuáticos y de sus recursos pesqueros, pues
genera una idea engañosa de cuidado y com-
promiso ambiental. Además, evita que quienes
realizan acciones que impactan los ecosistemas,
o son responsables de su cuidado, asuman sus
responsabilidades ambientales, con el pretexto
de que siempre se puede repoblar un río o un
lago de planicie inundable (ciénaga), con el
aval de las autoridades competentes (López-
Casas et al., 2020) y, además, con gran reco-
nocimiento mediático. El repoblamiento tal y
como se realiza en Colombia, se convierte en
una solución de corto plazo, con poco impacto,
y en la que se invierten recursos económicos
importantes que no responden a las necesida-
des reales del ecosistema, ni de las poblaciones
de peces, así como tampoco a necesidades de
las comunidades que habitan los territorios
(López-Casas et al., 2020). Al mismo tiempo,
se convierte en una fuente de contaminación
del genoma y una amenaza a la diversidad
genética de las poblaciones naturales de las
especies repobladas tal como ha sido discutido
ampliamente (de la Rosa et al., 2020; Márquez
et al., 2020). También en el caso específico de
la cuenca del Magdalena, ha sido un motor de
traslado de especies nativas entre diferentes
cuencas del país, ampliando notablemente su
área de distribución natural (Lasso et al., 2021).
Además, ha ocasionado la introducción de
especies no autóctonas asociadas (patógenos
y parásitos), y desequilibrios o cambios en la
estructura de la comunidad de peces (Álvarez-
Bustamante et al., 2018; Valencia-Rodríguez
et al., 2022). De este modo, bajo las prácticas
actuales, el repoblamiento de peces se ha iden-
tificado como un motor indirecto de pérdida
de biodiversidad, y fue reportado como tal en
la evaluación nacional realizada por el IPBES
(Forero-Medina et al., 2021).
Adicionalmente, en los informes de acui-
cultura de las instituciones encargadas de regu-
lar y supervisar la actividad pesquera y acuícola
en el país, el repoblamiento se ha considerado
como una oportunidad para el desarrollo de
la acuicultura extensiva. El número de alevi-
nos producidos con este propósito se presenta
como un indicador de la actividad del sector
acuícola (AUNAP, 2014; Instituto Colombiano
de Desarrollo Rural [INCODER], 2010). Bajo
esta premisa, la producción de alevinos respal-
da y promueve el repoblamiento de cuerpos
de agua de uso público para el desarrollo de
la pesca artesanal, considerada una función
del Estado. Incluso, la producción de alevinos
para los programas de repoblamiento y segu-
ridad alimentaria de algunas especies nativas
se ha convertido en uno los principales hitos
en el desarrollo de la acuicultura en Colombia
(Salazar-Ariza, 2023).
El repoblamiento de peces puede ser una
medida útil para recuperar las poblaciones
de peces en ecosistemas degradados, pero es
esencial abordar previamente las causas fun-
damentales del deterioro ambiental para lograr
una solución a largo plazo. Esto implica imple-
mentar medidas para reducir la contaminación,
restaurar y proteger los hábitats acuáticos y su
conectividad, y promover prácticas sostenibles
de uso del agua. Sin embargo, es importan-
te destacar que el repoblamiento por sí solo
no aborda las causas subyacentes del deterio-
ro ambiental de los ecosistemas acuáticos. Es
20 Revista de Biología Tropical, ISSN: 2215-2075 Vol. 72: e57639, enero-diciembre 2024 (Publicado Dic. 09, 2024)
imperativo tener en cuenta que la repoblación
es solo una pata del “taburete de tres patas” de la
gestión pesquera: es poco probable que la repo-
blación tenga éxito en ausencia de estrategias
complementarias de rehabilitación del hábitat y
gestión de la captura (Trushenski et al., 2014),
siendo la gestión de la captura el foco del enfo-
que clásico de las pesquerías, y la rehabilitación
del hábitat parte del enfoque del manejo basado
en ecosistemas. Adicionalmente, tras un siglo
de experiencias, se ha identificado que este
tipo de actividades deriva en consecuencias
negativas cuando son realizadas por intereses
económicos y culturales en ausencia de una
gobernanza basada en la conservación, tales
como la siembra de peces para el deporte y los
programas de control biológico de plagas agrí-
colas (Novak et al., 2021).
En lugar de solucionar los problemas fun-
damentales, el repoblamiento busca aumentar
artificialmente las poblaciones de peces, impac-
tadas por la pérdida de integridad de sus hábi-
tats. Sin tener impactos reales en las pesquerías,
el desarrollo repetido y continuo soporta una
falsa idea de acción y compromiso en contra
de la pérdida de las especies, muy bien visto
entre la sociedad en general. Esta idea falsa, de
desarrollo de actividades e inversiones econó-
micas, nos ha llevado por un camino evasivo y
dilatorio de nuestras responsabilidades ambien-
tales, desperdiciando así importantes recursos
económicos que podrían ser usados para la
restauración de los ecosistemas acuáticos.
