Método BCR para Diagnóstico de Contaminação

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Revista Latinoamericana el Ambiente y las Ciencias 4(8): 51-66 2013 
 
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Cualidad política de la tecnología; Método BCR de extracción química secuencial 
para el diagnóstico de la contaminación por metales pesados 
Political attribute of technology; BCR sequential chemical extraction method for the 
diagnosis of heavy metal contamination 
Artículo de revisión 
Angel Silveti Loeza, Misael Murillo Murillo, Eduardo González Flores, Virginia Mendoza 
Hernández 
División de Estudios de Posgrado e Investigación, Instituto Tecnológico de Puebla 
Av. Tecnológico 420, Colonia Maravillas, Puebla, Pue. México. 
angelsilveti@yahoo.com.mx 
 
RESUMEN. Los procedimientos de extracción secuencial son metodologías 
operacionalmente definidas ampliamente aplicadas para evaluar la movilidad de los metales 
en sedimentos, suelos y materiales residuales. Debido a la diversidad de los procedimientos 
y la falta de uniformidad en los diferentes protocolos, fue propuesto el método BCR. 
Mediante esta metodología se puede aproximar el comportamiento de los contaminantes 
metálicos debido a que la forma en que se presentan puede cambiar. Algunas influencias 
externas pueden incluir pH, temperatura, potencial Redox, descomposición de la materia 
orgánica, lixiviación, procesos de intercambio iónico y actividad microbiana. La 
normatividad en la materia actualmente se enfoca en el contenido total de metales para 
evaluar los riesgos futuros debidos a las entradas de metales que podrían causar 
acumulación y posiblemente conducir, en un futuro, a sobrepasar los límites críticos. En 
este artículo de revisión se recopila información que otorga argumentos a favor respecto a 
considerar el método de extracción química secuencial, BCR como una herramienta 
innovadora de la gestión ambiental para el diagnóstico ambiental de la contaminación por 
metales pesados. 
 
ABSTRACT.Sequential extraction procedures are operationally defined methodologies 
widely applied to evaluate the mobility of the metals in sediments, soils and residual 
materials. Due to the diversity of procedures and the lack of uniformity in the various 
protocols was proposed BCR method. bcr methodology can approximate the behavior of 
metal contaminants. Some external factors may include pH, temperature, redox potential, 
organic matter decomposition, leaching, ion exchange processes and microbial activity. The 
regulations in this area focus on the total metal content to assess future risks due to inputs 
 
Recibido: octubre, 2013. 
Aprobado: diciembre, 2013 
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of metals that could cause accumulation and possibly lead, in the future, to exceed the 
critical limits. This review article collected information to consider the method of 
sequential chemical extraction BCR as an innovative tool of environmental management 
for the environmental assessment of heavy metal contamination. 
Palabras clave: Gestión ambiental, metodología operacional, procesos dinámicos 
Key words: Environmental management, operational methodology, dynamic processes 
 
