Journal of Applied Biosciences 216: 239527 – 23968
ISSN 1997-5902
Cartographies des risques de pollution de la zone industrielle de Bobo-Dioulasso (Burkina Faso)
Mamadou NIMI1, Issaka SENOU1,2,3*, Irénée SOMDA1, Hassan B. NACRO3
1Laboratoire Bioressources, Agrosystèmes et Santé de l’Environnementale (LaBASE), Université Nazi BONI, BP 1091 Bobo-Dioulasso (Burkina Faso)
2Institut des Sciences de l’Environnement et du Développement rural (ISEDR), Université Daniel Ouezzin Coulibaly, 01 BP 176 Dédougou, Burkina Faso
3Laboratoire d’Etude et de Recherche sur la Fertilité des sols/Systèmes de Production (LERF/SP), Université Nazi BONI, BP 1091 Bobo-Dioulasso, Burkina Faso
Corresponding author: issakasenou@gmail.com
Submitted 11/11/2025, Published online on 31/01/2026 in the https://www.m.elewa.org/journals/journal-of-applied-biosciences-about-jab/ https://doi.org/10.35759/JABs.216. 4
RESUME
Objectif : Cette étude, conduite dans la zone industrielle de Bobo-Dioulasso, met en évidence l’impact des déchets urbains solides sur la pollution des sols par les métaux lourds. L’objectif global est d’établir une carte de répartition des indicateurs de pollution des sols de la zone industrielle Bobo-Dioulasso
Méthodes et résultats : La méthode d’échantillonnage systématique à maille carrée a été utilisée. Des échantillons de sols ont été prélevés sur deux niveaux de profondeurs, à savoir 0-30 cm et 30-60 cm. Au total, 242 échantillons ont été prélevés. Trois indicateurs majeurs de risques de pollution ont été étudiés: le risque écologique (IR), le degré de contamination (Cdég) et l’indice de pollution (IP). On note que quel que soit l’élément métallique, la teneur moyenne du Zn (54,21mg/Kg) reste la plus élevée. Les résultats indiquent qu’en dehors de la teneur en As, il n’y a aucune différence significative entre la profondeur et la zone. Par ailleurs, Il n’y a pas eu de forte corrélation (0,75≤ r ˂ 1) entre les métaux analysés. La distribution des métaux dans la zone d’étude est fortement hétérogène. La répartition spatiale des métaux lourds tels que le As, Cd, Pb, Cu et Zn montre une forte dominance des teneurs très faibles sur l’ensemble de la zone quelle que soit la profondeur. Le risque écologique globale (IR) des métaux lourds varie de 151,32 à 654,57 sur la profondeur 0-30 cm et de 169,62 à 1142, 99 pour 0-60 cm correspondant à un risque écologique modéré à très fort risques.
Conclusion et application des résultats : Au regard de ces résultats, une meilleure stratégie de gestion des risques écologiques des métaux lourds dans les sols de la zone industrielle de Bobo-Dioulasso est fortement recommandée. Cette stratégie peut passer par l’utilisation des plantes phytoextractrices telles que le Vetiveria nigritana et Oxytenantera abyssinica connues pour décontaminer les sols pollués.
Mots clés: Métaux lourds, risques écologiques, degré de pollution, indice de pollution, zone industrielle, Bobo-Dioulasso.
Maps of pollution risks in the industrial zone of Bobo-Dioulasso (Burkina Faso)
ABSTRACT
Objective: This study highlights the impact of solid urban waste on soil pollution by heavy metals. The overall objective is to establish a map of soil pollution indicators in the Bobo-Dioulasso industrial zone.
Methods and results: Soil contamination in the industrial zone of Bobo-Dioulasso was assessed using spatial analysis of heavy metal pollution risk indicators. A systematic square grid sampling approach was applied, and 242 soil samples were collected at depths of 0–30 cm and 30–60 cm. Ecological risk (IR), degree of contamination (Cdeg), and pollution index (PI) were used to evaluate soil quality. Zinc (Zn) showed the highest mean concentration (54.21 mg/kg), whereas cadmium (Cd) and copper (Cu) recorded the lowest values, at 1.23 mg/kg and 2.14 mg/kg, respectively. Except for arsenic (As), no significant differences were observed between depths or sampling areas, and no strong correlations were found among the analyzed metals. The spatial distribution of heavy metals was highly heterogeneous, with generally low concentrations across the study area but localized hotspots of elevated As, Cd, and Cu. The ecological risk index ranged from 151.32 to 654.57 in the 0–30 cm layer and from 169.62 to 1142.99 in the 30–60 cm layer, indicating moderate to very high ecological risk.
