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在输配过程中，自来水与管道内壁表面之间发生了极其复杂的物理、化学和生物反应，可能造成管网供水的“二次污染”。本文中试规模研究了管网水质对管垢和微生物的影响;为了保持管网生物的稳定性，自由氯是应用最广泛的消毒剂，研究了典型氯消毒过程中三种铜腐蚀产物（CCPs，包括CuO、Cu2O和Cu2+）对溴酸根（BrO3-）和溴代消毒副产物(Br-DBPs)同时生成的催化作用;针对氯消毒管网中大量产生消毒副产物的问题，提出以过一硫酸盐(PMS)作为消毒剂，并研究了在PMS消毒过程中两种管道腐蚀产物（PCPs，包括CuO和δ-MnO2）对碘帕醇(IPM)转化的催化作用;针对碘代消毒副产物(I-DBPs)的生成的问题，提出在二次供水或者供水终端采用真空紫外(VUV/UV)技术，并研究了VUV/UV技术对三种I-DBPs（CHI3、CHI2CONH2和CI3COOH）的降解。 与以地表水为水源的管段(P2)相比，以地下水为水源的管段(P3)铁释放较为剧烈。高浓度的Cl-和SO42-促进了管段的铁释放，而碱度和硬度的增加减缓管段的铁释放。此外，将消毒剂由氯切换成氯胺也可以控制管段铁释放。DO的消耗与铁释放具有较好的相关性。铁释放越激烈，DO的消耗越大。管垢的主要的晶体铁氧化物为磁铁矿(Fe3O4)和针铁矿(α-FeOOH)，此外含有少量的纤铁矿(γ-FeOOH)和四方纤铁矿(β-FeOOH)。P2中Fe3O4/α-FeOOH值比P3中的Fe3O4/α-FeOOH值大，说明P2中的管垢更加稳定。随着反应器的运行，Fe3O4/α-FeOOH值基本保持不变。碱度和钙硬度的增加导致FeCO3和CaCO3生成，减缓铁的释放。水质严重影响着管垢中的微生物群落，中试过程中SOB、SRB和IOB的含量大幅增加，而IRB的含量基本不变。 CCPs可以大幅度催化Br-DBPs和BrO3-的生成，而腐殖酸(HA)的存在大幅度抑制了BrO3-的催化生成。在HOCl/Br-/CuO系统中，CuO主要促进BrO3-的生成;而在HOCl/Br-/Cu2O和HOCl/Br-/Cu2+系统中，Cu2O和Cu2+主要促进Br-DBPs的生成。pH重要影响着CCPs对Br-DBPs和BrO3-生成的催化作用。随着pH增大，CCPs对Br-DBPs的催化作用增强。然而，CCPs对BrO3-生成的催化作用在pH7.6时达到最大;随着CCPs剂量的增加，Cu2O与Cu2+的对Br-DBPs催化效果大幅度加强，而CuO对BrO3-的催化效果大幅度加强。随着Br-初始浓度的增加，CCPs对BrO3-生成的催化作用增强，而对Br-DBPs的催化作用并未加强。水体基质（例如，有机成分和无机离子）重要影响着CCPs对Br-DBPs和BrO3-生成的催化作用。 CuO/PMS体系(CuPS)中IPM的降解速率是δ-MnO2/PMS(MnPS)中IPM降解速率的3.7倍，分别为0.218和0.059 min-1。在CuPS中SO4·-是IPM降解的主要贡献者，而在MnPS中HO·对IPM降解也具有重要作用。CuPS和MnPS中自由基的产率分别为0.89和0.69 mol/mol。在CuPS和MnPS中，IPM的降解速率在PCPs剂量分别为1.5和1.0 g L-1时达到最大。IPM的降解速率随着PMS剂量增大而增大。IPM的降解率在pH7时达到最大。水体基质(NOM、碱度和Cl-)对IPM的降解有不同程度的抑制作用。IPM中释放的碘素大部分被氧化为IO3-，而只有少量的碘素转化为CHI3。PMS消毒过程中IPM的转化主要通过两个途径:1)支链A中酰基的水解、氨基的氧化和支链B与B中酰基的水解;2）脱碘反应。 与UV辐照相比，VUV/UV辐照能更好地去除I-DBPs。三种I-DBPs的去除效果依次为:CHI3＞CHI2CONH2＞CI3COOH。在VUV/UV辐照的过程中，UV是I-DBPs降解的主要贡献者。三种I-DBPs发生逐步脱碘反应，在UV辐照下只生成I-，而在VUV/UV辐照下，部分I-被HO·氧化成IO3-。在UV辐照下，三种I-DBPs的降解速率随着pH的增大而增大，而在VUV/UV的辐照下，三种I-DBPs的降解速率随着pH的增大而减小。UV和VUV/UV辐照下，水体基质(NOM、HCO3-和Cl-)对三种I-DBPs的降解有不同程度的抑制作用。 本文研究了管网水质对管垢及微生物群落稳定性的影响、管网腐蚀产物对消毒物副产物生成的影响以及二次供水或终端供水中消毒副产物的去除，将有助于控制消毒副产物的生成和管垢金属的释放，预防管网供水的“二次污染”，保证输配过程中饮用水水质的安全与健康。