INTRODUCCIÓN 
La gestión ambiental como dimensión esencial del desarrollo sostenible demanda políticas 
públicas modernas acompañadas de conocimientos e instrumentos interdisciplinarios que 
ayuden a fortalecer los instrumentos de regulación directa tanto de carácter reactivo como 
de carácter preventivo. El desafío a vencer es proponer instrumentos innovadores que 
complementen el grueso de las políticas ambientales. 
El contenido total de metales provee un conocimiento base de la composición del suelo, 
con respecto a que cambios son debidos a procesos antropogénicos o naturales. Con este 
enfoque es imposible evaluar los riesgos futuros debidos a las entradas de metales que 
podrían causar acumulación y posiblemente conducir a futuro un exceso de los límites 
críticos. La normatividad ambiental en México que considera este enfoque son la 
NOM‐087‐ECOL‐SSA1‐2002 (Residuos peligrosos; clasificación y manejo), NOM‐004 ‐ 
SEMARNAT: Especificaciones de lodos y biosólidos y la NOM ‐ 147 ‐ 
SEMARNAT/SSA: Criterios para remediar sitios contaminados, en esta última, se propone 
el uso de una extracción simple para valorar la disponibilidad del metal para una planta. 
Los cambios en el ambiente influyen grandemente en el comportamiento de los 
contaminantes metálicos, así como la forma en que se presentan puede cambiar. Algunas 
influencias externas pueden incluir pH, temperatura, potencial Redox, descomposición de 
la materia orgánica, lixiviación, procesos de intercambio iónico y actividad microbiana 
(Larios et al., 2012). 
La especiación del metal en diferentes fracciones es el criterio más confiable para 
cuantificar el efecto potencial de contaminación de los metales pesados. Los 
procedimientos de extracción secuencial son metodologías operacionalmente definidas que 
son ampliamente aplicadas para evaluar la movilidad de los metales en sedimentos, suelos y 
materiales residuales. 
Debido a la diversidad de los procedimientos y la falta de uniformidad en los diferentes 
protocolos, fue propuesto el método BCR, Bureau Commun de Recherche. El método 
BCR armonizó sistemas diferenciales de extracción para el análisis de los sedimentos y 
contempla la fracción intercambiable, fracción fácilmente reducible, la fracción oxidable 
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adicionalmente se contempla la fracción residual. El método BCR arroja información sobre 
la forma, biodisponibilidad, movilización y transporte de los metales y por consecuencia 
sobre la toxicidad de los metales (Rauret, G., 1998). 
El presente trabajo tiene como finalidad recopilar información que otorgue argumentos a 
favor respecto a considerar el método de extracción química secuencial, como una 
herramienta de la gestión ambiental para el diagnóstico ambiental de la contaminación por 
metales pesados. 
METODOLOGÍA 
La metodología comprendió la investigación bibliográfica en bases indexadas, de los ítems 
principales de búsqueda, “Método BCR”, “biodisponibilidad de metales”, “metas de la 
investigación científica” 
Se clasificó la documentación, se analizó y se extrajeron las ideas más sobresalientes, en 
función, de la relevancia para cumplir el objetivo de éste artículo de revisión. 
Finalmente, se desarrollaron las observaciones y conclusiones bajo la argumentación 
propiciada por la literatura, entablando las relaciones causa y efecto, mediante comparación 
de conceptos lógicos y contrapuestos de los puntos de interés de la investigación. 
DESARROLLO 
Definimos la Gestión Ambiental como un proceso dinámico, donde pueden aplicarse 
algunos de los principios de la dirección de empresas. La capacidad técnica del regulador y 
del regulado, la participación de la comunidad organizada con antecedentes fundados, 
adquiere aquí toda su relevancia. 
Como lo menciona Friedmann (2002) dado que los ecosistemas son complejos, las 
consecuencias ambientales de las actividades humanas son inciertas. Los diagnósticos 
simples pueden conducir a soluciones erradas. Por ejemplo, las medidas impulsadas por 
defensores del ambiente, como el cambio del plástico a papel en las envolturas de Mac 
Donald fueron globalmente contraproducentes. Por ello la consideración de las 
incertidumbres es muy importante en los planes de gestión ambiental. Podemos clasificarlas 
en tres tipologías: 
 