Los repoblamientos en Colombia desde
la actualización de la normativa: La actuali-
zación de la normativa relativa a las actividades
de liberación de peces en el país no ha logrado
operacionalizar las recomendaciones de exper-
tos nacionales ni internacionales para la mejora
de las prácticas asociadas a esta actividad. Aun-
que la Resolución 2 838 de 2017 de la AUNAP
reconoce la necesidad de implementar las reco-
mendaciones de expertos internacionales de
la región (FAO, 2011) e incorpora en ella los
resultados del taller “Análisis y lineamientos
para el repoblamiento de peces y contribución
para una definición de las directrices de política
para el país” realizado en la ciudad de Neiva en
el año 2013, los datos recibidos de la AUNAP
y analizados en el presente trabajo evidencian
que aún existen prácticas arraigadas que pue-
den impactar negativamente el desarrollo de
esta actividad y el seguimiento de su eficiencia.
A esto se le suma el hecho de que los encarga-
dos de velar por los ecosistemas acuáticos con-
tinentales y sus recursos carecen de una visión
ecosistémica, tal como se discutió previamente.
Según la regulación existente, el repobla-
miento y el rescate, traslado y liberación son
instrumentos de manejo de poblaciones de
peces, los cuales deben ser aplicados cuando se
hayan implementado y evaluado todas las estra-
tegias de restauración ecológica y ordenación
pesquera y las acciones dirigidas a la recupera-
ción, restauración o compensación de poblacio-
nes naturales en cuerpos de agua determinados,
sin que se hayan logrado resultados evidentes. A
pesar de lo anterior, y del grupo reciente de evi-
dencias sobre los graves impactos en la cuenca
(Salgado et al., 2022), particularmente ocasio-
nados por sustancias contaminantes de diversa
índole en algunas de las principales especies de
peces comerciales del país (Atencio-García et
al., 2022a; Atencio-García et al., 2022b; Barreto
et al., 2020; Cacua-Ortiz et al., 2020; Duque
et al., 2020; Gallego-Ríos et al., 2021; Gallego-
Ríos & Peñuela, 2021; Gutiérrez-Moreno &
de la Parra-Guerra, 2021; Sierra-Márquez et
al., 2019), las aguas residuales de cerca del
36 000 000 (80 %) de Colombianos (Angarita et
al., 2021) se vierten diariamente a la cuenca con
poco o nada de tratamiento previo.
El más reciente informe de la Contraloría
General de la Nación indica que la gestión en
Plantas de Tratamiento de Aguas Residuales
(PTARs) y el control de la gestión en PTARs
por parte de las autoridades ambientales ubi-
cadas en las ciudades de la región andina con
población mayor a 100 000 habitantes es muy
deficiente, evidenciando que el indicador de
Calidad del agua superficial no ha mejorado
al menos desde el 2013 (Alvarado et al., 2019),
eso sin mencionar que el Magdalena ocupa el
deshonroso decimoquinto (15°) puesto de los
grandes ríos a nivel mundial qué más vierte
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residuos plásticos al mar (Lebreton et al., 2017).
Los plásticos (macro, meso y micro), no solo
son ingeridos por los organismos acuáticos,
sino que su bioactividad también tiene efectos
tóxicos que varían dependiendo en gran medi-
da del tamaño, la forma y el tipo de los plásticos
y los solventes usados en su fabricación (Aze-
vedo-Santos et al., 2021; Miloloža et al., 2021).
De acuerdo con la legislación existente los
solicitantes del permiso de repoblamiento no
están cumpliendo con los requisitos técnicos
considerados para el desarrollo de las acti-
vidades. Actualmente, los solicitantes deben
incluir al menos 14 ítems que describen tanto
el ecosistema receptor como a las especies y las
actividades a realizarse. Si bien nuestra solici-
tud de información no incluía los antecedentes,
la justificación, los objetivos de los eventos de
repoblamiento o la descripción del ecosistema
acuático (características físico-químicas actua-
les del cuerpo de agua a intervenir, las especies
ícticas presentes, su biomasa o volúmenes de
captura estimados, el nivel trófico que estas
ocupan y el estado de la pesquería), observa-
mos con preocupación que información aún
más básica no se adjunta a las solicitudes, tal
como la ubicación debidamente georreferencia-
da, características del piso térmico, el nombre
científico y la cantidad de individuos usados en
la liberación. La falta de claridad en los obje-
tivos y la ausencia de monitoreo de los planes
de repoblamiento han llevado al fracaso o al
cuestionamiento continuo sobre la eficiencia de
esta medida, aunque el fracaso también ha sido
atribuido a la complejidad en la aplicación de
los principios para un correcto repoblamiento
y a la falta de información científica de la efec-
tividad de los repoblamientos (Lorenzen et al.,
2010). La falta de cumplimiento de la totalidad
de los requisitos técnicos para la ejecución de
las actividades de liberación de peces puede
impactar también la efectividad de estas medi-
das (Cowx, 1994a; Cowx, 1994b; Cross, 2000).
