Distribution, sources et toxicité des métaux lourds dans les sédiments de surface du nord-ouest du Karnataka, sud de l'Inde

Dec 21, 2023

Scientific Reports volume 12, Numéro d’article: 15782 (2022) Citer cet article

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Cette étude présente la distribution spatiale, les sources et les risques toxicologiques d’As, Cr, Cu, Hg, Ni, Pb et Zn dans les sédiments de surface du nord-ouest du Karnataka, dans le sud de l’Inde. Les métaux lourds (à l’exception du Hg) sont 1 à 5 fois enrichis que la croûte continentale supérieure. Une forte concentration de Cr, Ni, Cu et Zn se trouve dans le centre de Kudalgaon, Devarayi, et Tavargatti et dans la région sud-ouest de Ganeshgudi, tandis que l’arsenic est enrichi dans le nord-est d’Alnavar, Kakkeri, Tavargatti et Pb, et Hg dans les villages du nord-ouest de Kapoli, Devarayi, Manjarpal. L’indice de risque écologique, l’indice de risque toxique et le quotient moyen des niveaux d’effets probables des métaux lourds suggèrent que ~ 40% de la zone est sujette à un risque très élevé, en particulier pour les systèmes hydrologiques, biologiques et écologiques. L’analyse statistique multivariée suggère des sources géogéniques possibles pour Ni, Cr, Cu et Zn et des sources anthropiques telles que les émissions des véhicules et des secteurs agricoles pour As, Hg et Pb. Cette étude est la première du genre dans la région, qui aidera à mieux formuler la pollution de l’environnement et les mesures correctives liées aux risques pour conserver l’écosystème naturel et le bien-être des humains.

Les micronutriments essentiels sont nécessaires au fonctionnement des êtres vivants; Cependant, des quantités excessives de ces éléments produisent des dommages cellulaires et tissulaires entraînant divers effets néfastes sur la santé des humains, des plantes et des animaux1. Les métaux lourds (HM) comme As, Cd, Cr, Pb et Hg2 ont un degré de toxicité plus élevé, ce qui fait de ces 5 métaux une priorité absolue pour les préoccupations de santé publique. Depuis la dernière décennie, la communauté scientifique est très sensibilisée aux risques pour la santé publique et l’environnement associés à la pollution par HM résultant de l’augmentation des processus industriels, des activités agricoles, de la combustion, des applications électroniques et des déchets municipaux3,4. Même à des niveaux d’exposition plus faibles, la toxicité des HM est connue pour induire des dommages à plusieurs organes.

Les sédiments de surface de la planète Terre reçoivent chaque année une énorme quantité de polluants provenant de diverses sources géogéniques et anthropiques, ce qui fait des composants du sol non seulement un puits de polluants, mais aussi un tampon en contrôlant le transport des polluants dans l’environnement5,6. Des concentrations élevées d’As, de Cr, de Cd, de Hg et de Pb dans le sol sont toxiques pour la plupart des plantes et des animaux.

Dans l’État du Karnataka, dans le sud de l’Inde, ~ 16 % de la production intérieure brute (PIB) est imputable au secteur agricole, qui est supérieure à la moyenne nationale7. L’utilisation de pesticides et d’engrais dans les champs agricoles est la stratégie clé pour lutter contre les maladies des cultures et améliorer les rendements des cultures. Cependant, ces dernières années, l’utilisation inappropriée de produits agrochimiques dangereux suscitait de plus en plus d’inquiétudes. Les surdoses de produits agrochimiques créent des problèmes de santé tels que des problèmes de peau, des symptômes d’irritation oculaire, des problèmes respiratoires, la déshydratation, des vomissements, des crampes et de la diarrhée dans la communauté agricole7.

La cartographie géochimique a été effectuée dans la fiche topographique no 48I/11 afin de préparer une base de données géochimiques multi-éléments indiquant son utilisation dans la mise en valeur des ressources minérales, l’aménagement du territoire, l’agriculture, la foresterie, la surveillance de l’environnement, la santé humaine et animale et l’élimination appropriée des déchets. La présente étude basée sur sept métaux lourds (As, Cr, Cu, Hg, Ni, et Zn) provenant des sédiments de surface fournit une vue plus large de la concentration, de la distribution, de l’enrichissement, des sources et des risques environnementaux potentiels de ces métaux lourds.

