Recommandations pour la qualité de l’eau potable au Canada – Malathion : Considérations relatives à l’analyse et au traitement

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Méthodes d'analyse utilisées pour détecter le malathion
Considérations relatives au traitement

Méthodes d'analyse utilisées pour détecter le malathion

Les méthodes normalisées qui permettent de déceler le malathion dans les sources d'approvisionnement en eau et dans l'eau potable et leurs limites de détection (LDM) respectives sont résumées au tableau 4. Les LDM dépendent de la matrice de l'échantillon, des instruments et des conditions de fonctionnement choisies et varient d'un laboratoire à l'autre. Ces méthodes sont assujetties à diverses interférences qui sont décrites dans les références respectives.

On a communiqué avec plusieurs laboratoires accrédités situés au Canada pour déterminer les LDM et les SDM pour l'analyse du malathion, et les LDM étaient du même ordre de grandeur que celles figurant au tableau 4. Les SDM variaient de 0,02 à 5 μg/L pour la chromatographie en phase gazeuse couplée à la spectrométrie de masse (CPG-SM) (AGAT Laboratories Ltd., 2019; ALS Environmental, 2019; CARO Analytical Services - Laboratoire de Richmond, 2019; Element Materials Technology Canada Inc., 2019; SGS Environmental Services, 2019).

Les LDM ou les SDM tirés des données fournis par les provinces et les territoires se situaient entre 0,000 1 et 15 μg/L (voir la section en exposition).

Il est recommandé aux responsables de systèmes de distribution de l'eau potable de discuter des exigences en matière d'échantillonnage avec le laboratoire accrédité menant les analyses afin de s'assurer que les procédures de contrôle de la qualité sont respectées et que les SDM sont suffisamment faibles pour garantir une surveillance précise aux concentrations inférieures à la CMA. Les considérations relatives au traitement des échantillons pour l'analyse du malathion dans l'eau potable (par exemple, entreposage et conservation des échantillons) se trouvent dans les références énumérées au tableau 4. Par ailleurs, une méthode non normalisée d'analyse du malathion dans l'eau reposant sur la chromatographie liquide haute performance couplée à la spectrométrie de masse est présentée dans Rocha et coll. (2015).

Il est important de noter que la neutralisation est cruciale si un agent oxydant est présent dans les échantillons afin d'empêcher toute dégradation supplémentaire du malathion. Le malathion présente une stabilité limitée parce qu'il est rapidement hydrolysé, sa demi-vie étant réduite à des pH et à des températures plus élevés (Wolfe et coll., 1977; EFSA, 2006). Il est donc recommandé de refroidir les échantillons et de les analyser sans délai.

**Tableau 4. Méthodes normalisées d'analyse du malathion dans l'eau**
Méthode (Référence)	Méthodologie	LDM (µg/L)	Interférences/commentaires
EPA 527 rév. 1,0 (U.S. EPA, 2005)	Chromatographie en phase gazeuse avec colonne capillaire-spectrométrie de masse (CPG-SM)	0,057^{Footnote a}	Interférences dues à la méthode et à la matrice; contamination entre échantillons
EPA 1699 (U.S. EPA, 2007)	Chromatographie en phase gazeuse-spectrométrie de masse (CPG-SM)	0,0003 (296 pg/L)	Interférences dues à la méthode et à la matrice
EPA 8141B rév. 2 (U.S. EPA, 2000b)	Chromatographie en phase gazeuse et détection à photométrie de flamme (CPG-DPF)	5,5	Interférences dues à la méthode et à la matrice
EPA 8270D rév. 4,0 (U.S. EPA, 1998)	CPG-SM	50^{Footnote b}	Interférences dues à la méthode et à la matrice; contamination entre échantillons
O-1104 (USGS, 1983a)	CPG-DPF	0,01^{Footnote c}	Interférences dues à la méthode et à la matrice; interférences dues au soufre et aux composés organosulfurés
O-1126-95 (USGS, 1995)	CPG-SM	0,005	Interférences dues à la méthode et à la matrice
O-1402-01 (USGS, 2001)	CPG-DPF	0,005	Interférences dues à la méthode et à la matrice; interférences dues au soufre, aux composés organosulfurés et aux composés organophosphatés inconnus
O-3104 (USGS, 1983b)	CPG-DPF	0,01^{Footnote c}	Interférences dues à la méthode et à la matrice; interférences dues aux composés organosulfurés
O-3402-03 (USGS, 2003)	Chromatographie en phase gazeuse (mode de détection non précisé)	0,0040	Interférences dues à la méthode et à la matrice; interférences dues au soufre, aux composés organosulfurés et aux composés organophosphatés inconnus
Note de bas de page 1 LDM : limite de détection de la méthode Limite de détection Retour à la référence de la note de bas de page a Note de bas de page 2 Limite de quantification estimée Retour à la référence de la note de bas de page b Note de bas de page 3 LDM estimée Retour à la référence de la note de bas de page c

Considérations relatives au traitement

Les technologies de traitement disponibles pour réduire efficacement les concentrations de malathion dans l'eau potable comprennent l'adsorption sur charbon actif, les procédés de filtration sur membrane, l'oxydation et les procédés d'oxydation avancée. Les données publiées portant sur l'enlèvement du malathion de l'eau à l'aide de ces technologies indiquent des taux d'efficacité extrêmement variables (de moins de 50 % à environ 100 %) (Chian et coll., 1975; Roche et Prados, 1995; Kiso et coll., 2000; Duirk et coll., 2009; Zhang et Pagilla, 2010; Beduk et coll., 2012; Chamberlain et coll., 2012; Fadaei et coll., 2012; Sorour et Shaalan, 2013; Jusoh et coll., 2014; Li et coll., 2016). À l'échelle résidentielle, les dispositifs de traitement certifiés qui s'appuient sur l'osmose inverse (OI) ou l'adsorption sur charbon actif devraient pouvoir enlever le malathion de manière efficace.