El número de especies utilizadas en el
país para las liberaciones de peces no repre-
senta la diversidad de los recursos pesqueros
ni de la biodiversidad ictiológica. En Colom-
bia se reconocen 1 616 especies de peces
dulceacuícolas para el país (Do Nascimiento
et al., 2023), 233 especies para la cuenca del
Magdalena, y al menos 173 especies de peces
usadas como recurso pesquero continental en
el país, bien sea como un medio de subsistencia
(importancia económica) o como única fuente
de proteína animal (Lasso et al., 2011). Estos
valores representan que los repoblamientos
se llevan a cabo con ~20.23 % de las especies
pesqueras de todo el país, y alrededor de 2.17
% del total de especies peces dulceacuícolas del
país. En el caso específico del Magdalena, la
cuenca con mayor número de eventos y espe-
cies reportadas, los repoblamientos se realizan
con 20.88 % de las especies de uso pesquero
91 especies de acuerdo con Valderrama-Barco
et al., (2020), y el 8.08 % del total de las espe-
cies de la cuenca. Si bien la normativa vigente
reconoce que el repoblamiento de peces no
soluciona la pérdida de biodiversidad ni la
fragmentación de las poblaciones (Resolución
N° 2 838, 2017), la baja representatividad de
las especies usadas se convierte en un argu-
mento más de la ineficiencia de la medida para
manejar los recursos que sostienen pesquerías
multiespecíficas, además la inhabilita como una
medida de compensaciones por pérdida de la
biodiversidad dulceacuícola.
El número de individuos liberados es en
realidad insuficiente para impactar positiva-
mente las poblaciones de los peces en cues-
tión, aunque parezcan cifras significativas. Las
especies más usadas y con mayor número de
individuos liberados son especies de peces
migratorias. Dada su estrategia reproductiva,
considerada r (Winemiller et al., 2015), estas
especies de peces se caracterizan por tener
muy altas fecundidades (Winemiller, 1989).
Es decir, durante una sola migración (en el
Magdalena ocurren dos al año), en un solo
desove, una hembra de estas especies puede
liberar entre 60 359 y 1 030 402 huevos, valor
que depende de la especie. Así, el total de
individuos liberados, reportados en este docu-
mento, durante el periodo 2016-2022 podría
representar o ser equivalente al desove de tan
solo 924 hembras de bocachico (P. magdalenae)
si tomamos como referencia la fecundidad
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media más alta reportada en la literatura para
la especie (153 114 ovocitos según (Olaya et
al., 2001), o de solo 1 286 hembras si toma-
mos como referencia un dato más conserva-
dor de fecundidad media de 109 972 ovocitos
(Doria-González et al., 2020).
En el caso del bagre rayado del Magdalena,
Pseudoplatystoma magdaleniatum, si considera-
mos la fecundidad efectiva de 1 030 402 ovoci-
tos (Arce-Zúñiga et al., 2014), la totalidad de los
individuos, de todas las especies, liberados en el
país durante los últimos seis años equivale solo
a los desoves de 137 hembras de dicha especie.
Siguiendo con esta idea, hablando específi-
camente de los individuos liberados por especie
en la cuenca del río Magdalena durante los
eventos registrados en el periodo 2016-2022,
representan la descendencia de 851 hembras
de bocachico, 16 individuos de dorada (Brycon
moorei) considerando la fecundidad para B.
moorei sinuensis reportada por Marín (2003),
185 hembras de capaz (Pimelodus grosskopfii)
considerando la fecundidad reportada por Val-
buena-Villarreal et al. (2012), cuatro hembras
de pataló (Ichthyoelephas longirostris) usando la
fecundidad de Salazar (2005) y una sola hembra
de bagre rayado (P. magdaleniatum). Siendo
todas estas estimaciones cifras ínfimas cuando
se comparan con la magnitud del número de
individuos que se reproducen en la cuenca
cada año, lo que pone en evidencia la falta de
evaluación de la capacidad de carga y el número
necesario de individuos a liberar, para lograr los
impactos esperados (Chen et al., 2015).
Para contextualizar aún más estas cifras,
es necesario decir que para “repoblar” la
cuenca, durante las migraciones del Magda-
lena, millones de individuos de las especies
de peces migratorias salen de sus áreas de
alimentación y crecimiento hacia sus áreas
de reproducción y desove. Una muestra de
ello es que, para un experimento de marcaje
y recaptura realizado durante cuatro períodos
migratorios, en uno solo de los tributarios
del Magdalena, con esfuerzo de pesca limita-
do (12 pescadores y 1 761 lances de atarraya
en 125 días, es decir ~14.12 lances por día
en total) se capturaron 14 727 individuos de
bocachico (P. magdalenae) que se encontraban
realizando dichos movimientos reproductivos
(López-Casas et al., 2016).
Dada la falta de información sobre los
tamaños de los individuos liberados y de las
coordenadas de los puntos de liberación, no es
posible establecer la idoneidad de los hábitats
en los que se llevaron a cabo las actividades.