Conclusion and application of results: These findings highlight the need for effective soil management strategies, including phytoremediation using species such as Vetiveria nigritana and Oxytenantera abyssinica, to mitigate heavy metal contamination in the industrial zone..
INTRODUCTION
A l’instar des autres villes du Burkina Faso, la question de la pollution du sol devient un enjeu de plus en plus important. La fertilité des sols étant en baisse récurrente, le recours aux fertilisants organiques demeure une solution pour satisfaire les besoins nutritionnels des plantes (Kiba et al., 2012). De fait, les producteurs intensifient l’utilisation des déchets de tout type tels que les déchets ménagers, les déchets médicaux et les boues d’épuration pour accroitre les rendements des (Sako et Nimi, 2018). Ces matières organiques, si elles peuvent booster la production, elles servent également à accroitre les risques environnement et écologiques des sols (Senou et al., 2019). En effets, elles peuvent contenir des éléments indésirables tels que les métaux lourds qui sont non biodégradables et pourraient susciter des risques écotoxicologiques pour les sols (Abdulkadir et al., 2013 ; Nacro et al., 2014). Plusieurs études sur l’évaluation de la pollution environnementale existent autours des sites miniers et orpaillages traditionnels (Samuel et al., 2020). Cependant, très peu de données existent sur la caractérisation des risques de pollution d’une zone industrielle. L’objectif global est d’établir une carte de répartition des indicateurs de pollution des sols de la zone industrielle Bobo-Dioulasso. Cette recherche se propose donc d’examiner l’impact des métaux lourds sur la qualité environnementale des sols et les risques encourus dans cette zone industrielle dans l’ouest du Burkina Faso. Nos objectifs spécifiques incluent l’analyse de la distribution des métaux lourds dans les sols, ainsi que l’évaluation des indicateurs de risques et de leurs distributions sur l’ensemble de cette zone industrielle. Dans la suite de cet article, nous exposerons en détail la méthodologie, avant de discuter des résultats obtenus, et de proposer des recommandations basées sur ces observations.
MATERIEL ET METHODES
Echantillonnage des sols : La méthode d’échantillonnage systématique à maille carrée a été utilisée (figure 1). Elle consiste à prélever des échantillons selon une structure régulière. Ainsi, les échantillons sont prélevés à chacune des intersections des mailles. Nous avons effectué des prélèvements sur deux (02) niveaux de profondeurs, à savoir 0-30 cm et 30-60 cm. Tous les échantillons ont été prélevés à la tarière, mis dans des sachets plastiques propres et fermés hermétiquement pour éviter les contaminations. Au total 242 échantillons ont été prélevés sur le site d’étude à raison de 120 échantillons dans la zone des usines, 94 échantillons dans la zone de dépotoirs des ordures et 34 échantillons pour la zone des cultures.
Figure 1 : Carte de localisation des points d’échantillonnages
Détermination des teneurs des métaux lourds dans les échantillons des sols :L’analyse a concerné les métaux lourds suivants : Arsenic (As), Cadmium (Cd), Chrome (Cr), Cuivre (Cu), Nickel (Ni), Plomb (Pb) et Zinc (Zn). Une minéralisation à reflux sur plaque chauffante a été effectuée avec une prise d’essai de 3 g de l’échantillon tamisé à 125 µm sur laquelle ont été ajoutés 2 gouttes d’eau oxygénée 30 volumes, 5 ml d’acide nitrique (HNO3) 69 % et 10 ml d’acide chlorhydrique (HCl) 37% pour une digestion totale des déchets. Après évaporation totale, le résidu a été repris avec 5 ml d’acide chlorhydrique (HCl) 37 % avant de mettre les solutions dans des fioles jaugées de 100 ml pour décantation. La solution finale a été soumise au spectromètre d’absorption atomique (SAA) de marque Agilent (modèle Varian SpectrAA-240 FS).
Calcul des indicateurs de risques de pollution : Trois indicateur de risques de pollution ont été calculés à savoir, le degré de contamination (Cdeg), l’indice de risque écologique (IR) et l’indice de pollution (IP).