La zone se situe entre 15,25° DD et 15,50° DD latitudes et 74,50° DD à 74,75° DD) longitudes (Fig. 1) dans la partie nord-ouest de l’État du Karnataka, en Inde du Sud, couvrant des parties des districts de Belgaum, Dharwad et Uttar Kannada. Le côté ouest de la région est un terrain vallonné avec des collines abruptes et des vallées étroites. Le côté est est un relief simple, le principal schéma de drainage de la région est dendritique. La zone se trouve dans le craton occidental de Dharwar (WDC) du bouclier indien et est occupée par des roches gneissiques du complexe gneissique péninsulaire (PGC); quartzite, calcaire, phyllite, argilite, formation de fer à bandes et roches schisteuses du supergroupe de Dharwar de la ceinture de schiste de Shimoga et digues de dolérite du groupe des intrusifs plus jeunes. Le PGC forme une grande partie du WDC et est constitué de gneiss tonalitique-trondhjémitique avec de nombreuses inclusions de roches sédimentaires et ignées plus anciennes (Fig. 2)9. Le climat local est principalement semi-aride chaud, « classe BSh"10 et la température moyenne annuelle et les précipitations sont respectivement de 24,3 ° C et 885 mm. Des parcelles isolées dans toute la région et dans toute la partie nord-est sont occupées par des établissements humains et sont cultivées en canne à sucre, riz, coton et mangue; le reste de la zone est couvert de forêts (Fig. 3)9.

Carte de localisation de la zone d’étude (topofiche Survey of India no 48I/11) et des points d’échantillonnage. Carte préparée à l’aide des logiciels Microsoft Paint et Origin-Pro 2016 (lien URL : http://www.originlab.com).

Carte géologique de la zone d’étude, Source : Bhat et al., 2021. Carte préparée à l’aide des logiciels Microsoft Paint et Origin-Pro 2016 (lien URL : http://www.originlab.com).

Carte de la couverture terrestre de la zone d’étude, Source : Bhat et al., 2021. Carte préparée à l’aide des logiciels Microsoft Paint et Origin-Pro 2016 (lien URL : http://www.originlab.com).

La cartographie géochimique à l’échelle 1:50 000 a été réalisée en suivant la procédure opérationnelle standard6,11 du programme National Geochemical Mapping (NGCM) du Geological Survey of India (GSI). Au cours de la session de terrain 2017-2018, dans des zones de 756 km2, un total de 752 échantillons de sédiments de surface (sédiments fluviaux et lavage de pentes) sur un quadrillage de 1 × 1 km2 et 9 échantillons de sous-sol et de doublons sur un quadrillage de 5 × 5 km2 ont été prélevés (Fig. 1). Des échantillons en double ont été prélevés pour une analyse croisée et des échantillons du sous-sol en dessous de 50 cm de surface du sol ont été prélevés pour référence de fond régionale. Dans les cellules unitaires individuelles, de beaux sédiments (limon/argile) ont été recueillis à une distance de 100 m à quelques endroits des cours d’eau de 1er ordre. Des échantillons de lavage de pente ont été prélevés lorsque les sédiments des cours d’eau n’étaient pas disponibles. Les échantillons ont été séchés au soleil, puis tamisés à l’aide d’un tissu de nylon de taille −120. Tous les échantillons (< granulométrie de 75 μm) ont été contés et coupés en quartiers, et 195 échantillons composites (représentant chacun une grille de 2 km × 2 km) ont été préparés à partir de l’ensemble de la feuille topographique pour analyse géochimique.

195 échantillons de sédiments de lavage de cours d’eau et de pente ont été analysés pour 10 oxydes majeurs (%) et 16 oligo-éléments (ppm), y compris Cr, Cu, Ni, Pb et Zn (dont il est question dans le présent document) à l’aide d’une installation de fluorescence X (XRF) (M/S Pananalytical; MAGIX, spectromètre XRF séquentiel de 2,4 KW) au GSI, laboratoire de chimie, Hyderabad. Environ 5 g d’échantillon de poudre (−200 mailles) ont été étalés dans la coupelle en aluminium (40 mm de diamètre) sur la poudre d’acide borique (qualité AR) et pressés dans une pastille sous une pression de 20 tonnes à l’aide d’une machine à granulés de presse hydraulique pour obtenir une pastille pressée uniforme. Le matériau de référence étalon (MRS) (GBW-07312) a été analysé après chaque lot de 20 échantillons pour en vérifier l’exactitude et les échantillons en double après chaque lot de 10 échantillons pour en vérifier la répétabilité. L’exactitude et la précision des mesures se situaient à moins de ± 2 %.