Traitement à l'échelle municipale

Le choix d'un procédé de traitement approprié pour un approvisionnement en eau potable spécifique dépend de nombreux facteurs, notamment la source d'eau brute et ses caractéristiques, les conditions d'utilisation de la méthode de traitement choisie et les objectifs de traitement des responsables de systèmes de distribution d'eau potable. La réalisation d'études à l'échelle de banc d'essai ou d'études pilotes est recommandée pour s'assurer que la source d'approvisionnement en eau peut être traitée avec succès et pour que la conception d'un processus optimal soit établie.

Lorsque des procédés d'oxydation ou des procédés d'oxydation avancée (POA) sont utilisés pour enlever des pesticides de l'eau potable, il est important de connaître le potentiel de formation de sous-produits de dégradation du composé cible (Ikehata et Gamal El-Din, 2006; Beduk et coll., 2012; Li et coll., 2019). L'oxydation (voir la section en oxydation et hydrolyse), ou les procédés d'oxydation avancée (voir la section en procédés d'oxydation avancée) entraînent la formation de plusieurs sous-produits de dégradation du malathion, dont le malaoxon, qui présente un risque pour la santé. L'objectif principal devrait être l'enlèvement du pesticide, tandis que l'objectif secondaire devrait être la réduction au minimum de la formation de sous-produits. Par ailleurs, les responsables de systèmes de distribution d'eau potable devraient tenir compte de la possibilité de formation de sous-produits de désinfection selon l'oxydant choisi et la qualité de la source d'approvisionnement en eau.

Traitement classique

La filtration conventionnelle (coagulation chimique, clarification et filtration rapide sur sable) et l'ajout de chlore à l'étape de la désinfection peuvent réduire les concentrations de malathion par oxydation, selon l'oxydant utilisé (Roche et Prados, 1995; Duirk et coll., 2009; Beduk et coll., 2012; Chamberlain et coll., 2012). Cependant, les procédés de dégradation comme l'oxydation entraînent la formation de sous-produits, dont le malaoxon (voir la section en oxydation et hydrolyse).

Dans une étude à l'échelle de banc d'essai, on a évalué les technologies de coagulation chimique et de sédimentation utilisées pour l'enlèvement du malathion et du malaoxon (Matsushita et coll., 2018). Les résultats ont indiqué un taux d'enlèvement nul dans l'eau de rivière (voir le tableau 4).

**Tableau 5. Enlèvement du malathion et du malaoxon par coagulation, floculation et sédimentation (Matsushita et coll., 2018)**
Paramètre	Influent (μg/L)	Coagulant	Dose	Enlèvement	Description du procédé
Malathion	10	Chlorure de polyaluminium	1,0 et 1,4 mg/L	0	À l'échelle de banc d'essai : Eau de rivière à 20 ˚C; 1 L; pH final de 7,0 Ajout d'un coagulant; agitation rapide (61 tr/min) pendant 1 min; agitation lente (13 tr/min) pendant 10 min; temps de repos de 60 min
Malaoxon	10	Chlorure de polyaluminium	1,0 et 1,4 mg/L	0

On a procédé à une étude à l'échelle de banc d'essai pour évaluer l'enlèvement cumulatif du malathion par coagulation, floculation et filtration, suivies d'une chloration (voir le tableau 6) (Costa et coll., 2018). Dans cette étude, dont la première partie se distingue de l'étude précédente par l'ajout d'une étape de filtration, on a obtenu un taux d'enlèvement du malathion de 62,21 %. Le taux d'enlèvement a augmenté encore plus suite à l'étape de la chloration, et les auteurs ont noté la formation de malaoxon.

**Tableau 6. Enlèvement du malathion par coagulation, floculation et filtration, suivies d'une chloration (Costa et coll., 2018)**
Influent (mg/L)	Type de traitement	Enlèvement cumulatif	Description du procédé	Description générale
0,48	Coagulation, floculation, filtration	62,21 ± 0,01 %	Ajout de 20 mL de sulfate d'aluminium à 1 % (p/v); agitation rapide (100 tr/min) pendant 3 min; agitation lente (50 tr/min) pendant 10 min; temps de repos de 15 min; filtration par gravité avec papier-filtre de 125 mm	À l'échelle de banc d'essai : jar tests Eau ultra-pure; 1 L à 100 NTU; pH de 10,5 Coagulation, floculation, filtration, suivies d'une chloration Remarque : après la chloration, du malaoxon a été détecté (concentration non précisée)
0,48	Chloration	73,2 ± 0,2 %	Chlore (dose = 5 mg/L)

Adsorption sur charbon actif

L'adsorption sur charbon actif est une technologie largement utilisée pour diminuer la concentration de micropolluants, dont un vaste éventail de pesticides, dans l'eau potable (Haist-Gulde et Happel, 2012; van der Aa et coll., 2012). Le charbon actif peut être appliqué de deux manières : applications d'une solution en suspension de charbon actif en poudre (CAP) ou réacteur à lit fixe utilisant du charbon actif en grains (CAG) (Chowdhury et coll., 2013).

Les données tirées d'études à l'échelle de banc d'essai visant à déterminer les coefficients d'adsorption des pesticides sont utiles pour prédire si le charbon actif adsorbe un pesticide en particulier (U.S. EPA, 2011). En général, l'enlèvement par adsorption sur charbon convient aux pesticides présentant une constante d'adsorption (c.-à-d. coefficient de Freundlich) supérieure à 200 µg/g(L/µg)^1/n (Speth et Adams, 1993; Speth et Miltner, 1998; U.S. EPA, 2011). Il convient toutefois de souligner que la présence de matière organique naturelle (MON) ajoute à la complexité du traitement au charbon actif, parce que cette matière entre directement en compétition avec le malathion pour occuper les sites d'adsorption ou encrasse le charbon en obstruant les pores (Chowdhury et coll., 2013). Comme de nombreux facteurs peuvent influer sur la capacité du charbon actif, notamment le caractère ionique du composé et le pH de la solution, des essais appropriés (p. ex. jar tests, test rapide en colonne à petite echelle [Rapid Small-Scale Column Test]) seraient nécessaires pour confirmer l'enlèvement.