- Le degré de contamination : La détermination du degré de contamination (Cdeg) permet d’avoir une idée globale du niveau de pollution par l’ensemble des métaux lourds étudié dans un site (Silva et al. 2021). Il est calculé à partir des facteurs de contamination (FC) des différents métaux lourds étudiés (Hakanson, 1980) :
FCi : Facteur de contamination pour le métal lourd i
n : Nombre total de métaux lourds étudiés.
- Indice de risque écologique (IR) : L’indice de risque écologique dont le rôle est d’évaluer le risque écologique et les potentiels effets néfastes des métaux lourds sur les organismes vivants se développant dans les sols de la zone d’étude. IR est la somme du risque potentiel des différents métaux pris en compte dans l’étude. Il permet d’évaluer les potentiels effets néfastes des métaux lourds sur les organismes se développant dans les sols de la zone d’étude. L’estimation du risque écologique (IR) est faite à partir de la formule de Hakanson (1980) :
est le risque potentiel de l’élément i et est le facteur de réponse toxicologique pour un métal i donné.
Pour les différents métaux les sont : As (10), Cd (30) ; Cr (2), Cu (5), Ni (5), Pb (5) et Zn (1) (Keshavarzi & Kumar, 2020).
- Indice de pollution (IP) : Le calcul de l’indice de pollution permet de faire une évaluation globale des sols d’un site contaminé. IP étant un critère important dans l’évaluation de la toxicité des sols, il donne un aperçu de type multi élémentaire de la contamination (Bibi et al., 2023). L’indice de pollution d’un sol est déterminé en utilisant la formule de Nishida et al. (1982) :
HMi : teneur d’un métal « i » donné dans l’échantillon de sol,
LTi : valeur limite tolérable de ce métal dans le sol (AFNOR U44-41) : As = 6, Cd = 2, Cr = 150, Cu = 100, Ni = 50, Pb = 100 et Zn = 300), n : nombre total de métaux étudiés dans le sol.
Cartographie de la distribution spatiale des différents paramètres et indices : Le logiciel de cartographie ArcGIS a été utilisé pour la production des cartes de répartition spatiale des teneurs en métaux lourds paramètres physicochimiques, éléments majeurs et les différents indices. Pour se faire, les résultats d’analyses et les indices calculés de ces différentes variables ont été intégrés dans une base de données, puis reliés aux coordonnées géographiques correspondantes dans ArcGIS afin de créer une couche de points. Une interpolation de ces données a été réalisée à l’aide de la méthode IDW (Inverse Distance Weighting) pour permettre d’estimer les teneurs dans les zones non échantillonnées à partir des valeurs des points connus. Les cartes générées ont été symbolisées par classes de valeurs définies selon des intervalles de valeur et, enfin une palette de couleurs graduées a été défini pour mieux visualiser les zones de faible à forte pollution.
Analyse des données : Le logiciel R version 4.3.1 (R Core Team, 2024) a servi à l’analyse et au traitement des données. L’analyse de corrélation de Pearson a été utilisée pour vérifier la relation entre les métaux lourds analysés dans les sols. Afin d’examiner la répartition des teneurs des paramètres mesurés dans les différentes zones et à divers niveaux de profondeur, les données ont été soumises à une vérification de la normalité et de l’homogénéité à l’aide des tests de Shapiro-Wilk et de Bartlett. Ainsi, les tests de Student Newmann et de wilcoxon ont été utilisez selon les cas pour comparer la teneur des paramètres en fonction du niveau de profondeur ; les tests d’ANOVA et de Kruskal walis pour comparer selon les cas la variation des teneurs des paramètres en fonction des zones. Le test post-hoc de Tukey a été utilisé pour les comparaisons deux à deux. Tous les résultats ont été interprété au seuil de 5%. Afin de déterminer l’interaction entre les paramètres mesurés, nous avons calculez les corrélations selon la méthode décrite par Huang et al. (2020). La discrimination entre les points d’échantillonnage à partir des métaux mesurés a été réalisée grâce à plusieurs analyses multivariées. Une analyse en Composante Principale (ACP) a été réalisée afin d’identifier les différents sous-groupes dans les zones d’étude.