 Riesgos (situaciones donde las probabilidades pueden ser atribuidas a varias 
consecuencias potenciales). 
 Los “posibles o desconocidos” (situaciones donde el rango de posibles 
consecuencias se piensa es razonablemente comprendida, pero, se ignoran las 
probabilidades asociadas). 
 Ignorancia de lodesconocido, (son los fenómenos sobre los que no se tiene 
conciencia que puedan esperarse). 
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La gestión ambiental como dimensión esencial del desarrollo sostenible demanda políticas 
públicas modernas acompañadas de conocimientos e instrumentos interdisciplinarios que 
ayuden a fortalecer los instrumentos de regulación directa tanto de carácter reactivo tales 
como las acciones de combate a la contaminación, como de carácter preventivo cuyos 
instrumentos principales están vinculados a la planificación. A ello cabe agregar el tema de 
la vulnerabilidad ambiental como un tema clave de prevención. Adicionalmente a la 
modernización de las políticas ambientales del Estado, el desafío a vencer es proponer 
instrumentos innovadores que complementen el grueso de las políticas ambientales 
(Bárcena, A., 2001). 
La determinación de metales pesados y metaloides en suelos puede ser llevada a cabo por 
una variedad de razones. El contenido total de metales provee un conocimiento base de la 
composición del suelo, con respecto a que cambios son debidos a procesos antropogénicos 
o naturales. Los suelos contaminados con metales pueden ser analizados con propósitos 
legales, para evaluar el riesgo a la salud humana o al ambiente, o para monitorear el éxito 
de alguna estrategia de remediación. Los químicos agrícolas podrían desear evaluar la 
disponibilidad de metales en suelo, como un indicador de la deficiencia o toxicidad 
potencial en una planta o para determinar la probabilidad del ingreso de metales en la 
cadena alimenticia (Davidson C.M., 2013). 
En estudios de contaminación el objetivo a menudo es evaluar las entradas antropogénicas 
o estimar las cantidades máximas de metales que podrían hipotéticamente ser movilizadas y 
transportadas en el ambiente así como afectar a su receptor. Una práctica común en la 
evaluación del riesgo de la contaminación por metales es comparar las concentraciones 
presentes con las concentraciones críticas de las cuales se esperan efectos adversos. Con 
este enfoque es imposible evaluar los riesgos futuros debidos a las entradas de metales que 
podrían causar acumulación y posiblemente conducir, en un futuro, a exceder los límites 
críticos (De Vries et al. 2013). 
Según De Vries et al. (2013) una concentración límite crítica define el umbral del riesgo 
potencial a un receptor definido. Para la mayoría de receptores o compartimientos, los 
limites críticos han sido definidos relacionando los riegos ecotoxicológicos o toxicológicos 
al humano: en el caso del suelo los limites críticos están relacionados a efectos sobre los 
organismos del suelos (microorganismos e invertebrados del suelo) y plantas (mg/Kg). 
Los límites críticos relacionados a los efectos ecotoxicologicos en organismos del suelo y 
plantas están delimitados a las concentraciones de metal sin efectos observados en estudios 
de laboratorio con plantas y organismos de suelo, como la microbiota e invertebrados del 
suelo (Tyler G., 1992). 
Los riesgos de la contaminación por metales pesados, sin embargo, dependen de su 
disponibilidad, la cual es influenciada por las propiedades del suelo. El uso de la 
concentración total del metal en el suelo como un límite crítico para los efectos 
ecotoxicológicos sobre los organismos del suelo ha sido, por lo tanto, criticada (Allen, H. 
E., 1993), ya que no se consideran las variaciones observadas en la toxicidad de los metales 
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catiónicos entre suelos con diferente química (Spurgeon, D. J., y Hopkin, S. P. 1996). Los 
impactos de las propiedades del suelo en la biodisponibilidad y toxicidad de los metales, 
por lo tanto, tienen que ser considerada para la evaluación de los límites críticos. 
Una carga crítica de metal equivale a la tasa de entrada que en el largo plazo –en estado 
estacionario- conduce a la concentración crítica del metal (límite crítico) para un receptor 
definido. Una carga critica no considera amortiguamientos finitos para el metal y por 
consecuencia hace de lado los retrasos entre la (no excedencia) de las cargas críticas y la 
(no violación) del límite crítico. Para obtener una visión en este comportamiento temporal, 
son necesario modelos dinámicos (De Vries et al. 2013) 
Las diversas posibilidades que pueden ocurrir son ilustradas en la figura 1 que muestra el 
cambio en la concentración del metal como una función del tiempo para varias 
combinaciones de concentración inicial, la concentración crítica y la concentración en 
estado estacionario para una entrada constante. En la figura de la izquierda, la 
concentración inicial del metal está por debajo del límite crítico. Una entrada de metal por 
debajo de la carga critica, resulta en una concentración de estado estacionario abajo del 
límite crítico. Una entrada arriba de la carga crítica resulta en un estado estacionario arriba 
del límite crítico y toma un tiempo finito para exceder este límite crítico, llamado el tiempo 
de retraso del daño. En figura del lado derecho la concentración esta inicialmente por arriba 
del límite critico (en otras palabras, el sistema esta potencialmente en riesgo). Una entrada 
igual a la carga critica resulta (técnicamente, después de un tiempo infinito) en un estado 
estacionario, con la concentración igualando el límite crítico. Nuevamente, entradas 
arriba/abajo a la carga critica eventualmente resulta en estados estacionarios arriba/abajo 
del límite crítico. El tiempo que toma llegar al límite crítico desde arriba es llamado el 
tiempo de retraso de recuperación (Posch, M. y de Vries, W., 2009). 
 