Charbon actif en poudre

On a constaté que de nombreux pesticides étaient fortement adsorbés sur le CAP (Chowdhury et coll., 2013). L'utilisation de CAP présente l'avantage de fournir du charbon vierge selon les besoins (durant la saison d'application du pesticide) (Miltner et coll., 1989). L'efficacité d'enlèvement du CAP dépend de la dose de CAP, du temps de contact, des caractéristiques du CAP (type, taille des particules), de la capacité d'adsorption du contaminant et de la présence de MON (Gustafson et coll., 2003; Summers et coll., 2010; Haist-Gulde et Happel, 2012; Chowdhury et coll., 2013).

On a mené une étude à l'échelle de banc d'essai afin de déterminer l'adsorption du malathion et du malaoxon sur le CAP (voir le tableau 7) (Matsushita et coll., 2018). Avec une dose de CAP de 10 mg/L, des taux comparables d'enlèvement de 69 % et de 76 % ont été observés pour le malathion et le malaoxon, respectivement.

**Tableau 7. Enlèvement du malathion et du malaoxon à l'aide de CAP (Matsushita et coll., 2018)**
Paramètre	Concentration initiale (μg/L)	Dose de CAP	pH	Taux résiduel	Efficacité d'enlèvement (%)^{Note de bas de page a}	Description du procédé
Malathion	10	10 mg/L	7,0	0,24 ± 0,01	76 %	À l'échelle de banc d'essai : Eau de rivière Temps de contact de 10 minutes
Malaoxon	10	10 mg/L	7,0	0,31 ± 0,03	69 %
Note de bas de page 1 CAP : charbon actif en poudre Calculé à partir du taux résiduel Retour à la référence de la note de bas de page a

Charbon actif en grains

L'utilisation de CAG est une approche efficace pour le traitement des contaminants organiques qui sont souvent présents en concentrations préoccupantes dans les sources d'eau (Chowdhury et coll., 2013). La capacité du CAG d'enlever les pesticides par adsorption dépend de la vitesse de filtration, du temps de contact en fût vide, des caractéristiques du CAG (type, taille des particules et méthode de réactivation), de la capacité d'adsorption du contaminant et de la durée du cycle de filtration (Haist-Gulde et Happel, 2012). Par ailleurs, étant donné que les adsorbeurs à lit fixe de CAG fonctionnent généralement en continu, le CAG peut devenir encrassé (ou préchargé) par de la MON, ce qui le rendrait entièrement ou partiellement inefficace pour enlever le pesticide (Knappe et coll., 1999; Summers et coll., 2010; Haist-Gulde et Happel, 2012; Chowdhury et coll., 2013).

Des tests en colonne ont été réalisées sur deux CAG différents (charbon actif à base de coques de noix de palmier [CA-CNP] et charbon actif à base de coques de noix de coco [CA-CNC]) (Jusoh et coll., 2014). Les auteurs ont constaté que l'efficacité d'enlèvement du malathion du CA-CNC était plus élevée que celle du CA-CNP (voir le tableau 8). Les auteurs ont aussi conclu que la capacité d'adsorption augmentait lorsque le débit diminuait. En d'autres termes, l'efficacité de l'enlèvement augmentait avec le temps de contact en fût vide.

**Tableau 8. Enlèvement du malathion à l'aide de CAG (Jusoh et coll., 2014)**
Concentration initiale (µg/L)	TCLV (min)	Enlèvement		Description du procédé
Concentration initiale (µg/L)	TCLV (min)	CA-CNC	CA-CNP	Description du procédé
7	2,95	28,6 %	18,6 %	Tests en colonne à l'échelle de banc d'essai : Diamètre de la colonne = 1,3 cm; Hauteur de la colonne = 120 cm; Débit de 0,000 12 m³/h; Taille des particules adsorbantes = 1,0 mm; Température = 30 ˚C Remarque : Le volume d'eau traitée n'est pas précisé.
	3,93	41,4 %	31,4 %
	4,91	50,0 %	42,9 %
	11,76	64,2 %	47,1 %
	15,7	71,4 %	60,0 %
	19,6	82,9 %	71,4 %
CA-CNC : Charbon actif à base de coques de noix de coco; CA-CNP : Charbon actif à base de coques de noix de palmier; TCLV : Temps de contact en lit vide

Filtration sur membrane

En général, la nanofiltration (NF) et l'OI sont des procédés de séparation membranaire sous pression efficaces pour pour l'enlèvement des pesticides de l'eau potable (Van der Bruggen et Vandecasteele, 2003; U.S. EPA, 2011). L'efficacité de la NF et de l'OI à enlever les pesticides dépend des caractéristiques de la membrane, des propriétés des pesticides, de la composition de l'eau d'alimentation, des conditions opérationnelles et de l'encrassement de la membrane (Van der Bruggen et Vandecasteele, 2003; Plakas et Karabelas, 2012).

Comme le principal mécanisme des membranes de NF et d'OI pour enlever les pesticides est l'exclusion par la taille, le seuil de rétention des molécules en raison de leur poids moléculaire (molecular weight cut-off [MWCO]) est une caractéristique importante de la membrane. Compte tenu du poids moléculaire du malathion (217 Da), les membranes présentant un MWCO se situant entre 200 et 400 Da sont jugées convenables pour l'enlèvement de ce pesticide. Outre l'effet de tamisage, la rétention de petites molécules de pesticide par des membranes comportant des pores de plus grande taille peut être influencée par les interactions physicochimiques entre le pesticide et la surface de la membrane (Plakas et Karabelas, 2012).

Bellona et coll. (2004) ont présenté un diagramme basé sur les caractéristiques du pesticide dans l'eau (par exemple, poids moléculaire, log K_oe, diamètre moléculaire) et celles de la membrane (par exemple, MWCO, taille des pores) qui peut être utilisé pour déterminer le potentiel d'enlèvement du malathion par filtration sur membrane. Avant toute mise en œuvre à grande échelle, il est important de mener les essais appropriés dans les conditions opérationnelles proposées avec la membrane et la source d'approvisionnement en eau afin d'assurer l'enlèvement adéquat du malathion.