RESULTATS
Teneurs moyennes globales en métaux lourds dans la zone industrielle : Les teneurs moyennes globales en métaux lourds de la zone industrielle sont illustrées par la figure 2. On note que quel que soit l’élément métallique, la teneur moyenne du Zn (54,21mg/Kg) reste la plus élevée. Contrairement au Zn, la teneur la plus faible est enregistrée avec le Cd (1,23mg/Kg) suivi de Cu (2,14mg/Kg). Aucune différence significative n’a été constatée entre la teneur moyenne de Cu (2,14mg/Kg) et celle de Pb (1,91mg/Kg) ainsi qu’entre Ni Pb (1,84mg/Kg) et As Pb (1,67mg/Kg). Toutefois, on a noté une différence significative entre les teneurs moyennes de Cr, Cu, Pb, Zn et Cd.
Figure 2 : Boite à mouches des teneurs moyennes globales en métaux lourds
Interaction profondeur et zone sur les teneurs des métaux lourds des sols : Les teneurs moyennes en métaux lourds dans les sols du site d’étude en fonction de la profondeur et de la zone sont illustrées dans le tableau 1. Les résultats indiquent qu’excepté la teneur en As, il n’y a aucune différence significative entre la profondeur et la zone pour les autres métaux lourds (Cd, Cu, Cr, Ni, Pb et Zn).
Tableau1 : Interaction profondeur zone sur les teneurs en métaux lourds dans les sols
| Paramètres | Modalités | As | Cd | Cr | Cu | Ni | Pb | Zn |
| Profondeur | H1 | 11,4±05,3 | 0,92±0,5 | 32,1±23,2 | 18,5±16,0 | 20,7±7,68 | 19,8±10,2 | 88,1a±12,8 |
| H2 | 38,8±13,2 | 0,81±0,7 | 25,8±19,6 | 14,5±04,1 | 20,0±7,26 | 14,6±11,2 | 40,8b±14,2 | |
|
F |
0,0555 |
1,0666 |
2,8552 |
2,9054 |
2,6962 |
0,7186 |
6,5336 |
|
|
Pr(>F) |
0,8139 |
0,3028 |
0,0923995 |
0,08960 |
0,10192 |
0,39748 |
0,0112131 |
|
|
Signification |
ns |
ns |
ns |
ns |
ns |
ns |
* |
|
| Zone |
Usine |
18,81±08,8 |
0,98±0,1 |
36,59a±24,2 |
19,32±11,3 |
23,58a±7,98 |
21,23a±12,18 |
80,38a±90,91 |
|
Rejet |
12,31±8,05 | 0,95±0,7 | 23,36ab±179 | 16,11±9,72 | 18,49b±5,57 | 18,714b±11,9 | 74,51b±64,11 | |
|
Culture |
38,73±14,1 |
0,68±0,5 |
20,57b±14,7 |
12,84±8,62 |
16,71ab±5,2 |
11,03c±5,88 |
38,85c±46,98 |
|
|
F |
1,4834 |
2,0287 |
7,2724 |
2,7690 |
21,8774 |
3,3238 |
7,6240 |
|
|
Pr(>F) |
0,2290 |
0,1338 |
0,0008613 |
0,06477 |
1,922e-09 |
0,03771 |
0,0006187 |
|
|
Signification |
ns |
ns |
*** |
ns |
*** |
* |
*** |
|
| Zone x Profondeur |
F |
21,5068 |
0,6794 |
0,4105 |
0,5057 |
2,9403 |
0,0373 |
0,8052 |
|
Pr(>F) |
2,629e-09 |
0,5079 |
0,6638097 |
0,60371 |
0,05479 |
0,96341 |
0,4482009 |
|
|
Signification |
*** |
ns |
ns |
ns |
ns |
ns |
ns |
As : arsenic), Cd : cadmium, Cu : cuivre, Ni : nickel, Pb : plomb et Zn : zinc
NB : * ; ** ; *** = différence significative au seuil de probabilité 5% selon le test de Student-Newman-Keuls (SNK), ns : non significatif ; * : significatif ; ** : hautement significatif ; *** : très hautement significatif
Tableau 2 : Matrice de corrélation de Pearson entre les différents métaux lourds analysés
| Métaux lourds | |||||||
| As | Cd | Cr | Cu | Ni | Pb | Zn | |
| As | 1 | ||||||
| Cd | 0,01 | 1 | |||||
| Cr | -0,12 | 0,01 | 1 | ||||
| Cu | -0,09 | 0,01 | 0,33 | 1 | |||
| Ni | -0,14 | -0,02 | 0,13 | 0,59 | 1 | ||
| Pb | -0,11 | 0,01 | 0,30 | 0,57 | 0,38 | 1 | |
| Zn | -0,14 | 0,08 | 0,33 | 0,55 | 0,33 | 0,47 | 1 |
Corrélation de Pearson entre les différents métaux lourds analysés dans les sols : Le tableau 2 présente la corrélation de Pearson entre les métaux lourds analysés dans les échantillons de sols de la zone industrielle. De l’analyse du tableau, il ressort que les différents métaux présentent entre eux des corrélations modérées (0,25≤ r ˂ 0,75) et faibles (0 ≤ r ˂ 0,25). Des corrélations modérées ont été observées entre Cu et Ni, Pb et Zn. Il n’y a pas eu de forte corrélation fortes (0,75≤ r ˂ 1) entre les métaux analysés.