La concentration d’arsenic a été mesurée à l’aide d’un spectrophotomètre d’absorption atomique (Flow Injection Analysis System-Atomic Absorption Spectrophotometer) au GSI, laboratoire chimique, Hyderabad, (PERKIN-ELMER ANALYST-100). Environ 0,25 g d’échantillon (−200 mesh) a été digéré avec un mélange acide dans un rapport de 2:2:1 ml (HNO3 + HClO4 + HF) et quelques gouttes de HCl à 10%, puis évaporé à 180–200 °C jusqu’à un quasi-séchage, puis de nouveau 1:1 HCl a été ajouté. Les MRS (GSD-2a/3a/6) et les échantillons en double ont également été analysés et l’exactitude et la précision ont été ± 1 %.

De même, tous les échantillons ont été analysés pour déterminer la concentration de mercure (ppb) à l’aide de l’analyseur direct de mercure (DMA) du GSI, laboratoire de chimie, Hyderabad (MILESTONE, DMA-80). Les échantillons ont été broyés à une taille de particules de -200 mesh, puis un échantillon de 0,2 g a été pesé dans le bateau d’échantillon de quartz et analysé sur DMA-80. Des échantillons de MRS (GSS-2) et des échantillons en double ont également été analysés et la précision était de ± 4 % et la précision de ± 3 %.

Les calculs mathématiques sont effectués à l’aide du logiciel Microsoft Excel. L’analyse statistique, les graphiques bivariés, la carte de localisation, la carte géologique, la carte de la couverture terrestre et les cartes de répartition spatiale sont préparés à l’aide des logiciels Microsoft Paint et Origin-Pro 2016, téléchargement gratuit (lien URL : http://www.originlab.com).

Pour évaluer l’ampleur de la contamination des sédiments de surface et leurs risques bioenvironnementaux potentiels, quatre indices ont été calculés : le facteur d’enrichissement (FE), l’indice de risque écologique (IRE), l’indice de risque toxique (∑TRI) et le quotient moyen des niveaux d’effets probables (M-PEL-Q).

Des paramètres statistiques descriptifs (tableau 1) tels que le minimum, le maximum, la moyenne, l’asymétrie et la kurtose, l’écart-type et la variance ont été calculés pour les sédiments de lavage des cours d’eau et des pentes afin de les comparer avec le fond local du sous-sol et la croûte continentale supérieure (UCC)12 et le fond local prélevé à partir d’échantillons de sous-sol (C) à une profondeur de 50 cm sous la surface du sol. Pour déterminer la relation entre les HM et leurs sources probables, des analyses statistiques multivariées ont été effectuées. Dans cette étude, la matrice de corrélation de Pearson (PCM, Fig. 7) et l’analyse hiérarchique par grappes (HCA, Fig. 7a) ont été utilisées. Le dendrogramme est dérivé du HCA des métaux lourds, la méthode de cluster utilisée est le plus proche voisin et le type de distance est une corrélation absolue. La MCP et le HCA sont utilisés pour étudier les similitudes entre les profils d’éléments et la provenance des contaminants.

La concentration de HM dans les sédiments des cours d’eau est illustrée à la Fig. 4a et la distribution spatiale des échantillons ayant la plus forte teneur en métaux dans toute la zone est illustrée à la Fig. 4b. Des statistiques descriptives ainsi que des moyennes de la croûte terrestre et des références régionales sont fournies dans le tableau 1 (données supplémentaires 1). La concentration absolue de HM a montré un ordre de variabilité de 44 à 12 396 avec une valeur moyenne de 168, 50, 21, 34, 76, 25,6 et 7,6 ppm pour Cr, Ni, Pb, Cu, Zn, Hg et As respectivement. Les Cr et A sont considérablement enrichis; Ni est modérément enrichi; et le Pb, le Cu, le Zn et le Hg sont déficients à peu enrichis en sédiments par rapport à la croûte supérieure moyenne.

Concentrations de métaux lourds a) dans les échantillons étudiés et b) répartition des échantillons à forte teneur en métaux dans les échantillons de sédiments de surface de la zone d’étude.