L'enlèvement du malathion a été examiné dans plusieurs études à l'échelle de banc d'essai sur les eaux usées (voir le tableau 9). Chian et coll. (1975) ont utilisé deux membranes différentes qui présentaient toutes deux un taux de rejet du malathion de plus de 99 %. Une deuxième étude à l'échelle de banc d'essai réalisée par Kiso et coll. (2000) a évalué le potentiel d'enlèvement du malathion par quatre membranes. Le taux d'enlèvement du malathion obtenu avec les deux membranes d'alcool polyvinylique/polyamide a été élevé (supérieur à 88 %), tandis qu'il a été beaucoup plus faible dans le cas des membranes composées de polyéthersulfone sulfoné (inférieur à 42 %). Dans une autre étude, on a obtenu des taux élevés comparables d'enlèvement du malathion à une pression transmembranaire de 1 120 kPa et déterminé que le taux de rejet augmentait avec une hausse de la pression transmembranaire (Zhang et Pagilla, 2010). Une étude effectuée à l'échelle de banc d'essai par Sorour et Shaalan (2013) a aussi indiqué une augmentation du taux de rejet avec l'augmentation de la concentration initiale de malathion.de la concentration initiale de malathion.

**Tableau 9. Enlèvement du malathion par osmose inverse et nanofiltration lors d'études réalisées sur des eaux usées**
Concentration initiale	Rejet	Type de membrane	Description du procédé	Référence
1 057,8 μg dans une solution de 150 mL	99,65 %	NS-100	Étude à l'échelle de banc d'essai : cellule d'essai statique en acier inoxydable Solution aqueuse préparée à partir d'eau déminéralisée Température ambiante; pression = 40,8 atm (600 lb/po²) NS-100 : Membrane en polyéthylénimine réticulée; débit moyen du perméat = 49 ml/cm²/jour (12 gal/pi²/j) CA : Membrane en acétate de cellulose; débit moyen du perméat = 32 ml/cm²/jour (8 gal/pi²/j)	Chian et coll. (1975)
1 057,8 μg dans une solution de 150 mL	99,16 %	CA		Chian et coll. (1975)
0,5-1,5 mg/L	99,64 %	Memb-1	Étude à l'échelle de banc d'essai; membranes planes Memb-1 : Alcool polyvinylique/polyamide; rejet de NaCl = 92 %; J_w^{Note de bas de page a} = 0,988 m/j; P = 1 MPa Memb-2: Alcool polyvinylique/polyamide; rejet de NaCl = 60 %; J_w^{Note de bas de page a} = 1,689 m/j; P = 1 MPa Memb-3: Polyéthersulfone sulfoné; rejet de NaCl = 51 %; J_w^{Note de bas de page a} = 2,435 m/j; P = 1 MPa Memb-4: Polyéthersulfone sulfoné; rejet de NaCl = 15 %; J_w^{Note de bas de page a} = 6,205 m/j; P = 0,5 MPa	Kiso et coll. (2000)
	88,1 %	Memb-2
	42,0 %	Memb-3
	41,4 %	Memb-4
10 mg/L	61 ^{Note de bas de page b}(P = 560 kPa)	NF-A	À l'échelle de banc d'essai; eaux usées synthétiques NF-A: Membrane à film mince de polypipérazineamide; rétention de MgSO₄ >99 %; débit d'eau traitée = 58,4 L/m²∙h	Zhang et Pagilla (2010)
	98 ^{Note de bas de page b}(P = 1 680 kPa)	NF-A
	78 ^{Note de bas de page b}(P = 560 kPa)	NF90	À l'échelle de banc d'essai; eaux usées synthétiques NF90 : Membrane de polyamide composite à film mince; rétention de MgSO₄ >97 %; débit d'eau traitée = 40,5 L/m²∙h; taille des pores = 0,55 ± 0,13 nm; porosité = 17,1 %
	98 ^{Note de bas de page b}(P = 1 680 kPa)	NF90
	55 ^{Note de bas de page b}(P = 560 kPa)	NF270	À l'échelle de banc d'essai; eaux usées synthétiques NF270 : Membrane de polyamide composite à film mince; rétention de MgSO₄ >97 %; débit d'eau traitée = 53,2 L/m²∙h; taille des pores = 0,71 ± 0,14 nm; porosité = 11,7 %
	92^{Note de bas de page b}(P=1680kPa)	NF270
5,7 mg/L	93,5 %	Membrane de NF tubulaire en céramique	Étude à l'échelle de banc d'essai Propriétés de la membrane : Céramique/TiO₂-Al₂O₃; configuration tubulaire; superficie de 0,245 m²; taille des pores = 1 kDa; pression = 5 bars	Sorour et Shaalan (2013)
17,1 mg/L	99,4 %	Membrane de NF tubulaire en céramique		Sorour et Shaalan (2013)
Note de bas de page 1 Débit d'eau pure Retour à la référence de la note de bas de page a Note de bas de page 2 Estimée à partir du diagramme Retour à la référence de la note de bas de page b

Oxydation et hydrolyse

L'oxydation chimique et l'hydrolyse sont les voies de dégradation les plus importantes pour les pesticides organophosphorés dans des conditions de traitement de l'eau potable (Durik et coll., 2006; Newhart, 2006). La dégradation du malathion dans l'eau dépend du pH et est plus rapide à un pH supérieur à 7,0. La demi-vie du malathion dans l'eau varie de 0,2 semaine à un pH de 8,0 à 21 semaines à un pH de 6,0 (Newhart, 2006). Les études menées sur la dégradation du malathion à l'aide de divers agents oxydants sont présentées au tableau 10.