Los peces migratorios sincronizan su ciclo de
vida con el ciclo hidrológico de los hábitats
que habitan, ya que la cantidad de agua tiene
impactos en la disponibilidad de los recursos
aprovechables en los diferentes hábitats de la
cuenca de los que hacen uso a lo largo de su
ciclo de vida (López-Casas, 2015). A esto se
le suma que el tamaño de los individuos tiene
implicaciones importantes en el éxito de las
actividades de liberación (Kullmann & Thiel,
2018). Es posible que, sumado a los problemas
de calidad de hábitat de la cuenca anteriormen-
te discutidos, las liberaciones de peces no se
estén llevando a cabo en los ecosistemas más
adecuados de acuerdo con el tamaño de los
individuos, generalmente liberados con 3.5 cm
(1 pulgada) de longitud total, contribuyendo a
la baja eficiencia de la actividad.
A pesar del intento en 2017 de incorporar
las recomendaciones de expertos para mejorar
las prácticas asociadas a las liberaciones de
peces, una modificación realizada en el 2019
va en contra del esfuerzo del país de alinearse
con las tendencias globales para mejorar dichas
prácticas. La resolución 417 de 2019 (Resolu-
ción N° 00417, 2019), modificó parcialmente
la Resolución N° 2 838 del 17 de diciembre de
2017, eliminado algunos subliterales (l, m, n)
relativos al monitoreo y seguimiento de las acti-
vidades de repoblamiento pesquero. De acuer-
do con dicha modificación, a fin de establecer
el impacto producto de las actividades de repo-
blamiento, o de rescate, traslado y liberación en
las poblaciones naturales de peces, así como en
la actividad pesquera, se deberá hacer segui-
miento a dichas actividades a través de moni-
toreos biológico-pesqueros a través del Servicio
Estadístico Pesquero (SEPEC), o cualquier otra
herramienta que adopte la AUNAP. La falta de
seguimiento a esta práctica ha sido señalada
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Revista de Biología Tropical, ISSN: 2215-2075, Vol. 72: e57639, enero-diciembre 2024 (Publicado Dic. 09, 2024)
en todo el mundo como una de sus principa-
les deficiencias (Cowx, 1994a; Lorenzen et al.,
2010; Pearsons & Hopley, 1999), que sumada al
desconocimiento y a la falta de visión ecosisté-
mica, es usada como excusa para perpetuar esta
actividad, que, sin la evaluación pertinente, ni
el conocimiento necesario de la biología de las
especies de peces en cuestión, brinda la falsa
ilusión de la gestión de los recursos pesqueros.
En el país aún no se realiza la evaluación
de la efectividad o impacto de esta medida. De
acuerdo con la Autoridad Nacional de Acui-
cultura y Pesca, tras la entrada en rigor de la
normativa que acogía las recomendaciones de
expertos de realizar el seguimiento obligatorio
a estas actividades (Resolución N° 2 838, 2017),
recibieron diferentes solicitudes de aclaración y
modificación frente a lo dispuesto en la Reso-
lución número 2 838 de 2017, y en atención
a estas, la AUNAP evaluó y encontró perti-
nente la modificación parcial de la normativa,
eliminando la responsabilidad obligatoria del
seguimiento y evaluación de la efectividad al
solicitante, y traspasándola al Gobierno, repre-
sentado por la AUNAP. Sin embargo, durante
el periodo evaluado, ni los solicitantes ni la
Autoridad Nacional de Acuicultura y Pesca,
presentaron informes de seguimiento ni de
la eficiencia de estas actividades en las dife-
rentes cuencas del país. Nuestros resultados
para la cuenca del río Magdalena, usando los
datos suministrados por la AUNAP a través del
SEPEC y del derecho de petición establecido,
indican que no se observa una mejora en las
capturas asociada a la liberación de individuos
en la cuenca.
La ausencia de impacto de las activida-
des de liberación de peces en el Magdalena
puede estar influenciada por múltiples facto-
res. Como ya se discutió, la integridad de los
ambientes receptores es un factor que no se ha
considerado pero que impacta a toda la biota
acuática. Sin embargo, se ha demostrado que
la siembra de peces en poblaciones de auto-
reclutamiento a menudo no logra aumentar la
población objetivo, especialmente cuando se
siembran alevines (Guillerault et al., 2018). La
adaptación ecológica, neuroplástica y genética
de los individuos sembrados a las condiciones
del ambiente receptor es fundamental para una
repoblación exitosa, ya que afecta la supervi-
vencia y el éxito del reclutamiento posterior a
la repoblación (Mes et al., 2018). Otros facto-
res que afectan los resultados son: i. grado de
reclutamiento natural, ii. grado de adaptación
ecológica y genética (por ejemplo, grado de
domesticación y antecedentes genéticos) de los
peces sembrados, iii. tamaño de población y
densidad de población, iv. manejo, transporte y
aclimatación (Guillerault et al., 2018). En el país
no se ha evaluado ninguno de estos criterios
para el desarrollo de las actividades de libera-
ción de peces, sin embargo, es bien sabido que
en el neotrópico la magnitud de la inundación
durante el periodo reproductivo y la influencia
de ciclos de fenómenos hidrometeorológicos
e hidroclimáticos extremos como El Niño y
La Niña tienen un impacto significativo en el
reclutamiento y por tanto en las capturas del
año siguiente (López-Casas, 2015; Smolders
et al., 2000). Creemos que lo anterior, sumado
al estado actual de los ecosistemas acuáticos y
la ausencia de su gestión, son los principales
motores del fracaso de las actividades de libe-
ración de peces.