Figura 1.- Diagrama que muestra el cambio en la concentración del metal con una entrada 
constante en función del tiempo con la concentración inicial abajo (izquierda) y arriba 
(derecha) de la concentración critica (DDT tiempo de retraso de daño, RDT tiempo de 
retraso de recuperación). Las líneas punteada/sólida/rayada son las entradas arriba/a 
límite/debajo a la carga crítica. 
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Las cargas críticas son por definición una herramienta para cuantificar el riesgo potencial a 
largo plazo, donde “largo plazo” significa la longitud de tiempo para llegar al estado 
estacionario. El modelado dinámico del ciclo de los metales en sistemas terrestres (De 
Vries, W., y Groenenberg, J. E., 2009; Paces, T. et al., 2002; Posch, M., y de Vries, W. 
2009) indica que puede tomar décadas hasta milenios llegar al estado estacionario. 
Consecuentemente, en un suelo en el que actualmente el límite crítico esta excedido, una 
entrada de metales equivale a la carga critica que puede causar que el sistema permanezca 
en riesgo potencial por mucho tiempo. Este tiempo podría ser reducido requiriendo una 
carga por debajo de la carga critica, denominada “carga blanco”. Una carga blanco es 
definida como la deposición por la cual un estado químico o biológico predefinido se 
alcanza, mantiene o mejora a partir de entonces (Posch, M. et al., 2003). 
Las concentraciones, blanco y crítica, para metales son una herramienta con potencial 
político para optimizar la protección al ambiente. Sin embargo, el tiempo para alcanzar el 
estado estacionario puede ser de cientos o miles de años y esto hace que el enfoque pierda 
uso, a menos que se use adicionalmente un enfoque de modelado dinámico. La razón para 
esto es que las variaciones en la transformación del metal y su transporte, moderados por 
los cambios climáticos y la acidificación del suelo en el tiempo, puede influir en la 
exposición y efectos más que la magnitud de las entradas del metal. El cambio climático 
influye en el balance de agua del suelo, los cambios del tipo de vegetación y elmanejo en 
el cambio de uso de suelo, afectan el ciclo de carbono y por lo tanto la concentración de 
carbono orgánico disuelto. La acidificación, en términos de cambio de pH, puede influir en 
los procesos de complejación, adsorción, precipitación e intercambio iónico (De Vries et 
al., 2013). 
En Taiwán para mantener las condiciones acuáticas para el crecimiento del arrozal, se 
requiere una intensa irrigación para compensar el agua perdida en los campos debido a la 
evaporación y percolación. La entrada de agua hace que los suelos de arrozales sean más 
vulnerables a la contaminación por irrigación de agua que las tierras de cultivo seco. Según 
Hseu et al. 2010, el 88% de sitios contaminados con metales pesados en Taiwan son 
campos de arrozal, principalmente las ciudades Chunghua, Hsinchu, and Taoyuan donde 
hay mayor actividad industrial. La acumulación de contaminantes en suelos de arrozal 
puede resultar en niveles elevados de contaminantes en granos de arroz cosechados, así 
como la contaminación de agua subterránea a través de la infiltración. Como resultado, la 
población cercana está expuesta a los contaminantes a través de alimentos y el agua para 
beber. 
El cadmio es un contaminante de alta prioridad en suelos debido a su toxicidad elevada y 
acumulativa para los humanos. El consumo de cultivos contaminados con cadmio es el 
principal mecanismo mediante el cual entra al cuerpo humano (Olive 1997). La ingestión 
diaria de arroz que contiene un alto nivel de cadmio puede resultar en enfermedades serias 
como la enfermedad itai-itai (Kobayashi 1978, Kawada y Suzuku 1998). 
Cuando los suelos son inundados, la actividad microbiana cambia gradualmente el proceso 
de fermentación, de aerobia a anaerobia, de la materia orgánica (Kogel-Knabner et al. 
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2010). Como el potencial redox disminuye al realizar la anegación de los arrozales, el 
proceso Redox toma lugar, y el pH de suelos alcalinos y ácidos convergen a neutro (Kogel-
Knabner et al. 2010). Estos cambios en Eh y pH en suelos inundados afectan los procesos 
reguladores de la especiación química del cadmio en los suelos de arrozal. Por ejemplo, 
Sun et al. (2007) encontraron que a 60 días de anegación dismuye la fracción 
intercambiable de cadmio en suelos, resultando en una disminución de la disponibilidad y 
movilidad del cadmio después del anegamiento. Los cambios graduales en Eh y pH durante 
el anegamiento del suelo resultan en un conjunto de reacciones redox secuenciales; 
consecuentemente, las diferentes fracciones de cadmio en el suelo también sufren cambios. 
Huang J.H. et al., 2013, demostraron los cambios en la concentración de cadmio de la 
solución de suelo contra los potenciales Redox del suelo, como una función del tiempo de 
anegamiento. El anegamiento resulto en el decremento del potencial Redox del suelo. 
Aunque el cadmio no tiene en sí mismo estados de oxidación diferentes, la concentración 
del cadmio en la solución del suelo de los suelos contaminados con Cadmio primero 
incrementa y subsecuentemente disminuye después de un anegamiento prolongado. Esto 
revela la redistribución del cadmio en los diferentes componentes del suelo a través de los 
procesos de disolución/precipitación y la adsorción/desorción en suelos. El incremento en 
la concentración puede ser atribuido a la liberación del cadmio de los sitios intercambiables 
del suelo y de los óxidos de fierro y manganeso. Aunque la disminución en el potencial 
redox después del anegamiento no alcanza el nivel de reducción de sulfato a sulfuro, la 