Analyse en Composantes Principales (ACP) : L’analyse des résultats permet de constater que la majeure partie des informations est expliquée par les deux premiers axes factoriels. Les deux axes pris en considération pour décrire les corrélations entre les variables liées aux structures spatiales, détiennent à eux seuls 52,9 % de l’information totale avec respectivement 38,4 % pour l’axe 1 et 14,5 % pour l’axe 2 (figure 3). L’axe 1, est exprimé vers son pôle positif par Cr, Cu, Ni, Pb et Zn qui présentent de bonnes corrélations entre eux et le As vers son pôle négatif. Alors que l’axe 2 est défini par le Cd vers son pôle positif. L’analyse du cercle de corrélation (figure 3) montre une corrélation significativement positive entre Cu, Ni, Pb, Zn, Une relation existe entre ces métaux et le Cr, mais elle fait faible, Par contre aucune relation n’est observée entre ce groupe de métal et le Cd ou As. Considérant les trois zones de notre site d’étude, en faisant une superposition, on remarque que le cuivre, le chrome, le nickel, le plomb et le zinc sont très liés quel que soit la zone d’occupation, Les cercle de corrélation de la zone des rejets se superpose aisément sur celui de la zone des usines (figure 4). Cette même observation reste valable quand on a superposé les deux profondeurs H1 et H2 (figure 5), Les cercle de corrélation des profondeurs H1 s’est totalement inséré dans le cercle des profondeurs H2 avec un rayon plus faible.
Figure 3 : Cercle de corrélation entre les teneurs globales des métaux lourds
Figure 4 : Cercle de corrélation entre les métaux lourds en fonction des zones
Figure 5 : Cercle de corrélation entre les métaux lourds en fonction de la profondeur.
Distribution spatiale des métaux lourds dans la zone industrielle : La distribution des métaux dans la zone d’étude est fortement hétérogène (figures 6 et 7). On observe que répartition spatiale des métaux lourds tels que le As, Cd, Pb, Cu et Zn montre une forte dominance des teneurs très faibles sur l’ensemble de la zone quelle que soit la profondeur. Cependant, on a pu enregistré à certains points des teneurs élevées en As, Cd et Cu ; et dans certaines parties de Zn et de Pb où les teneurs équivalent aux teneurs moyennes (figure 6). Par ailleurs, des teneurs moyennes en As (131 – 194 mg/kg) et en forte Cd (4, 14 – 5,06 mg/kg) ont été notés dans la profondeur 30 – 60 cm respectivement dans partie Ouest et Est de la zone d’étude (figure 7a et 7c). Seules le Ni et Cr ont présenté de grande zones où les teneurs sont supérieures ou égales à la moyenne. Ainsi, le Cr est moyennement présent au centre de la zone et à quelques endroits les teneurs sont mêmes très élevées (76,4 – 94,7 mg/kg) (figure 6a). Le Ni est présent au centre et à l’est avec une teneur moyenne (figure 6a). Au niveau de l’horizon 30 -60 cm, les teneurs moyennes en Cr et Ni sont les plus représentées comparativement aux faibles teneurs. Ces teneurs moyennes occupent le centre de la zone d’étude pour les métaux (Cr et Ni) et une partie de la zone Est pour le Ni (figure 7a et 7b).