Les échantillons prélevés au centre de la zone d’étude entre les villages de Kudalgaon, Devarayi et Tavargatti et dans la partie sud-ouest près du village de Ganeshgudi montrent une abondance de Cr plus élevée (1177 ppm) (Fig. 2). La distribution du Cr chevauche celle du Ni et est très similaire au schéma de distribution du Cu et du Zn (Fig. 4), indiquant des origines presque similaires pour ces métaux. Dans cette zone, il n’y a pas d’activité agricole ou humaine majeure suggérant l’origine principalement géogénique de ces métaux. Le gneiss granitique, la formation de fer à bandes et la phyllite maganiferreuse (Fig. 2) sont les principaux types de roches exposés dans cette région et pourraient être les sources probables de ces métaux. En revanche, les échantillons de terre arable prélevés dans la partie nord-est de la zone d’étude entre les villages de Devarayi, Merda, Kakkeri et Alnavar (Fig. 4) ont montré un enrichissement en arsenic. Dans cette région, il y a une culture extensive de canne à sucre, de riz et de mangue qui dépend fortement des eaux souterraines pour irriguer les terres agricoles. L’argilite de la ceinture de schistes de Shimoga et le gneiss granitique (Fig. 2) sont les types de roches exposés dans cette zone.

Une concentration plus élevée de plomb (56 ppm) et de mercure (103 ppb) (fig. 4) prévalait dans la partie nord-ouest de la zone d’étude entre les villages de Manjarpal et de Kapoli (fig. 2). Le gneiss granitique (Fig. 2) constitue la principale unité lithologique exposée dans cette zone.

Le FE13 est calculé en reliant la concentration de métal (M) dans les échantillons à celle de la croûte terrestre12. Dans cette étude, Fe est considéré comme une référence13 et EF est calculé à l’aide de l’équation suivante :

L’EE est utilisé pour faire la distinction entre les sources naturelles et les sources anthropiques. La valeur FE proche de 1 indique généralement une source géogénique pour les HM et une valeur EE > 1,5 suggère une contribution anthropique des matériaux non crustals14. L’analyse EE ne permet pas d’évaluer exactement le degré de contamination de l’environnement naturel, elle classe globalement les sources géogéniques ou anthropiques des polluants et le rôle des activités humaines, du climat, des intempéries, de l’érosion et d’autres processus sédimentaires impliqués dans la distribution des métaux15. Les levés géochimiques indiquent que l’EF des métaux dans les sols est influencé par divers processus naturels et anthropiques et que la contamination est l’un des facteurs15. Les FE des HM calculés ont montré un enrichissement faible à élevé pour As (0,18-25,47) et Cr (1,02-21,78), un enrichissement faible à modéré pour Ni (1,09-7,09) et Pb (0,18-4,74), et un enrichissement faible similaire à celui de la croûte pour le Cu (0,49-3,16), le Zn (0,24-2,43), le Hg (0,15-1,84), suggérant As, Cr et Ni comme les principaux polluants préoccupants dans la zone d’étude. La cartographie de la répartition spatiale des FE (Fig. 5) a montré des valeurs d’EE significatives à très élevées pour As dans les parties nord-est, nord et ouest de la zone d’étude chevauchant la zone sous les pratiques agricoles de la culture de la canne à sucre, du riz et de la mangue. L’application excessive de pesticides et d’engrais pour augmenter le rendement des cultures et la protection contre les maladies et le pompage intensif des eaux souterraines pour l’irrigation auraient entraîné un enrichissement de l’A. L’EF de As ne montre aucun chevauchement avec la géologie locale, indiquant les sources anthropiques de contamination d’As. D’autre part, des valeurs d’EE significatives à très élevées pour Cr dans les parties nord, centrale et ouest de la zone d’étude chevauchent la zone couverte par des roches granitiques de gneiss. De plus, les valeurs d’EE de Cr ne chevauchent pas la superficie agricole, ce qui indique des sources géogéniques de contamination par le Cr (gneiss granitique). L’arsenic et le Cr ont montré une faible corrélation entre eux (0,04, Fig. 7b) confirmant différentes sources de ces métaux toxiques, très probablement des pesticides, des engrais et l’irrigation des eaux souterraines pour As et des roches gneissiques granitiques locales pour Cr.

a) Facteur d’enrichissement de certains métaux lourds, distribution spatiale des facteurs d’enrichissement pour b) As et c) Cr dans les échantillons de sédiments de surface.