Por último, es importante mencionar que
la acuicultura para el repoblamiento ha gene-
rado una economía que puede estar influen-
ciando la evaluación eficiente de los verdaderos
impactos de esta actividad. Las partes interesa-
das que cuentan con intereses compartidos en
la conservación de los peces a menudo no están
de acuerdo sobre qué medidas de conservación
específicas son apropiadas, lo que genera con-
flictos con efectos sociales y políticos a veces
duraderos y perturbadores (Harrison et al.,
2018). E incluso con consecuencias negativas
para las especies y ecosistemas cuando son rea-
lizadas por intereses económicos y culturales en
ausencia de una gobernanza basada en la con-
servación, tal como ha sido demostrado tras un
meta-análisis que evalúa un siglo de estas acti-
vidades en Estados Unidos (Novak et al., 2021).
En el caso específico colombiano, la
AUNAP es responsable de dos de las mayo-
res estaciones piscícolas relacionadas con los
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eventos de liberación de peces en la cuenca
Magdalena (Piscícola San Silvestre y Estación
Repelón Atlántico). Es su responsabilidad man-
tener y justificar el funcionamiento de dichas
instalaciones, lo que genera un conflicto de
intereses que afecta los intereses ambientales
de la nación, y que puede asociarse al rol del
repoblamiento en la dilación de las responsabi-
lidades y el cuidado de los ecosistemas acuáti-
cos del país. Por lo anterior, los repoblamientos
deberían involucrar a otros actores del Sistema
Nacional Ambiental (SINA), toda vez que la
AUNAP no es una autoridad ambiental, por
lo que, además, los repoblamientos deberían
contener una metodología de evaluación de
impactos, pues como ha sido demostrado, no
son una medida de manejo libre de los mismos
(Pearsons & Hopley, 1999).
El repoblamiento y la compensación
ambiental en Colombia: El proceso de licencia-
miento ambiental debe considerar la capacidad
limitada de los repoblamientos para compensar
o mitigar los impactos ocasionados por los pro-
yectos en los ecosistemas acuáticos del país. La
jerarquía de la mitigación ambiental hace refe-
rencia al orden en el que se deben gestionar los
efectos negativos al sistema biofísico dentro del
ciclo de desarrollo de un proyecto (Kiesecker et
al., 2009). Este proceso debe ser llevado a cabo
por cada proyecto de desarrollo, de modo que
el análisis permite establecer, de la totalidad de
impactos generados por el proyecto, cuáles pue-
den ser evitados, cuales corregidos y finalmente
determinar si hay un efecto residual que debe
ser compensado.
La incapacidad de las actividades de repo-
blamientos de compensar, reponer o siquiera
mitigar los impactos de los proyectos cuyo
desarrollo afecte la integridad de los ecosiste-
mas acuáticos y el estado de las poblaciones de
peces migratorios, imposibilita el uso de esta
práctica como una medida de compensaciones
por pérdida de la biodiversidad dulceacuícola.
Como ya se discutió en la anterior sección,
el número de especies utilizadas en el país
para las liberaciones de peces no representa la
diversidad de los recursos pesqueros ni de la
biodiversidad ictiológica. Si bien la normativa
vigente reconoce que el repoblamiento de peces
no soluciona la pérdida de biodiversidad ni la
fragmentación de las poblaciones (Resolución
N°2 838, 2017), su baja representatividad se
convierte en un argumento más de la inefi-
ciencia de la medida para manejar los recursos
que sostienen pesquerías multiespecíficas. De
modo similar, aunque la acuicultura ha reali-
zado grandes avances, su producción es poco
significativa, como se mostró en la sección
anterior, cuando se compara con la producción
natural y la magnitud del número de individuos
que se reproducen naturalmente en la cuenca
cada año. La capacidad de producir peces con
una calidad genética equivalente a la del stock
nativo y con una capacidad inalterada para des-
ovar en la naturaleza (los principales desafíos
en el proceso de poblamiento) también debe-
rían tener un rol decisivo para determinar si se
debe solicitar e implementar un programa de
poblamiento (Agostinho et al., 2010).
