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辽宁省农村饮用水源以地下水为主，铁锰超标问题比较普遍。到2009年底，全省39个县（市、区）都不同程度地存在饮用水中铁锰超标的问题，影响人口达132.14万人，涉及13个地市。尤其是沈阳、大连、鞍山、锦州、盘锦、营口、铁岭、阜新等地，农村饮用水中铁锰含量超标比较普遍。如沈阳市各县（市、区）地下水普遍存在铁锰超标的问题，有的地方超标达十几倍甚至几十倍，全市影响人口达55.09万人；鞍山市的海城市和台安县地下水铁锰也超标严重，共影响人口达13.94万人。主要表现为水的色度差、有异味等，直接影响人的身体健康。根据卫生部门测定，辽河流域的铁锰超标是一个区域性的问题，主要与当地的水文地质条件有关。
我国生活饮用水质标准规定，凡是生活饮用水中铁含量大于0.3mg/L、锰含量大于0.1mg/L的必须进行净化处理。因此，研究适合辽宁省寒冷地区农村铁锰超标水水质特征的水处理技术并示范应用，具有重要的理论和实践意义。
地下水中由于溶解氧含量较少，铁和锰主要以低价态存在，主要是Fe 2+ 和Mn 2+ 。因此氧化还原反应是地下水除锰的主要处理方法。去除地下水中铁锰一般都利用同一原理，即将溶解状态的铁锰氧化成不溶解的Fe 3+ 或Mn 4+ 化合物，再经过过滤达到去除目的。
地下水除铁除锰理论及应用先后经历了自然氧化法、接触氧化法、生物法三个发展阶段。相应的工艺技术主要经历了曝气自然氧化除铁碱化法除锰法、曝气自然氧化除铁强氧化剂除锰法、接触氧化除铁除锰法、生物除铁除锰法等发展历程。
地下水中碳酸溶解岩层中的二价铁锰氧化物，使铁和锰分别以Fe 2+ 、Mn 2+ 的形式析出。此外，还有一些高价铁锰的氧化物（如Fe 2 O 3 、MnO 2 等），在地下水所处的缺氧还原环境中，能被地下水中的硫化氢等还原为Fe 2+ 、Mn 2+ 的形式。地下水中Fe 2+ 、Mn 2+ 与空气中的氧接触后发生如下反应：
地下水除铁除锰是氧化还原反应过程，将溶解状态的铁锰氧化成为难溶解的Fe 3+ 、Mn 4+ 化合物，再经过滤即达到去除的目的。铁、锰均属过滤性金属元素，其标准氧化还原电位分别为 ψ 0 （Fe 3+ /Fe 2+ ）=0.1771V及 ψ 0 （MnO 2 /Mn 2+ ）=1.23V，锰的氧化还原电位高于铁，Mn 2+ 比Fe 2+ 难以氧化。在溶解氧充足的条件下，水的pH值对铁、锰的氧化速率起决定性作用。地下水经曝气后pH值范围内的自然氧化速度较快；Mn 2+ 则需将pH值提高到9.5以上时，自然氧化速度才明显加快。
自然氧化法是20世纪50年代初期从苏联和东欧国家引进的一套工艺（见图1-1），包括曝气、氧化反应、沉淀、过滤等一系列复杂的流程。地下水经曝气充氧后，Fe 2+ 氧化为Fe 3+ 并以Fe（OH） 3 的形式析出，再通过沉淀、过滤得以去除；对于除锰，仅靠曝气难以将地下水的pH值提高到自然氧化除锰所需的pH值大于9.5的水平，需投加碱（如石灰）以提高水中pH值。
图1-1自然氧化法除铁除锰工艺流程
自然氧化法除铁除锰工艺在实际应用中存在以下问题：
（1）对于Mn 2+ 的去除，需将pH值提高到9.5以上。为了达到较好的除锰效果，甚至通过强曝气设施，尽可能地散除地下水中的CO 2 ，也不可能将pH值提高到这一数值。为了提高pH值，需向地下水中投加碱（如石灰等），这样使得工艺流程更加复杂，且由于处理水的pH值太高，需酸化后才能正常使用，进一步增加了该工艺的管理难度及运行费用。