Les procédés courants d'oxydation-désinfection présentent une réactivité très variable pour le malathion (Roche et Prados, 1995; Durik et coll., 2009, 2010; Chamberlain et coll., 2012). Dans des études à l'échelle de banc d'essai réalisées à l'aide de doses de chlore (Cl₂) et d'ozone (O₃) normalement utilisées pour la désinfection de l'eau potable, on a mesuré un taux modéré à élevé d'enlèvement d'une faible concentration de malathion (Chamberlain et coll., 2012) (tableau 10). Une chloration à des pH de 6,6 et de 8,6 et un procédé d'ozonation à un pH de 6,6 ont produit des taux d'enlèvement du malathion de plus de 50 %. On a constaté que l'ozonation à un pH de 8,6 produisait un taux modéré d'enlèvement variant de 20 % à 50 %. Des oxydants comme la monochloramine (NH₂Cl), le dioxyde de chlore (ClO2), le permanganate (MnO4) et le peroxyde d'hydrogène (H₂O₂) ainsi que la photolyse directe par ultraviolet (UV) à 254 nm ont enlevé moins de 20 % du malathion. Des essais d'hydrolyse réalisés à des pH de 2, de 7 et de 12 ont produit des résultats semblables (Chamberlain et coll., 2012). L'utilisation de la photolyse directe par UV s'est également révélée inefficace pour la dégradation du malathion selon Beduk et coll. (2012) et Li et coll. (2019). La photolyse directe des pesticides organophosphorés à l'aide de lampes UV à basse pression et à moyenne pression était très lente et affichait un faible rendement quantique, qui a été défini comme le nombre de moles de réactif dégradé par mole de photons absorbés (Wu et Linden, 2008).

Plusieurs paramètres influent sur l'efficacité de la dégradation du malathion, dont la matrice d'eau, la dose d'ozone et le temps de contact (Roche et Prados, 1995; Beduk et coll., 2012). Lors d'un essai d'ozonation à l'échelle de banc d'essai, Roche et Prados (1995) ont étudié l'effet de l'alcalinité de l'eau sur l'efficacité de l'oxydation de 11 pesticides, dont le malathion. En raison du rôle inhibiteur des espèces carbonatées, le taux d'enlèvement du malathion a été plus élevé dans une eau faiblement alcaline (aucune donnée précise n'a été fournie). Les essais d'ozonation menés par Beduk et coll. (2012) ont indiqué une augmentation du taux de dégradation du malathion avec l'augmentation de la dose d'ozone ainsi que du pH de l'eau. Une réaction directe avec l'ozone (ozonolyse) a été responsable de la dégradation du malathion à un faible pH, tandis qu'un pH élevé de 9,0 a impliqué la formation non sélective de radicaux hydroxyle (*OH).

Duirk et coll. (2009) ont examiné la dégradation du malathion dans de l'eau désionisée à l'aide d'acide hypochloreux (HOCl). La vitesse d'oxydation du malathion a été rapide dans les conditions d'essai, et l'efficacité de l'oxydation a été étroitement liée au pH de l'eau. L'acide hypochloreux est un acide faible qui se dissocie pour produire des ions hypochlorite (OCl-) avec une constante de dissociation (pKa) d'environ 7,6 à 20 °C. Les espèces chlorées présentes dans l'eau sous forme d'acide hypochloreux sont dissociées en ions hypochlorite (OCl-) lorsque le pH passe de neutre à alcalin. L'étude a démontré que l'ion OCl- n'a pas oxydé le malathion en malaoxon (sous-produit de dégradation, abordé plus loin dans cette section); cependant il a accéléré l'hydrolyse du malathion. Dans des tests semblables, on a examiné l'oxydation du malathion par les chloramines en utilisant de l'eau désionisée et une plage de pH variant entre 3,0 et 9,0 (Duirk et coll., 2010). La concentration initiale de malathion était de 0,5 µM et la dose initiale de monochloramine était de 50 µM. L'auto-décomposition de la monochloramine est un processus qui dépend du pH et qui permet la coexistence de plusieurs oxydants chlorés à un pH neutre (monochloramine [NH₂Cl], dichloramine [NHCl₂] et [HOCl]) (Valentine et Jafvert, 1992). Le taux de réaction de la monochloramine pour la dégradation du malathion a été faible. La dichloramine a affiché un taux de réaction de deux ordres de grandeur supérieurs à la monochloramine, mais de trois ordres de grandeur inférieurs à l'acide hypochloreux. Des trois chloramines, la monochloramine est l'espèce de prédilection pour la désinfection de l'eau potable en raison de ses propriétés biocides, de sa stabilité relative et parce qu'elle cause rarement des problèmes de goût et d'odeur comparativement à la dichloramine et à la trichloramine (Santé Canada, 2020c). Les auteurs ont indiqué qu'une dégradation de 56 % du malathion était principalement due à l'oxydation par la dichloramine, lorsque le procédé d'oxydation se déroulait à un pH de 6,5. À un pH supérieur à 8,0, l'hydrolyse alcaline était la principale voie de dégradation du malathion, dans une proportion de 93 % (Duirk et coll., 2010).