disminución en las concentraciones de sulfato revela la posibilidad de la reducción del 
sulfato. Bajo microambientes del suelo el sulfato puede ser reducido a sulfito o sulfuro. Por 
lo tanto, la disminución en la concentración del cadmio en la solución del suelo en 
anegamientos prolongados puede resultar de la formación de precipitados de sulfuro de 
cadmio. 
Las condiciones oxidantes generalmente prevalecen en la ausencia de material orgánico 
biodegradable y en ambiente cercanos a la superficie. Las condiciones reductoras 
generalmente prevalecen cuando está presente un exceso de material orgánico 
biodegradable y el oxígeno suministrado es limitado (Van Hullebusch E.D., 2005). En 
ambientes anaeróbicos, la respiración microbiana anaeróbica puede promover la disolución 
mineral (Dassonville y Renault, 2002). Un ejemplo de esto es la disolución reductiva de 
óxidos de Fe (III), lo cual libera metaloides como el arsénico que están adsorbidos a los 
óxidos (Cummings et al., 1999; Bose y Sharma, 2002). En contraste, que las condiciones 
anaeróbicas en sedimentos conducen a producción de sulfuros mediante la reducción de 
sulfatos mediada microbiológicamente en condiciones anóxicas, o como un producto 
directo de la descomposición de la materia orgánica (Neal et al. 2001). 
El componente principal de sulfuro encontrado en la mayoría de sedimentos, debido a la 
abundancia de oxihidroxidos de fierro, y su facilidad de reducción a Fe (II) en condiciones 
anóxicas. Como sulfuro de fierro (FeS) amorfo es el sulfuro de metales reales más soluble, 
otros cationes pueden desplazar al Fe para formar un sulfuro más estable en el sedimento 
(Chapman et al., 1998; Morse y Luther 1999) así como en suelos (Brennan y Lindsay, 
1996). También en condiciones reducidas, el arsénico es movilizado como el resultado de 
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la reducción de los óxidos de Fe y Mn y la reducción de As (V) a As (III) (Cummings et al., 
1999). Sin embargo, en la rizósfera en tierras húmedas, el arsénico es inmovilizado debido 
a la oxidación a As (V) y adsorción por FeOOH (Weiss et al., 2004). Por lo tanto, se ha 
encontrado que el arsénico se acumula en la rizósfera por muchas plantas, pero la mayoría 
de arsénico es probablemente retenido en la superficie de la raíz (Huang 2004; Liu et al., 
2004). 
Cada cambio en las condiciones ambientales; tales como la acidez, el potencial redox, la 
concentración de ligandos orgánicos e inorgánicos; resulta en cambios en la movilidad, y 
así también en la bioaccesibilidad del metal. Por lo tanto, la identificación de los cambios 
en el suelo y en los lodos ayuda a entender los procesos geoquímicos y estimar el potencial 
de removilidad y el riesgo ambiental, incluyendo el peligro toxicológico. El análisis por 
especiación es usado para identificar los cambios antes mencionados. Para suelos y lodos, 
el análisis por especiación no identifica formas químicas separadas. El tipo básico de 
especiación para suelos y lodos es el fraccionamiento. Por ejemplo, la clasificación del 
analíto de acuerdo las propiedades físicas seleccionadas, por ejemplo, con respecto a una 
solubilidad diferente o propiedades químicas tales como la reactividad (Chen M. et al. 
2008). 
Las extracciones químicas secuenciales constituyen una metodología operativa consistente 
en la exposición de una muestra sólida frente a una serie de soluciones reactivas de 
características fisicoquímicas distintas (López Julián P. L.et al., 2002). La finalidad que se 
persigue al aplicar una metodología de extracción química secuencial es determinar, con la 
mayor precisión posible, la distribución de los elementos traza existentes en una muestra 
sólida entre fracciones de distinta naturaleza fisicoquímica. Se ha comprobado que el 
reparto elemental determinado mediante la aplicación de una metodología de este tipo tiene 
una relación directa con el comportamiento geoquímico y la biodisponibilidad de los 
elementos químicos en condiciones naturales (Nirel y Morel, 1990). 
La especiación del metal en diferentes fracciones es el criterio más confiable para 
cuantificar el efecto potencial de contaminación de los metales pesados. Esta es reconocidacomo una metodología útil para obtener información sobre la forma de presencia, 
biodisponibilidad, movilización y transporte de metales (Kartal et al. 2006). Proporciona la 
historia de la entrada de metal, transformación digenético dentro de los suelos y la 
reactividad de las especies de metales pesados de origen tanto natural como antropogénico. 
La toxicidad de los metales depende especialmente de sus formas químicas más que de sus 
contenidos totales (Huang X. et al., 2013). 
La especiación química se refiere al concepto de identificar y cuantificar las diferentes 
especies, formas o fases presentes en un cierto material. En el fraccionamiento 
operacionalmente definido, las especies son generalmente clasificadas sobre la base de los 
reactivos usados (Fuentes A. et al., 2004). 
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Como un método para la especiación química, en los procedimientos de extracción 
secuencial se aplica el respectivo reactivo sucesivo con el fin de aumentar la reactividad 
que corresponde a las formas de asociación que disminuyen la movilidad del metal. 
Los usuarios de la extracción secuencial deben siempre estar conscientes de las limitaciones 
inherentes del enfoque, incluyendo la potencial redistribución de analítos, la no selectividad 
de reactivos y extracción incompleta. Una revisión crítica sobre el campo ha sido 
recientemente publicada (Bacon, J. R., y Davidson, C. M., 2008), incluye las siguientes 
recomendaciones para el uso de procedimientos de extracción secuencial: 
 