（2）该工艺中的氧化和沉淀两过程要求，处理水需在反应沉淀池中停留时间较长，2～3h。因此，该工艺设备庞大，投资高。
（3）在实际运行中，由于Fe（OH） 3 絮体颗粒细小，容易穿透滤层，除铁效果有时达不到饮用水的要求。
（4）水中溶解性硅酸与三价铁氢氧化物形成硅铁络合物
使水中Fe（OH）
3
胶体凝聚困难，影响氢氧化铁的絮凝，难以从水中分离。在地下水碱度较低时，溶解性硅酸对除铁效果影响尤为显著。
上述问题使得该工艺在使用上受到了限制。
接触氧化法是李圭白等人于20世纪60年代研制开发的地下水除铁技术，工艺流程如图1-2所示。含Fe 2+ 、Mn 2+ 地下水曝气后进入滤层中，能使高价铁、锰的氢氧化物逐渐被附着在滤料表面，形成铁质、锰质滤膜，这种自然形成的活性滤膜具有接触催化作用，在pH值中性范围内，Fe 2+ 、Mn 2+ 就能被滤膜吸附，然后再被溶解氧化，又生成新的活性滤膜物质参与反应，所以锰质活性滤膜的除锰过程是一个自催化反应，接触催化剂为Fe（OH） 3 、MnO 2 。其反应式如下：
图1-2接触氧化法除铁除锰工艺流程
接触氧化法除铁除锰工艺在实际应用中存在以下问题：
（1）由于铁锰性质略有不同，因而影响因素也有所不同。铁的氧化还原电位比锰低，二价锰较难被氧化为四价锰，因此，其滤速比除铁滤速低，一般为8～10m/h。而且二价铁能作为还原剂，将四价锰还原成二价锰，大大阻碍了锰的氧化。其反应式如下：
当地下水中铁锰共存时，铁对锰的去除有干扰。在滤层中要先完成对铁的去除，才能开始除锰。李圭白认为，要获得稳定的除锰效果，Fe 2+ 的界限质量浓度约为2mg/L。因此，对锰的去除比铁困难得多。
（2）采用一级曝气、过滤同时去除地下水中的铁和锰时，原水含铁量增大和滤速提高，都将使滤床上层接触氧化除铁层厚度增加，下层接触氧化除锰滤层厚度相对少，对除锰效果产生影响。当铁或锰含量较高时，通常采用一级曝气、过滤除铁，二级曝气、过滤除锰的分级去除方法，工艺流程比较复杂，运行费用偏高。
（3）在滤层中，由于Mn 2+ 氧化为MnO 2 的速度较慢，锰质活性滤膜的成熟期较长，因此，除锰能力的形成周期较长，且由于经常性的反冲洗等外界因素的干扰，锰质活性滤膜有时无法形成，除锰效果呈现很不稳定的状态。例如，黑龙江省双城、德都等许多城镇按接触氧化法设计运行的地下水厂均存在上述问题。
（4）地下水中CO 2 含量过高时，Fe（HCO 3）2 和Mn（HCO 3）2 不能充分电离，除铁和除锰活性膜不能与分子态的铁锰进行离子交换吸附，滤层除铁除锰能力将减弱。当CO 2 含量高时，应采用强曝气措施，在曝气过程中将大部分CO 2 去除。
针对常规技术难以彻底解决地下水除锰的状况，张杰等人于20世纪90年代在我国率先开展了地下水生物除锰新技术的理论及应用研究。该理论认为，铁的氧化仍然是化学氧化作用，锰的氧化则主要是铁细菌等的生物氧化作用，而不是传统除锰理论所说的，锰的去除是锰质活性滤膜化学催化作用的结果。生物除锰理论还认为，黑砂表层的锰质活性滤膜并不仅仅是由锰的化合物所组成，而是锰的化合物和铁细菌的共生体，且活性滤膜是在微生物的诱导作用下形成的。除锰滤池中，微生物氧化原水中的锰获得能量，不断繁殖并附着在滤料表面，同时被氧化的MnO 2 也沉积在滤料表面，与微生物形成一层“黑膜”，就是接触氧化除锰工艺中的锰质活性滤膜。滤层成熟后，滤膜不断吸附水中的Mn 2+ ，其中铁细菌利用水中的溶解氧将Mn 2+ 氧化为MnO 2 · m H 2 O，并沉积在滤膜的表面，成为滤膜的一部分，使滤膜得到更新，从而使整个吸附氧化、再生处于一种动态平衡。