Les pesticides organophosphorés comportent une liaison phosphore-soufre (P=S) qui est fortement réactive et facilement dégradée par oxydation, procédé qui engendre des oxons présentant des liaisons phosphore-oxygène (P=O) comme principaux sous-produits de dégradation (Magara et coll., 1994; Kamel et coll., 2009; Beduk et coll., 2012). Le malaoxon est plus persistant que le malathion et présente une cinétique de dégradation plus faible que la molécule parente (Magara et coll., 1992; Durik et coll., 2010; Beduk et coll., 2012; Li et coll., 2019). Li et coll. (2019) ont signalé que les rapports entre la constante de vitesse de dégradation du malathion et la constante de vitesse de dégradation du malaoxon (k_malathion/k_malaoxon) variaient de 4,3 à 5,6 pour plusieurs réactions d'oxydation et de POA. Les constantes de vitesse de dégradation de 6,5 x 10⁴ et de 1,4 x 10⁴ cm² mJ^-1 ont été mesurées pour le malathion et le malaoxon, respectivement, lors du procédé d'oxydation UV; tandis que pour l'oxydation UV/H₂O₂ (discutée dans la section en procédés d'oxydation avancée), les vitesses de dégradation étaient de 133,6 x 10⁴ et 23,9 x 10⁴ cm² mJ^-1 pour le malathion et le malaoxon, respectivement. De plus,dans l'étude menée par Aizawa et Magara (1992) (tel que cité dans Magara et coll., 1994), on a constaté que deux autres sous-produits de dégradation, le chloromaléate de diéthyle et le maléate d'éthyle, se formaient au cours de la chloration du malathion. Newhart (2006) a aussi fait état de plusieurs sous-produits de dégradation formés au cours de l'hydrolyse du malathion dans des conditions aérobiques alcalines, comme les formes alpha et bêta des acides monocarboxyliques du malathion, le fumarate de diéthyle, le thiomalate de diéthyle, le phosphorothioate de O,O-diméthyle, le thiomalate de diéthyle et le S-hydrogéno-phyosphorothionate de O,O-diméthyle. Aucun renseignement sur le traitement n'a été fourni dans l'étude.

Beduk et coll. (2012) ont étudié la dégradation du malathion par ozonation et la formation de malaoxon. Bien qu'une concentration de malathion de 200 µg/L ait été entièrement enlevée, à une concentration de malathion de 12 µg/L, du malaoxon s'est formé en présence d'une dose d'ozone de 1,5 mg/L et à un pH de 9,5. L'augmentation de la dose d'ozone à 2 et à 2,5 mg/L a permis une formation plus rapide du malaoxon, soit à des doses de 8 et 7 µg/L de malathion, respectivement. Les auteurs ont conclu que même de fortes doses d'ozone n'étaient pas efficaces pour l'enlèvement complet du malaoxon. Duirk et coll. (2010) ont constaté que le malaoxon était très stable en présence de chloramine à un pH de 8,5.

**Tableau 10. Enlèvement du malathion par oxydation**
Oxydant	Concentration initiale (µg/L)	Dose d'oxydant (mg/L, sauf indication contraire)	Enlèvement (%) ou taux de réaction (M-1H-1)	Description du procédé	Référence
Cl₂	1,5-3	2-5	> 50 % (pH de 6,6 et de 8,6)	À l'échelle de banc d'essai : eau tamponnée (phosphate de sodium); 23 ± 1 °C et pH de 6,6 et de 8,6	Chamberlain et coll. (2012)
O₃		1-2	> 50 % (pH de 6,6) 20 %-50 % (pH de 8,6)
NH₂Cl		9-14	< 20 %
MnO₄^-		3-5
ClO₂		2-3
H₂O₂		100
UV₂₅₄		77-97 mWs/cm²
UV₂₅₄	200	-	4,4 %	Réacteur à l'échelle de banc d'essai : eau désionisée; lampe UV à moyenne pression; temps de contact de 90 min	Beduk et coll. (2012)
O₃	11,0	1	70,9 %	À l'échelle de banc d'essai : eau du robinet déchlorée dopée avec des pesticides; COT = 2,1 mg/L; alcalinité = 240 mg/L CaCO₃; pH de 8,3; demande d'ozone = 0,5 mg/L; temps de contact de 10 min	Roche et Prados (1995)
		2	89,1 %
		3	96,5 %
		4	> 99 %
		5	> 99 %
	200	1,5	~ 100 % : 20 min (pH de 9,0); 30 min (pH de 6,5)	Réacteur à l'échelle de banc d'essai : eau désionisée; pH de 6,5 et de 9,0. Formation de malaoxon	Beduk et coll. (2012)
HOCl/OCl^-	0,5 µM (165,2 µg/L)	0-100 µM	1,72 (± 0,36) x 106/382 (± 0,26) M^-1H^-1	À l'échelle de banc d'essai : eau désionisée; 0,5 μM de malathion, pH de 6,5, T0 25 ± 1 ˚C	Duirk et coll. (2009)
COT : carbone organique total

Procédés d'oxydation avancée

Les POA ont recours à des réactions chimiques pour former des radicaux hydroxyles qui servent à oxyder certains composés chimiques, dont les pesticides (Crittenden et coll., 2012). On a examiné différents procédés d'oxydation avancée utilisés pour la dégradation du malathion, notamment les procédés UV/peroxyde d'hydrogène (H₂O₂); O₃/UV et O₃/H₂O₂/UV (voir le tableau 11).

Lors de tests en laboratoire, on a constaté que la présence d'ions carbonate et sulfate avait un impact négatif sur la dégradation du malathion lorsque le procédé UV/H₂O₂ était utilisé, le carbonate ayant le plus grand impact (Fadaei, et coll., 2012). Les auteurs ont remarqué que la dégradation du malathion était la plus élevée dans l'eau distillée, suivie de l'eau du robinet, puis de l'eau de rivière. Cette différence dans la dégradation du malathion était due à la capacité de piégeage des radicaux hydroxyle par les ions bicarbonate et sulfate et à la présence de carbone organique dans les eaux naturelles. Une augmentationo du pH et de la concentration de peroxyde d'hydrogène a augmenté le taux de dégradation du malathion.

Beduk et coll. (2012) ont étudié la dégradation du malathion et la formation subséquente de malaoxon dans une solution aqueuse à l'aide de procédés d'ozonation photocatalytique (O₃/UV et O₃/UV/ H₂O₂). Dans le cas du procédé O₃/H₂O₂/UV, le malathion et le malaoxon formé en cours de procédé ont été enlevés efficacement après temps de réaction de 10 et de 30 minutes, respectivement.