La distribution de As (ppm) ne correspond pas à la lithologie (Fig. 4) suggérant une origine principalement anthropique. Les pesticides riches en arsenic et la surexploitation des eaux souterraines sont les sources anthropiques probables d’As (ppm) dans cette région. La distribution du Pb et du Hg dans les sédiments ne correspond pas non plus à la lithologie (Fig. 4) suggérant une origine principalement anthropique pour ces métaux. L’exploitation minière illégale intensive de matériaux de construction dans cette région donne à penser que le plomb et le mercure sont d’origine anthropique prédominante. Les émissions provenant des machines et des véhicules utilisés pour l’extraction des matériaux de construction et leur transport pourraient être les sources probables de plomb et de mercure.

L’ERI16 considère la toxicité de tous les HM, l’ERI d’un métal particulier (i) est calculée à l’aide de l’équation suivante:

où Tri est le facteur de réponse toxique biologique du métal (i): As = 10, Cr = 2, Cu = 5, Ni = 5, Pb = 5, Zn = 1, Hg = 40)16 et Cfi est le rapport entre le fond géologique régional et le métal mesuré à partir de la concentration des sédiments de surface. La somme des IRA des métaux individuels est le risque potentiel (∑IRA) pour les plans d’eau de la zone d’étude et est calculée à l’aide de l’équation suivante :

Dans cette étude, ∑IRA présenté est calculé selon la terminologie utilisée par17. L’IRA ∑ est calculée à partir de l’IRA individuelle de 7 métaux des sédiments de surface. ∑La distribution de l’ERI17 dans la zone d’étude est calculée à partir de la somme des risques écologiques individuels16 de Ni, Pb, Cr, Cu, Zn, As et Hg (Fig. 6a). Les placettes individuelles de l’IRA ne donnent pas une meilleure image de la toxicité de la zone. Pour surmonter ce problème, une méthode simple et rapide ∑ERI est utilisée pour évaluer le niveau de pollution18. Cette méthode classe la zone d’étude en différents niveaux de zones de contamination et identifie la zone à haut niveau toxique pour les actions nécessaires19. Cette méthode, bien qu’elle ait été développée pour les systèmes lacustres, est encore largement utilisée par les chercheurs sur les contaminations des structures terrestres17,18,19. Le modèle est formulé sur la base d’algorithmes simples et a une structure organisée comprenant les relations mathématiques entre les paramètres environnementaux. L’IRA ∑ est basée sur la chimie des métaux lourds des sédiments de surface provenant de l’environnement des systèmes aquatiques. L’échantillonnage des sédiments de surface et leur analyse chimique sont plus faciles que l’eau et sont plus représentatifs de la distribution spatiale et temporelle. Les données géochimiques sur les sédiments fournissent une concentration élevée de contaminants avec une plus grande stabilité que l’eau, réduisant ainsi la possibilité d’erreurs dues aux limites de détection des méthodes d’analyse appliquées.

Distribution spatiale des risques potentiels évalués par (a) l’indice de risque écologique, (b) l’indice de risque toxique et (c) les méthodes du quotient moyen des niveaux d’effets probables.

∑ERI est considérable (~ 200) dans environ 5% de la région, modéré (~ 94-200) dans environ 35% de la zone et faible (~ 38-94) dans environ 60% de la région. Les plans d’eau (réservoir du barrage de Supa et rivière Kali) autour des villages de Ganeshgudi-Jagalbet dans la partie sud-ouest, autour des villages de Devarayi-Manjarpal dans la partie nord-ouest et des villages de Kakkeri-Alnavar-Mangalvad dans la partie nord-est de la zone d’étude présentent un niveau modéré à considérable de risque écologique potentiel pour le système aquatique et leur biote. La forêt dense qui s’étend du nord au sud entre les villages de Merda-Dandeli (Fig. 2) dans la partie centrale de la zone d’étude est presque exempte d’empiètement humain et d’activités anthropiques. La répartition des faibles valeurs de ∑ERI chevauche cette zone forestière dense. Les valeurs les plus élevées de ∑ERI autour du village de Ganeshgudi pourraient être dues aux activités anthropiques liées au réservoir du barrage de Supa et autour du village d’Alnavar pourraient être dues aux activités anthropiques liées à la colonisation telles que les émissions des véhicules, l’agriculture, la construction et les déchets domestiques. La zone à faible risque dans la zone de forêt dense moyenne est habituée par quelques villages tribaux qui vivent en étroite harmonie avec la nature.