Teniendo en cuenta la magnitud de los
impactos de algunos proyectos, y la incapaci-
dad del repoblamiento de mitigar o compensar
dichos impactos en las poblaciones de peces
migratorios, los impactos de dichos proyectos
deben considerarse incompensables, y esto a
su vez debe ser considerado en el proceso del
licenciamiento ambiental (Fig. 4A). Dada la
complejidad de los ecosistemas acuáticos, se
hace necesaria la adopción de un manual espe-
cífico para los ecosistemas continentales, que
considere, en un marco conceptual, todas sus
singularidades (Dahle, 2023), ya que el manual
terrestre adolece de una implementación defi-
ciente y de la falta de métodos estandarizados
en cuanto a ecosistemas acuáticos se refiere.
Los repoblamientos pesqueros o liberacio-
nes de peces se han usado como una medida de
compensación de pérdida de la biodiversidad
asociada al licenciamiento ambiental que no
responde a las necesidades del ecosistema. A
través de la muestra observada en medios de
comunicación reportamos el aumento en los
reportes de eventos y en el número de indivi-
duos liberados a partir de 2012, coincidiendo
con la adopción del Manual para la asignación
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Fig. 4 continúa en siguiente página…
de compensaciones por pérdida de Biodiver-
sidad. Aunque los datos de las liberaciones de
peces o repoblamientos previos al 2017 fueron
compiladas de los medios de comunicación, y
pueden no presentar el mismo nivel de rigor
que los obtenidos de la AUNAP, la muestra
permite compilar datos no disponibles de otro
modo, y observar las tendencias y aceptación
del público de este tipo de noticias y actividades.
El apoyo público a la conservación de la
biodiversidad está determinado por los valores
de las personas y sus conocimientos, creencias
y actitudes hacia el medio ambiente (Kochalski
et al., 2019). Más allá de las razones ecológicas
para la repoblación, la práctica también puede
mejorar los beneficios económicos que los pes-
cadores obtienen del uso explotativo del medio
ambiente acuático (Harrison et al., 2019), ya
que comúnmente son contratados para realizar
las liberaciones, estimulando la solicitud de
estas actividades por parte de las comunidades.
Los pescadores son actores clave en el cam-
bio de la política de gestión pesquera, incluidos
los esfuerzos para cambiar el enfoque de la
gestión pesquera tradicional hacia la gestión
del hábitat. Se ha demostrado que los valores
utilitarios a corto plazo, una orientación hacia
capturar muchos peces, la satisfacción con la
cantidad de peces capturados, la cantidad de
años de pesca recientes y la edad, se relacionan
positivamente con el apoyo al repoblamien-
to sobre la gestión del hábitat, mientras que
los valores de protección, la atracción por la
pesca con caña, el total de años de pesca, y el
nivel de educación se relacionaron negativa-
mente con el apoyo relativo al repoblamiento
(Schroeder et al., 2018).
En pro de dirigir el manejo de las pes-
querías hacia un enfoque ecosistémico, es
importante tener en cuenta que, aunque la
restauración del hábitat ha demostrado mejorar
el estado ecológico y de conservación de las
poblaciones de peces, a veces cuenta con poca
aceptación del público, que espera resultados
a corto plazo (Marttila et al., 2019). Aunque la
restauración de hábitat en los ríos tiene efectos
positivos en la densidad de las poblaciones de
peces (Radinger et al., 2023), para mejorar aún
más la tasa de éxito y, por lo tanto, la acepta-
ción pública de las restauraciones, es necesario
complementarlas con otras medidas de gestión
que mejoren el potencial de recuperación de las
poblaciones amenazadas, tales como mejoras
en la calidad del agua, regulaciones de pesca y
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Fig. 4 continúa en siguiente página…
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manejo con aproximación a escala de cuenca
(Marttila et al., 2019).
Consideraciones y recomendaciones
para hacer un repoblamiento de peces: En
noviembre del 2022, por primera vez en la
historia del Convenio de Diversidad Biológica,
el GBF adoptado afirmó la importancia crítica
y la interconexión de las aguas continentales,
la biodiversidad y los pueblos indígenas y las
comunidades locales para abordar la doble
crisis climática y de biodiversidad, sustentar
vidas y medios de subsistencia y lograr la visión
compartida de vivir en armonía con la naturale-
za. Así, las aguas continentales fueron incluidas
en todos los objetivos y metas, tanto explícita
como implícitamente. Los países firmantes del
tratado de Diversidad Biológica como Colom-
bia deben comprometerse y alinearse en lo
relativo a lo discutido en este documento, para
al menos cumplir con los indicadores de las
siguientes metas:
Meta A: la integridad, la conectividad y la
resiliencia de todos los ecosistemas se
mantienen, mejoran o restauran, aumen-
tando sustancialmente el área de los eco-
sistemas naturales para 2050.
Meta 2: para 2030, al menos el 30 % de las áreas
de aguas continentales degradadas... están
bajo restauración efectiva;
Meta 3: para 2030, al menos el 30 % de las áreas
de aguas continentales se conservan y ges-
tionan de manera efectiva a través de sis-
temas de áreas protegidas ecológicamente
representativos, bien conectados y gober-
nados equitativamente y otras medidas de
conservación efectivas basadas en áreas,
reconociendo los territorios indígenas y
tradicionales, y se reconocen y respetan
los derechos de los pueblos indígenas y las
comunidades locales.