Dans une étude à l'échelle de banc d'essai réalisée par Roche et Prados (1995), on a atteint un taux de dégradation du malathion de plus de 99 % pour toutes les doses utilisées d'O₃ avec l'ajout de H₂O₂ à un taux constant de 0,4 g H₂O₂/g d'O₃. Les résultats présentés au tableau 11 montrent qu'une dégradation du malathion d'environ 100 % a pu être obtenue avec 1,0 mg d'O₃/L et l'ajout de 0,4 mg H₂O₂/L, comparativement au procédé utilisant uniquement de l'ozone, à raison de 4,0 mg d'O₃/L. Dans une étude semblable menée par Li et coll. (2019), on a atteint un taux de réaction beaucoup plus élevé (de deux ordres de grandeur) pour l'oxydation UV/H₂O₂ que pour la photolyse directe par UV. La réaction de dégradation par photolyse directe par UV fait intervenir l'adsorption de photons, tandis que dans le procédé UV/H₂O₂, la réaction implique la formation d'un radical hydroxyle. Li et coll. (2019) ont aussi évalué la formation de sous-produits. Leur étude a montré que chaque POA entraînait la formation d'un groupe de sous-produits de dégradation qui lui était propre. Une analyse du carbone organique total (COT) a révélé que dans les procédés étudiés, le malathion a été faiblement minéralisé. Le malathion était converti en sous-produits de dégradation plutôt que minéralisé en CO₂et en eau.

Avant toute mise en œuvre à grande échelle, il faudrait mener des essais pilotes ou à l'échelle de banc d'essai afin d'évaluer l'enlèvement du malathion ainsi que les produits de dégradation.

**Tableau 11. Enlèvement du malathion à l'aide de procédés d'oxydation avancée**
Procédés	Concentration Initiale (µg/L ou µM)	Dose initiale d'oxydant (mg/L) ou puissance UV (W)	Catalyseur	Enlèvement (%) ou taux de réaction (cm²/mJ)	Description du procédé et renseignements sur les sous-produits	Référence
UV/ H₂O₂	200, 400 et 600	Lampe au mercure à moyenne pression de 150 W	10 mg/L H₂O₂	Enlèvement moyen : 77,88 ± 23,96 %	Eau distillée : pH de 3,0, de 7,0 et de 9,0; T = 25 ± 1 ˚C; temps de contact de 180 s	Fadaei et coll. (2012)
			30 mg/L H₂O₂	Enlèvement moyen : 82,17 ± 24,24 %
			30 mg/L H₂O₂	~ 45 % (en 60 s) ~ 65 % (en 180 s)	Eau du robinet dopée avec 200 µg/L de malathion; turbidité de 1 NTU; pH de 7,44; alcalinité de 210 mg/L sous forme de CaCO₃; HCO₃- 256 mg/L; SO₄ ^2- 79 mg/L
			30 mg/L H₂O₂	~ 40 % (en 60 s) ~ 60 % (en 180 s)	Eau de rivière dopée avec 200 µg/L de malathion; turbidité de 12,5 NTU; pH de 7,46; alcalinité de 290 mg/L CaCO₃; HCO₃- 354 mg/L; SO₄^2- 68 mg/L
	15 μM	24 W avec une dose d'UV de 0,58 mW/cm^-2	Pas de H₂O₂	6,5 x 10-4 cm²/mJ	Réacteur à l'échelle de banc d'essai : solution aqueuse pH de 7,0; T = 20 ± 0,5 ˚C	Li et coll. (2019)
	15 μM	24 W avec une dose d'UV de 0,58 mW/cm^-2	0,3 mM H₂O₂	133,6 x 10-4 cm²/mJ		Li et coll. (2019)
O₃/UV	200	2,0 mg/L O₃	UV 254 nm	~ 100 % (en 12 min)	Réacteur à l'échelle de banc d'essai : Pas de dégradation complète du malaoxon : µg/L en 10 min; 2 µg/L après 90 min	Beduk et coll. (2012)
O₃/UV/ H₂O₂	200	2,0 mg/L O₃	UV 254 nm; H₂O₂ (20, 40 et 100 mg/L)	~100 % (en 10 min)	Réacteur à l'échelle de banc d'essai : optimum : 40 mg/L H₂O₂ Malaoxon : Enlèvement de 100 % (en 30 min)	Beduk et coll. (2012)
O₃/H₂O₂	11,0	1, 2, 3, 4 et 5 mg/L O₃	0,4, 0,8, 1,2, 1,6 et 2,0 mg/L H₂O₂ (H₂O₂/O₃ = 0,4 g/g)	> 99 % pour toutes les doses	À l'échelle de banc d'essai : eau du robinet dé-chlorée dopée avec des pesticides; COT = 2,1 mg/L; alcalinité = 240 mg/L CaCO₃; pH de 8,3; demande d'ozone = 0,5 mg/L	Roche et Prados (1995)
COT : carbone organique total; UV : ultraviolet

Techniques combinées

Comme il a été abordé à la section sur l'oxydation et hydrolyse, des sous-produits, dont le malaoxon, peuvent être formés au cours de procédés comme la chloration. Dans une étude à l'échelle de banc d'essai menée par Li et coll. (2016), on a examiné l'enlèvement du malathion et la formation subséquente de malaoxon. Les auteurs ont démontré que l'efficacité d'enlèvement par coagulation et par un procédé combiné de coagulation-CAP était plus élevée pour le malathion (5 % et 38 %, respectivement) que pour le malaoxon (2 % et 24 %, respectivement). Les auteurs ont ensuite examiné les impacts de diverses doses de préchloration sur le taux d'enlèvement global du malathion pendant tout le processus de traitement en évaluant l'enlèvement du malathion et du malaoxon après les diverses étapes du traitement. On a utilisé une chaîne de traitement comprenant des procédés de préchloration, de coagulation-sédimentation-filtration avec CAP et de post-chloration à l'aide de diverses doses de préchloration (0 à 3 mg/L) (voir le tableau 12). Le meilleur taux d'enlèvement du malathion et du malaoxon a été atteint dans le scénario ne comportant pas d'étape de préchloration. En l'absence de préchloration, le malathion n'est pas oxydé en malaoxon, qui est plus difficile à enlever, ce qui permet d'obtenir un taux plus élevé d'enlèvement. Une plus forte dose de préchloration entraîne la formation de malaoxon et donc, une diminution de l'enlèvement global.