Le TRI20 tient compte du seuil d’effet (TEL) et des niveaux d’effets probables (PEL) des métaux pour évaluer les risques biologiques. L’indice de risque toxique individuel (IRi) est calculé à l’aide de l’équation suivante :

où Cis est la concentration de métaux dans les sédiments de surface, et CiTEL et CiPEL sont respectivement le TEL et le PEL des métaux. TEL pour As = 5,9, Cr = 37,3, Cu = 35,7, Ni = 18, Pb = 35, Zn = 123, Hg = 0,17 et PEL pour As = 17, Cr = 90, Cu = 197, Ni = 26, Pb = 91,3, Zn = 315, Hg = 0,486 20. La somme des TRIi individuels des métaux est l’indice de risque de toxicité potentielle (∑TRI) pour les sédiments et est calculée à l’aide de l’équation suivante :

Les unités toxiques (UT) des HM ne tiennent compte que de la dose avec effet probable (PEL)21 et ne tiennent pas compte de la dose seuil avec effet (TEL) pour calculer la toxicité écologique. En utilisant uniquement les valeurs de PEL, cette équation sous-estime le risque toxique pour l’environnement, pour surmonter ce problème20, nous avons développé un nouvel indice de risque toxique (TRI) intégrant à la fois les niveaux toxiques de HM basés sur le TEL et le PEL dans les sédiments de surface et leurs risques potentiels pour les organismes aquatiques (Eq. 4). L’indice de risque toxique individuel (TRIi) des métaux dans cette étude est significativement variable pour Ni (0,81-16,53), Pb (0,23-1,21), Cr (0,94-24,15), Cu (0,20-2,94), Zn (0,10-1,10), As (0,063-4,69) et Hg (0,039-0,45). Les TRI dans les sédiments sont inférieures à 5 pour le Pb, le Cu, le Zn, l’As et le Hg, ce qui suggère l’absence de tout risque toxique, et supérieures à 5 pour le Ni et le Cr, ce qui indique la présence d’un risque toxique de ces métaux pour la vie aquatique. La classification de la toxicité écologique basée sur les valeurs de risque toxique intégré (∑TRI, Eq. 5) est illustrée à la Fig. 6b, qui résume l’indice de risque toxique afin de donner une meilleure image des risques de toxicité. Le ∑TRI dans la zone d’étude varie de 3,45 à 38,44, et ~ 60 % de la zone a ∑TRI < 5 indiquant qu’il n’y a aucune toxicité, et le reste ~ 40 % de la zone d’étude présente un risque de toxicité faible à très élevé. Sur le plan spatial, le ∑TRI des HMʹs est le plus élevé dans le centre (région de Kudalgaon-Tavargatti-Devarayi), le sud-ouest (région de Ganeshgudi) et le nord-est (région de Kakkeri) (Fig. 6b). Le chrome et le Ni sont les contributeurs les plus élevés, tandis que l’As, le Cu, le Pb, le Zn et le Hg ont la contribution la plus faible au ∑TRI. Les sédiments contaminés dans les zones à haut risque toxique doivent faire l’objet d’une plus grande attention en raison de leurs ratios de contribution élevés au ∑TRI.

Le M-PEL-Q22 tient compte des niveaux moyens d’effets probables (PEL) pour déterminer les effets biologiques et les risques écologiques potentiels des HM. Le M-PEL-Q est calculé à l’aide de l’équation suivante :

où Ci est la concentration de métaux dans les sédiments de surface, et PELi1... 0,7 sont les PEL des métaux discutés respectivement, PEL est le même que celui mentionné à Eq. (4).

La qualité de la couche arable obtenue par la méthode du quotient moyen des effets probables (M-PEL-Q)22 est un outil utile pour déchiffrer l’impact de la pollution par les métaux lourds sur la vie aquatique23. Le M-PEL-Q utilise les effets combinés des métaux lourds (Eq. 6) en tenant compte des valeurs PEL pour calculer les risques biologiques et écologiques potentiels. Les valeurs M-PEL-Q dans la zone d’étude varient de 0,26 à 3,5 (Fig. 6c), ce qui indique que les HM ont un effet toxique de 21 à 73% sur l’hydrobiote. Spatialement ~ 50% de la zone a des risques modérés (21%), ~ 30% de la zone a un risque significatif (49%) et ~ 20% de la zone présente des risques élevés (73%) de toxicité (Fig. 6c). La valeur M-PEL-Q de < 1,024 est généralement considérée comme sûre et ne nécessite aucune action. Dans cette étude, les valeurs de M-PEL-Q pour l’ensemble de la zone varient de 0,26 à 3,5, ~ 60% de la zone ayant une valeur M-PEL-Q < 1,0 qui est inférieure à la limite de sécurité. Les ~ 40% restants de la zone ont une valeur M-PEL-Q comprise entre 1,0 et 3,5, ce qui est supérieur à la limite de sécurité, et peuvent poser des risques biologiques et écologiques modérés à élevés (21-73%) qui nécessitent une action urgente pour prévenir une nouvelle détérioration. Le M-PEL-Q et le ∑TRI20 ont des profils de distribution similaires, ce qui suggère que les deux méthodes sont des outils acceptables pour l’évaluation des risques de toxicité biologique et écologique pour les sédiments, la végétation, les organismes aquatiques et terrestres et les êtres humains.