Meta 7: reducir la contaminación por nutrien-
tes al menos a la mitad y reducir el riesgo
de pesticidas y productos químicos alta-
mente peligrosos al menos a la mitad,
incluido un indicador potencial para ras-
trear la contaminación por mercurio.
Meta 8: reducir los impactos del cambio climá-
tico en la biodiversidad... y aumentar su
Fig. 4. A. Consideraciones del proceso de licenciamiento ambiental relativas a las poblaciones de peces. B. Diagrama
de flujo para la evaluación de las condiciones habilitantes para llevar a cabo un repoblamiento y la toma de decisiones
sobre la actividad. C. Continuación. Diagrama de flujo para evaluar el desarrollo del repoblamiento pesquero. / Fig. 4. A.
Considerations of the environmental licensing process related to fish populations. B. Flow diagram to evaluate the enabling
conditions to carry out repopulation and make decisions about the activity. C. Continuation. Flow diagram to evaluate the
development of the fishing population.
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resiliencia... incluso a través de soluciones
basadas en la naturaleza y/o enfoques basa-
dos en los ecosistemas.
Meta 10: garantizar que las áreas dedicadas
a la agricultura, la acuicultura, la pesca
y la silvicultura se gestionen de manera
sostenible.
De acuerdo con los compromisos inter-
nacionales adquiridos, urge al país adoptar el
enfoque ecosistémico para el manejo de sus
recursos, en los que se considere la integridad
y calidad de los hábitats acuáticos. De acuerdo
con la naturaleza jerárquica del funcionamien-
to de los ecosistemas acuáticos continentales,
y lo discutido a lo largo del documento, el
cumplimiento de la meta A y las metas 2, 3
y 7 nos pondrán en el camino de cumplir las
metas 8 y 10.
Si bien todas las metas mencionadas están
relacionadas con los temas expuestos a lo largo
del documento, en pro del cumplimiento de
la meta 10, es realmente necesario que el país
adopte una visión o enfoque ecosistémico para
el manejo de sus ecosistemas acuáticos y sus
recursos pesqueros, entre otros.
De acuerdo con lo discutido en el documen-
to nuestras principales recomendaciones son:
Aprender de experiencias internacionales:
Es importante aprender de experiencias
internacionales exitosas para la recupera-
ción de las pesquerías, que incluyen tanto
la restauración de los ecosistemas, como
posibles acciones de liberaciones de peces
y también de errores pasados para mejorar
la eficiencia de las acciones. Considerando
aspectos como la genética de las especies
liberadas, tamaños adecuados de indivi-
duos y selección de hábitats y momentos
apropiados para las liberaciones.
Adoptar un enfoque ecosistémico: Para cum-
plir con la meta 10, es fundamental que el
país adopte un enfoque ecosistémico en
el manejo de sus ecosistemas acuáticos
y recursos pesqueros. Esto implica cen-
trarse en la recuperación y conservación
de los ecosistemas acuáticos, restaurando
hábitats (por ejemplo, bosques ribereños,
caudales y conectividad) y mejorando la
calidad del agua para recuperar el tamaño
de las poblaciones de peces existentes.
Implementación efectiva de la ley: Es necesa-
rio abordar las falencias en la implemen-
tación de las regulaciones relacionadas
con el repoblamiento de peces en Colom-
bia. Se debe garantizar que los solicitantes
cumplan con todos los requisitos técnicos
y proporcionen información completa y
adecuada sobre las liberaciones de peces de
modo que se puedan evaluar correctamen-
te los resultados de estas actividades.
Medida complementaria y participativa: Las
liberaciones de peces deben ser conside-
radas como una medida complementa-
ria, basada en estudios técnicos y con la
participación de las comunidades locales
y las autoridades ambientales. La gestión
integral y sostenible es clave para proteger
los recursos acuáticos y la biodiversidad.
En contadas excepciones: Dadas las condicio-
nes actuales, las liberaciones de peces en
Colombia solo deben ser llevadas a cabo en
contadas ocasiones excepcionales, siendo
quizá la definición de “fish ranching” la
que mejor se adecua a estas posibilidades
en el país, para esto recomendamos el uso
del siguiente diagrama de flujo para la
toma de decisiones (Fig. 4). Un ejemplo
destacable sería la liberación de alevinos en
lagos de planicie inundable (ciénagas) que
hayan quedado totalmente aisladas o des-
conectadas del canal principal del río, por
ejemplo, por un terraplén de una carretera,
hecho que impide la entrada de las larvas
de peces migratorios tras su reproducción
en condiciones naturales.