1. Usar un protocolo estándar por ejemplo la extracción BCR 
2. Usar medidas de control de calidad disponibles por ejemplo, cálculos de balance de 
masa y Materiales de referencia certificados (CRM) 
3. Reportar los resultados en términos de fracciones operacionalmente definidas por 
ejemplo fase reducible y no minerales específicos por ejemplo; unidos a óxidos de 
fierro. 
4. Presentar datos como concentraciones absolutas debido a que los patrones de 
fraccionamiento pueden ser engañosos. 
5. Usar el enfoque en estudios comparativos, por ejemplo, en suelo, antes y después de 
enmendarlo. 
Entre el abanico de técnicas disponibles usando diversos reactivos de extracción y 
condiciones experimentales para investigar la distribución de los metales pesados en 
sedimentos y suelos, los 5 pasos de Tessier et al. (1979) y el método de extracción de 6 
pasos, Kerstin y Fronstier fueron los más usados. Siguiendo estos dos esquemas básicos, 
algunos procedimientos modificados con secuencias diferentes de reactivos o condiciones 
experimentales se han desarrollado (Borovec Z et al., 1993; Campanella L. et al., 1995; 
Zdenek B, 1996; Gomez–Ariza J.L. et al., 2000). Teniendo en cuenta la diversidad de los 
procedimientos y la falta de uniformidad en los diferentes protocolos, fue propuesto el 
método BCR, Bureau Commun de Recherche (ahora llamado Programa de Medición de 
Estándares de prueba de la Comunidad Europea) (Ure A.M. et al., 1993). El método BCR 
armonizó sistemas diferenciales de extracción para el análisis de los sedimentos. 
El método ha sido validado usando un sedimento certificado como material de referencia 
BCR-701 con concentración extractable indicativa y certificada de Cd, Cr, Cu, Ni, Pb y Zn 
(Rauret G. y Lopez-Sanchez J.F., 2001). Este método ha sido aplicado y aceptado por un 
amplio grupo de especialistas (Salmons W., 1993; Fiedler H.D. et al., 1994; Ho D. y Evans 
G.J., 1997; Lopez- Sanchez J.F. et al., 1998; Usero J., 1998; Agnieszka S. y Wieslaw Z., 
2002) a pesar de algunas deficiencias en las etapas de extracción secuencial (Ramos L., 
1994; Tu Q. et al., 1994). 
El protocolo de extracción secuencial BCR establece la obtención de tres fracciones 
definidas operacionalmente; es decir, de acuerdo a las características químicas de las 
soluciones extractantes. Y aunque no la incluye en su protocolo, el procedimiento de 
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extracción secuencial BCR recomienda una cuarta fracción conocida como residual 
(González Flores E., et al., 2011). 
 