Sur la base des résultats de ces quatre méthodes d’évaluation, ~ 40% des sédiments de surface, des plans d’eau et de l’écologie dans les districts de Belgaum, Dharwad et Uttar Kannada de l’État du Karnataka en Inde peuvent être décrits comme présentant un risque de pollution modéré à élevé posé par les HM et nécessite une attention urgente des décideurs et du grand public contre une nouvelle détérioration de l’environnement et de la santé humaine. Les sources anthropiques de contamination telles que l’utilisation excessive de pesticides, d’engrais, les émissions automobiles et la surexploitation des eaux souterraines doivent être réduites. La zone présentant un potentiel élevé de risques biologiques, hydrologiques et environnementaux causés par la contamination anthropique est principalement concentrée dans la ceinture agricole du nord-est entourant le village d’Alnavar et dans la zone sud-ouest entourant le village de Ganeshgudi près du réservoir du barrage de Supa. Le reste de la zone d’étude présente des risques toxiques faibles à modérés et se trouve dans la zone de sécurité. L’arsenic et le Cr sont les éléments toxiques à haut risque, le Ni l’élément toxique à risque considérable et le Pb, le Cu, le Zn et le Hg sont les éléments toxiques à faible risque dans la zone d’étude. La contamination au chrome et au Ni est largement due à des processus naturels et la contamination par l’arsenic est principalement due aux activités humaines. Le quotient ∑ TRI et le quotient moyen des niveaux d’effets probables22 ont montré une bonne corrélation entre eux, ce qui donne à penser que le TRI est une méthode précise acceptable pour l’évaluation de la toxicité écologique.

Des méthodes d’analyse statistique multivariées d’analyse hiérarchique par grappes (HCA, Fig. 7a) et de la matrice de corrélation de Pearson (PCM, Fig. 7b) sont effectuées pour identifier l’origine, le comportement similaire et la distribution des HM dans la zone d’étude. HCA a identifié cinq groupes (G1-5) d’association entre sept HM (Fig. 7a) utilisés dans cette étude. G-1 constitué de Ni et Cr, et G-2 composé de Cu et Zn indiquent que ces groupes métalliques sont dérivés de sources similaires. G-3 est constitué de Hg, G-4 de Pb et G-5 d’arsenic, ce qui suggère que ces groupes métalliques proviennent de sources différentes. Les sources probables des groupes G-1 (Ni = 17 à 346 ppm et Cr = 46 à 1177 ppm) semblent provenir des roches gneissiques et des métaux G-2 (Cu = 10 à 146 ppm et Zn = 17 à 179 ppm) des formations de Joldal et de PGC en raison de la similitude du schéma de distribution avec la géologie locale. G-3 (Hg = 9 à 103 ppb), G-4 (Pb = 11 à 56 ppm) et G-5 (As = 0,5 à 36,9 ppm) proviennent peut-être de sources anthropiques, car leurs concentrations plus élevées chevauchent bien la répartition de l’utilisation des terres mais ne chevauchent pas la géologie de la région. Le mercure et le plomb semblent provenir des émissions atmosphériques des automobiles et des machines agricoles. La teneur élevée en arsenic dans les sédiments du côté nord-est est compatible avec une plantation de canne à sucre à grande échelle et un pompage excessif des eaux souterraines pour un meilleur rendement des cultures. Les pesticides riches en arsenic et la surexploitation des eaux souterraines sont donc des sources possibles de contamination à l’arsenic dans les sédiments de surface. L’utilisation de pesticides, d’engrais et d’autres activités anthropiques contribuera à la pollution par les métaux lourds dans les districts de Belgaum, Dharwad et Uttar Kannada de l’État du Karnataka, mais dépasse le cadre de la présente étude. L’analyse de corrélation (PCM) indique également une observation similaire. Ni, Cr, Cu et Zn montrant une forte corrélation positive (0,59-0,81) les uns avec les autres suggère des sources géologiques similaires, et une faible corrélation avec Hg, Pb, As (-0,04-0,26) suggère des sources différentes. Hg, Pb et As montrent en outre une faible corrélation (−0,04–0,28) les uns avec les autres indiquant différentes sources anthropiques.