Responsabilidades compartidas: La imple-
mentación de las acciones de repobla-
miento pesquero, al igual que los permisos
para el cultivo de especies nativas y no
nativas, no debe quedar exclusivamente
en manos de la AUNAP, entidad adscrita
al Ministerio de Agricultura, pues su enfo-
que es utilitarista y desconoce los impac-
tos ambientales que esta actividad pueda
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tener sobre los ecosistemas acuáticos y su
biodiversidad.
CONCLUSIONES
Según las definiciones estrictas del tér-
mino, en Colombia no se han llevado a cabo
“repoblamientos”, sino actividades de liberación
de individuos juveniles de peces con diferentes
tipos de objetivos, que por lo general terminan
en el momento en que los peces salen de las
bolsas y se adentran en las aguas de los ecosis-
temas receptores. Sin ninguna evaluación real
del éxito de tales actividades.
Aunque el país ha realizado esfuerzos por
alinearse a las recomendaciones de expertos
a nivel mundial para mejorar las prácticas del
repoblamiento y su eficiencia, el repoblamiento
no ha sido efectivo como medida de manejo de
las pesquerías, principalmente por la falta de
acciones en pro de mejorar el hábitat de las espe-
cies, impactado por las actividades humanas.
La disponibilidad de la información técni-
ca sobre las liberaciones de peces juveniles en
Colombia dificulta la evaluación y seguimiento
de su eficiencia y eficacia. Nuestra búsqueda
de información sobre las liberaciones de peces
realizadas en el país en plataformas digitales
confirmó que predominan datos de diarios de
noticias en lugar de documentación técnica y/o
científica, por lo que la falta de registros conti-
nuos y oficiales dificulta conocer su impacto en
las capturas pesqueras y los costos asociados.
Teniendo en cuenta que el Ministerio de
Ambiente y Desarrollo Sostenible (MADS) es el
rector de la gestión del ambiente y de los recur-
sos naturales renovables, encargado de orientar
y regular el ordenamiento ambiental del territo-
rio y de definir las políticas y regulaciones a las
que se sujetarán la recuperación, conservación,
protección, ordenamiento, manejo, uso y apro-
vechamiento sostenible de los recursos natura-
les renovables y del ambiente de la nación, a fin
de asegurar el desarrollo sostenible, sin perjui-
cio de las funciones asignadas a otros sectores,
es necesario que las facultades de la AUNAP
relativas a la implementación de las actividades
de repoblamiento, entre otras que deberían
considerarse, pasen a manos del MADS, o se
concierten en mesas intersectoriales con otros
actores del SINA.
La falta de cumplimiento de la totalidad de
los requisitos técnicos para la ejecución de las
actividades de liberación de peces, sumada a
la falta de la visión ecosistémica, y los intereses
económicos asociados a la acuicultura y a las
liberaciones de peces, afectan negativamente la
efectividad de esta actividad como una medida
para el manejo de las pesquerías.
Los repoblamientos pesqueros o libera-
ciones de peces en el marco del licenciamiento
ambiental son una medida de compensación
de pérdida de la biodiversidad que no respon-
de a las necesidades del ecosistema, debido
principalmente a la magnitud de los impactos
de algunos proyectos, y la incapacidad del
repoblamiento de mitigar o compensar dichos
impactos en las poblaciones de peces, tanto en
lo relativo a la diversidad de los ensamblajes,
como a la abundancia de las pesquerías.
En lugar de abordar los problemas funda-
mentales, el repoblamiento de peces se enfoca
en aumentar artificialmente las poblaciones, sin
abordar la pérdida de integridad de sus hábitats.
Esto no tiene un impacto real en las pesquerías
y crea una percepción errónea de acción y com-
promiso contra la pérdida de especies, lo cual es
bien recibido por la sociedad. Esta idea enga-
ñosa de desarrollo y actividades repetitivas ha
desviado y postergado nuestra responsabilidad
ambiental, desperdiciando recursos económi-
cos que podrían destinarse a la restauración de
los ecosistemas acuáticos.
Declaración de ética: los autores declaran
que todos están de acuerdo con esta publica-
ción y que han hecho aportes que justifican
su autoría; que no hay conflicto de interés de
ningún tipo; y que han cumplido con todos
los requisitos y procedimientos éticos y legales
pertinentes. Todas las fuentes de financiamien-
to se detallan plena y claramente en la sección
de agradecimientos. El respectivo documento
legal firmado se encuentra en los archivos de
la revista.
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AGRADECIMIENTOS
Agradecemos a Elver Ivan Gutiérrez Triana
de la AUNAP, por compilar los datos solicita-
dos. Adicionalmente, agradecemos a Andrés
F. Galeano y José L. García-Melo de empresas
Públicas de Medellín por su revisión y apor-
tes constructivos. El estudio fue financiado a
través de los convenios de investigación entre
la Universidad de Antioquia y Empresas Públi-
cas de Medellín-EPM (CT-2017-001714 y CT-
2021-00023-A3) y, el proyecto 521335101 “Fish
for Peace” con la Universidad de Southampton
financiado por la Real Academia de Ingenieros
del Reino Unido.
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