Figure 6 : Cartes de distribution spatiale des métaux lourds du site dans la profondeur 0 – 30 cm : As (a), Ni (b), Cd (c) ; Pb (d), Cr (e), Zn(f), Cu (g)
Figure 7 : Cartes de distribution spatiale des métaux lourds du site dans la profondeur 0 – 30 cm : As (a), Ni (b), Cd (c) ; Pb (d), Cr (e), Zn(f), Cu (g)
Cartes de distribution spatiale des indicateurs de pollution dans la zone industrielle : Les distributions spatiales des indicateurs de pollution des sols sont présentées par la figure 8. La carte de distribution spatiale des différents indices dans la zone industrielle dépeint 10 classes de risque (figure 8). Le risque écologique globale (IR) des métaux lourds varie de 151,32 à 654,57 sur la profondeur 0-30 cm et de 169,62 à 1142, 99 pour 0-60 cm, ce qui correspond à un risque écologique modéré à très fort risques (IR supérieur à 150 et 600). Sur l’horizon 30-60 cm, le degré de contamination est compris entre 8,3 et 94,1 indiquant un degré de contamination modéré à très élevé (Cdég supérieur 8 et 32) des sols. Sur la profondeur 0-30 cm, on observe les mêmes résultats avec quelques points de faibles degrés de contamination. L’indice global de pollution (IP) de la zone industrielle évolue de 0,1 à 1,17 (0-30 cm) et 0,14 à 4,20 (30-60 cm). La carte de la distribution spatiale de l’IP est assez hétérogène mais reste bien perceptible. En effet, sur l’horizon 0-30 cm (figure 8e), la carte illustre un IP faible (< 0,5) à l’Ouest et croissant vers l’Est avec un IP ≥ 1 indiquant des sols pollués dans cette partie de la zone. Par contre, sur que la profondeur 30-60 cm (figure 8f), l’IP est faible vers l’Est et évolue vers l’Ouest.
Figure 8 : Cartes de distribution spatiale des indicateurs de pollution dans la zone industrielle
IR sur 0-30 cm b) IR sur 30-60 cm c) Cdég sur 0-30 cm d) Cdég sur 30-60 cm, e) IP sur 0-30 cm f) IP sur 30 -60 cm
DISCUSSION
Les résultats ont montré une forte teneur des sols en Cu, Cd, Zn et Pb dans la zone d’étude. Avec une tendance relativement croissante dans le profil pédologique, la teneur en Cu est plus homogène dans la zone d’étude. Bien que la concentration de Cu soit élevée dans certains échantillons de sols, cela ne révoque pas son caractère lithogénique car sa mobilité pourrait être limitée par son association avec d’autres éléments tels que les oxydes de fer et de manganèse (Luo et al., 2003). Le Zinc est le métal qui enregistre des valeurs fortement élevées de sa concentration dans les échantillons du sol par rapport aux autres métaux lourds. De tels résultats de Zn dans les sols agricoles ont été rapportés également par de nombreux auteurs (Tankari Dan-Badjo et al., 2013). En effet, les apports de Zn sur le sol peuvent être attribués aux déjections animales du fait des compléments alimentaires utilisés dans les élevages (Baize, 1996), ce qui illustre également sa tendance décroissante avec la profondeur. En somme, la majorité des métaux lourds ont une tendance décroissante avec la profondeur et indiquent une contamination considérable des échantillons de sol. Ces résultats sont similaires à ceux obtenus dans les sols par certains auteurs (Hodomihou et al., 2016) qui ont également montré que les teneurs des métaux lourds des horizons de surface des sols sont plus élevées que celles des horizons profonds. En effet, de fortes teneurs en surface contrastant avec des concentrations beaucoup plus faibles immédiatement dans les couches sous-jacentes sont plutôt un indice d’apports importants liés aux activités humaines. En revanche, de teneurs en surface de Ni et Cu mais continuant de croître avec la profondeur sont plutôt une preuve pour une origine lithogène donc naturelle (Baize, 2000). L’indice des risques écologiques (Håkanson, 1980) qui a été utilisé a permis d’évaluer les risques potentiels des métaux lourds sur le bon fonctionnement de l’écosystème dans la zone industrielle de Bobo-Dioulasso. En effet, les indices de risques de pollutions et de risques écologiques des métaux lourds ont permis d’appréhender l’état de la sévérité de la pollution du sol. Parmi les 7 métaux lourds, le Cd révèle des effets potentiellement nocifs pour les écosystèmes édaphiques. L’ordre de sévérité des métaux lourds dans les sols de la zone est donné par ordre croissant Zn<Cr<Ni<Pb<Cu<As<Cd. Par ailleurs, valeurs les IP et IR illustrent une contribution majeure de ces métaux lourds à la pollution des sols. Les métaux lourds tels que Cu, Zn, Pb et Cd sont responsables de la pollution des sols dans