(a) Analyse hiérarchique par grappes et (b) Matrice de corrélation de Pearson de certains métaux lourds dans les échantillons de sédiments de surface utilisés dans cette étude, les valeurs en gras indiquent une forte corrélation des métaux entre eux.

Une étude des métaux lourds dans les sédiments de surface a été menée dans les districts de Belgaum, Dharwad et Uttar Kannada au Karnataka, en Inde, pour déchiffrer le niveau de contamination et les risques biologiques et écologiques potentiels. La concentration moyenne des métaux étudiés est supérieure aux moyennes de la croûte, sauf pour le mercure. Il est évident que les échantillons de couche arable de la région étudiée présentent un enrichissement significatif à très élevé pour l’As et le Cr et un enrichissement minimal à modéré pour le Ni, le Pb, le Cu, le Zn et le Hg. Des concentrations plus élevées de Cr, Ni, Cu et Zn ont été observées dans et autour de la partie centrale et sud-ouest, tandis que l’arsenic dans la partie nord-est et Pb, et Hg dans la partie nord-ouest de la zone d’étude. L’application de l’indice de risque écologique, de l’indice de risque toxique et du quotient moyen des niveaux d’effets probables suggère des teneurs élevées en métaux toxiques (Ni, Pb, Cr, Cu, Zn, As, Hg) qui posent des risques hydrologiques, biologiques et écologiques modérés à élevés dans ~ 40 % de la zone et des risques faibles à modérés dans le reste de la zone. L’analyse hiérarchique par grappes déployée pour l’identification des sources a révélé des sources géogéniques possibles pour Ni, Cr, Cu et Zn et des sources anthropiques pour As, Hg et Pb. L’arsenic est peut-être dû à la richesse des pesticides et à la surexploitation des eaux souterraines à des fins d’irrigation. Le mercure et le plomb sont peut-être générés par les émissions atmosphériques provenant des automobiles et des machines agricoles. La matrice de corrélation des métaux lourds fournit également une image similaire à celle de l’analyse par grappes. En résumé, on peut conclure des résultats observés que les sédiments de surface de la région étudiée sont fortement contaminés par le Cr et l’As et modérément contaminés par le Ni, le Pb, le Cu, le Zn et le Hg. Étant donné qu’il s’agit de la première étude de pollution par les métaux lourds sur les sédiments de surface dans les districts de Belgaum, Dharwad et Uttar Kannada dans le sud de l’Inde, des études plus détaillées sont nécessaires pour obtenir une connaissance adéquate des niveaux de contamination et de leurs risques potentiels pour une meilleure gestion des terres et de l’eau et la formulation de politiques durables.

Toutes les données générées ou analysées au cours de cette étude sont incluses dans cet article publié (et ses fichiers de renseignements supplémentaires).

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Ce travail a été soutenu financièrement par le ministère des Mines, gouvernement de l’Inde. Les auteurs remercient le Directeur général de la Commission géologique de l’Inde d’avoir formulé le programme national de cartographie géochimique. Les auteurs remercient le Directeur général adjoint de la région du Sud, Shri Janardan Prasad, et le Directeur général adjoint de l’Unité d’État du Karnataka et de Goa, Shri Debkumar Bhattacharya, pour leur soutien technique. Mir, I.A., exprime ses sincères remerciements à Shri. Anindya Bhattacharya pour son soutien et ses encouragements constants.

Geological Survey of India, State Unit: Karnataka et Goa, Bengaluru, Karnataka, 560111, Inde

Ishfaq Ahmad Mir, M. Sree Prabash & V. Sridhar

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Correspondance avec Ishfaq Ahmad Mir.

Les auteurs ne déclarent aucun intérêt concurrent.

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Réimpressions et autorisations

Mir, I.A., Sree Prabash, M., Sridhar, V. et al. Distribution, sources et toxicité des métaux lourds dans les sédiments de surface du nord-ouest du Karnataka, au sud de l’Inde. Sci Rep 12, 15782 (2022). https://doi.org/10.1038/s41598-022-19672-w

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Reçu: 12 janvier 2022

Acceptée: 01 septembre 2022

Publication : 22 septembre 2022

DEUX : https://doi.org/10.1038/s41598-022-19672-w

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