**Tableau 12. Enlèvement du malathion et du malaoxon à l'aide du procédé combiné de coagulation-CAP (Li et coll., 2016)**
Concentration Initiale (µg/L)	Dose de préchloration (mg/L)	Enlèvement brut du malathion et du malaoxon (%)				Description du procédé
Concentration Initiale (µg/L)	Dose de préchloration (mg/L)	Préchloration	CSF-CAP	Post-chloration	Total	Description du procédé
10	0	0,0	37,5	5,0	42,5	À l'échelle de banc d'essai : eau de rivière brute (pH de 7,3; conductivité = 267 μS/cm; turbidité = 4,15 NTU; COD = 4,37 mg/L; UV₂₅₄ = 0,127 cm-1; alcalinité = 77,1 mg/L; Na⁺ = 6,3 mg/L; K⁺ = 2,2 mg/L; Ca²⁺ = 48 mg/L; Mg²⁺ = 4,6 mg/L; SO₄^2- = 30,2 mg/L; Cl^- = 18,6mg/L; F^- = 0,7 mg/L) 10 mg/L PAC; 120 μM Al₂SO₄ Agitation rapide : 250 tr/min pendant 1 minute; agitation lente : 30 tr/min pendant 15 min; temps de décantation de 30 min; post-chloration : 1 mg/L pendant 30 minutes.
	0,25	-0,2	32,0	7,4	39,2
	0,5	1,0	27,7	7,1	35,8
	0,75	2,5	23,3	7,4	33,2
	1	-0,7	19,9	7,6	26,8
	1,5	4,7	16,2	3,3	24,2
	2	8,4	16,1	0,4	24,9
	3	8,5	15,1	0,2	23,8
COD : carbone organique dissous; CSF-CAP : coagulation-sédimentation-filtration avec charbon actif en poudre

Traitement à l'échelle résidentielle

Dans les cas où l'on souhaite enlever le malathion à l'échelle résidentielle, par exemple lorsque l'eau potable d'une résidence provient d'un puits privé, un dispositif de traitement résidentiel pourrait être employé pour réduire les concentrations de malathion dans l'eau potable. Avant d'installer un dispositif de traitement, il faudrait analyser l'eau afin d'en déterminer les propriétés chimiques générales et la concentration du malathion dans la source d'approvisionnement en eau.

Pour vérifier l'efficacité d'un dispositif de traitement, il faut régulièrement prélever des échantillons de l'eau qui entre dans le dispositif de traitement et qui en sort, et envoyer ceux-ci à un laboratoire accrédité à des fins d'analyses. Les dispositifs peuvent perdre de leur capacité d'enlèvement avec le temps et l'usure; il faut les entretenir et/ou les remplacer. Les consommateurs devraient vérifier la durée de vie prévue des composants de l'appareil de traitement selon les recommandations du fabricant, et veiller à leur entretien au besoin. Certains systèmes résidentiels peuvent avoir une capacité nominale permettant de traiter des volumes supérieurs à ceux d'une seule résidence, de sorte qu'ils peuvent aussi être utilisés dans des petits systèmes.

Santé Canada ne recommande aucune marque particulière de dispositifs de traitement de l'eau potable, mais conseille fortement aux consommateurs d'utiliser des dispositifs dont la conformité aux normes pertinentes de NSF International ou de l'American National Standards Institute (ANSI) a été certifiée par un organisme de certification accrédité. Ces normes visent à établir des exigences minimales relatives aux matériaux, à la conception et à la construction des dispositifs de traitement de l'eau potable qui peuvent être vérifiées par un tiers. On s'assure ainsi que les matériaux contenus dans le dispositif ne libèrent pas de contaminants dans l'eau potable (c.-à-d. innocuité des matériaux). De plus, les normes englobent des exigences en matière de performance qui précisent le taux d'enlèvement qui doit être assuré pour certains contaminants (par exemple, déclaration de réduction) qui peuvent être présents dans les approvisionnements en eau. Les organismes de certification (c.-à-d. tiers), qui doivent être accrédités par le Conseil canadien des normes, garantissent qu'un produit est conforme aux normes en vigueur. Les organismes accrédités au Canada comprennent notamment :

Groupe CSA
NSF International
Water Quality Association (en anglais seulement)
UL LLC
Bureau de normalisation du Québec
International Association of Plumbing and Mechanical Officials (en anglais seulement)
Truesdail Laboratories, Inc (en anglais seulement)

On peut obtenir une liste à jour des organismes de certification accrédités auprès du Conseil canadien des normes.

Les technologies de traitement de l'eau potable susceptibles d'enlever efficacement le malathion à l'échelle résidentielle comprennent l'adsorption et l'OI. À l'heure actuelle, le malathion n'est pas visé par les exigences de rendement des normes NSF/ANSI. Toutefois, les consommateurs peuvent utiliser un dispositif de traitement qui est certifié conforme aux normes relatives à l'OI ou à l'adsorption pour s'assurer que l'innocuité des matériaux a été évaluée. Ces normes sont les suivantes : NSF/ANSI Standard 53 Drinking Water Treatment Units - Health Effects et NSF/ANSI Standard 58 Reverse Osmosis Drinking Water Treatment Systems (NSF/ANSI, 2020a, 2020b). En outre, les systèmes ou les dispositifs qui ont été certifiés pour l'enlèvement des pesticides (par exemple, l'atrazine) sont plus susceptibles d'être efficaces pour l'enlèvement du malathion.

L'eau qui a été traitée par OI peut être corrosive pour les composants internes de plomberie. Ces dispositifs devraient donc être installés uniquement au point d'utilisation. Étant donné que de grandes quantités d'influent sont nécessaires pour obtenir le volume d'eau traitée requis, il n'est généralement pas pratique d'installer ces dispositifs au point d'entrée.

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Date de modification :: 2023-01-20

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