la zone. L’apport des éléments potentiellement toxiques (e.g., Cd et Pb), non essentiel au bon fonctionnement des écosystèmes sont à prendre avec précaution afin d’assurer le maintien des équilibres écologiques. Bien que la toxicité des métaux lourds soit fonction de leur spéciation et de leur biodisponibilité, cette zone urbaine illustre un risque de pollution environnementale qui peut provoquer des dommages à court et à long termes aux écosystèmes terrestres et à la qualité agricole des sols car la microfaune indispensable au bon fonctionnement des sols tels que les collemboles par exemple, reconnus comme des bioindicateurs de la qualité du sol seront les premiers à disparaître (Gombert et al., 2005). En outre d’autres auteurs (Bruckmann et Wolters, 1994; Borio et al., 1991) ont démontré que les microorganismes exposés à ces métaux les accumulent à une concentration nettement supérieure à celle trouvée dans le sol. Les métaux lourds n’étant pas biodégradables, leur passage dans la chaine alimentaire occasionnera la biomagnification à plusieurs niveaux de la chaine alimentaire (Bur, 2008). Ainsi, une méthode d’atténuation et de remédiation s’avère nécessaire dans cette zone pour une gestion durable des agrosystèmes maraîchers et à la préservation de la qualité de l’environnement. L’lP a révélé une forte toxicité du sol sur l’ensemble de la partie Ouest de la zone d’étude sur la profondeur 0-30 cm et à la partie Est sur l’horizon 30-60 cm. Par conséquent, des précautions doivent être prises car l’apport de ces déchets renfermant des métaux lourds potentiellement toxiques (Agueh et al., 2015) pourrait engendrer une contamination des produits agricoles (Agueh et al., 2015). La méthode d’interpolation a illustré clairement la répartition spatiale des métaux lourds ainsi que celle de leurs risques écologiques dans la zone d’étude. Les fortes concentrations en métaux lourds ainsi les risques écologiques élevés au sud, contrairement au nord de la zone d’étude pourraient être liées soit au contrôle par les paramètres physico-chimiques, soit à l’association avec les éléments majeurs ou aux modes d’occupation des sols. En outre, l’occupation du sol (e.g., activités urbaines, urbanisation) entrainant une intensification de la production de déchets urbains pourrait occasionner les fortes teneurs de ces métaux lourds dans le sud par rapport au nord qui est en périphérique. Aussi, la forte concentration de la MOS dans cette partie pourrait générer une immobilisation des métaux lourds tels que le Pb, Cu, Cd et Zn contenus dans les déchets et autres fertilisants utilisés dans le maraîchage. Ce résultat corrobore avec les recherches de Oumar et al. (2014). En conclusion, la partie sud de Ouest la zone est la plus sensible à la pollution dans la zone industrielle de Bobo-Dioulasso et menacerait de poser de sérieux risques écologiques et des dommages sanitaires aux populations environnantes.
CONCLUSION ET APPLICATION DES RESULTATS
Cette étude a porté sur la cartographie des risques de pollution des sols de la zone industrielle de Bobo-Dioulasso au Burkina Faso. Elle a porté sur trois principaux indicateurs et sept métaux lourds dans les sols. La distribution spatiale des métaux lourds a permis d’élucider les comportements de ces métaux dans les sols. Les repartions des latérales de l’indicateur de risque écologique, du dégrée de contamination et de l’indice de pollution a permis de monter un fort risque de pollution écologiques de la zone d’étude. La concentration des métaux lourds sont liées aux actions anthropiques liées aux l’apport incontrôlé des déchets dans les sols de la zone. Les indices de risques écologiques ont identifié le Cd, Pb et Zn comme les éléments susceptibles de poser des effets écologiques graves pouvant affecter le développement des microorganismes du sol et le bon fonctionnement des écosystèmes. Il est également nécessaire d’envisager une étude sur la spéciation et la biodisponibilité de ces métaux lourds dans les sols ainsi que l’évaluation de leurs teneurs dans les cultures et les récoltes dans les zones contaminées. Par ailleurs, des effets nocifs sur le fonctionnement des écosystèmes édaphiques étant prononcés dans certaines parties de la zone d’étude à travers la répartition de l’indicateur de risque écologique, des études futures pourront statuer sur les mesures efficaces de dépollution des sols soumis à une contamination par les métaux lourds.
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