1) La fracción intercambiable representa a los elementos adsorbidos débilmente; 
retenidos sobre la superficie sólida mediante una interacción electrostática 
relativamente débil, así como a los elementos que pueden ser liberados por los 
procesos de intercambio iónico y a los elementos que pueden ser cooprecipitados 
con carbonatos. Los más fácilmente disponibles desde el punto de vista ambiental 
(Gleyzes C., et al., 2002). 
2) La fracción fácilmente reducible, simula condiciones anóxicas tal como ocurren en 
un medio natural y corresponde a los elementos que son termodinámicamente 
inestables y potencialmente biodisponibles. Usualmente consiste de óxidos de Mn y 
Fe, los bien conocidos sumideros de elementos traza en un ambiente superficial 
(Hall G. E. M. y Pelchat P., 1999). 
3) La fracción oxidable. Representa a los elementos que están unidos orgánicamente o 
se presentan como minerales oxidables, por ejemplo los sulfuros. Los metales de 
esta fracción no son considerados muy móviles o biodisponibles (Filgueiras A.V., et 
al., 2002). 
La fracción residual. Consiste de minerales primarios y secundarios, en los cuales los 
elementos están asociados con la red mineral. A menudo se refiere como la fase inerte que 
representa elementos que probablemente no se disuelvan en condiciones que se encuentran 
en la naturaleza y por lo tanto al peor escenario ambiental respecto a la movilización de 
elementos (Mäkelä M. et al., 2011). 
En el método BCR, la muestra se extrae subsecuentemente con tres pasos. El primer paso 
consiste en extraer con ácido acético 0,11 Mol l
-1
, que representan el agua y el ácido soluble 
así como la fracción intercambiable. El segundo paso es la extracción con NH2OH.HCL 0,1 
mol l
-1
, que representa la fracción reducible y la fracción combinada con óxidos de Fe/Mn. 
El tercer paso representa la fracción combinada con materiales orgánicos, que se consigue 
por extracción con NH4Ac 1,0 mol l
-1
 después de que la muestra ha sido digerida con H2O2 
(Song Q.J. y Greenway G.M., 2005). 
 
CONCLUSIONES 
El contenido total de metales provee un conocimiento base de la composición del suelo, 
con respecto a que cambios son debidos a procesos antropogénicos o naturales, esta 
información es insuficiente para evaluar el riesgo a la salud humana o al ambiente, o para 
monitorear el éxito de alguna estrategia de remediación. 
La revisión bibliográfica sobre algunos ejemplos de los cambios generados en el contexto 
de la matriz analítica de pertinencia, así como la evidencia creciente del uso de esta 
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metodología en el mundo confieren certidumbre a los datos conseguidos por medio de este 
método de estudio de la contaminación por metales pesados. 
 
El método de extracción química secuencial BCR es un claro ejemplo de la aplicación de la 
ciencia básica (tecnología) que busca entregar información con características integrales 
sobre el comportamiento de los metales pesados en las matrices ambientales sólidas de 
importancia directa para el bienestar de la sociedad. Al involucrar esta técnica en las 
herramientas del estado en materia de la gestión ambiental, se podrá garantizar una mejor 
estrategia de control y mitigación de los daños causados por los metales pesados. 
 
BIBLIOGRAFÍA 
 
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