因此，对于铁锰共存的地下水，通过一级曝气、一级过滤就能达到同时去除地下水中铁锰的目的。该工艺流程简单，构筑物少，停留时间短，工程一次性投资可节省50%左右。仅需低强度简单曝气，以满足铁锰氧化对DO的需求，而无需曝气塔等大型的曝气设施，在年运行费用上可节省资金70%左右。与二级处理工艺相比，生物除铁除锰工艺滤池工作周期长、反冲洗强度小、历时短，不仅可以节水节能，还能增加产水量。如沈阳经济技术开发区供水厂，就是在生物除铁除锰技术指导下设计建造的我国第一座成规模的典型的地下水生物除铁除锰水厂，设计规模为12万m 3 /d，一期工程6万m 3 /d，于2001年上半年竣工投产。滤池出水中总铁含量很低，Mn 2+ ≤0.05mg/L，远远优于国家标准。该厂出水水质常年稳定良好，满足了高新产业优良用水之需。
生物法是针对自然氧化法、接触氧化法等常规技术达不到理想的除锰效果以及工艺流程复杂等问题，利用微生物技术提出的新方法，以进一步改善除锰效果，降低工程投资及运行费用的方法，是目前该领域的最新发展方向。生物法作为一种新技术，在除铁除锰方面的理论研究较多，但是在生产实践中出现的诸多问题仍需要进一步研究：
（1）国外多位学者均发现了生物除铁作用的存在，但是诸多试验表明，在高铁含量情况下生物除铁作用微乎其微。生物除铁究竟存在与否，以及在什么样的水质条件下存在均需进一步探索。若生物除铁存在，则其是否比接触催化除铁更有优势，如过滤周期是否更长，滤层含污能力是否更高，均值得进一步研究。
（2）Fe 2+ 是维系生物滤层中微生物群体的平衡与稳定不可缺少的重要因素。若只含锰不含铁的原水长期进行生物滤层处理，则生物群体的平衡就会被破坏，滤层的除锰活性会随之削弱而最终丧失。
（3）生物除锰的实际效果已经得到广泛认可，但生物除锰的机理还处于较初级的实验研究阶段。生产实践中，生物除锰存在一些无法解释的现象。一般来说，成熟的一级除铁除锰滤池中，滤层上部为除铁带，下部为除锰带。但试验发现，只有在滤层表面铁细菌计数达到10 5 数量级时，滤池的除锰能力才能成熟，可是在滤层除锰带却常常只能计数到10 2 ～10 3 数量级的铁细菌。如果铁细菌是除锰的主要原因，为什么除锰作用往往发生在微生物数量较少的下层，而不是微生物数量较多的上层，这需要更进一步的研究和探讨。对铁细菌的筛选、驯化也已获得一定成功，但培养菌种的费用较大。
（4）目前工程实施相对较少，尚未形成完善的工程设计理论及参数确定方法。在工程实践方面，还缺乏一整套规范化的运行调试方法，对生物熟料的培养、反冲洗强度及时间等运行参数，尚无确切的控制标准。
（1）臭氧氧化法。臭氧是一种很强的氧化剂，不仅能迅速地氧化水中二价铁，并且在比较低的pH值（6.5）和无催化剂的条件下，也可以使二价锰完全氧化。臭氧可以氧化多种化合物，且有消耗量小，速度快，不产生污泥等优点。但在使用过程中应当控制臭氧的投量，因为投量过大的时候并不能进一步提高锰的去除率，而且锰可能会过度氧化为MnO 4 。由于臭氧投量过大所产生的MnO 4 容易穿透滤池进入输水管线。MnO 4 可能在管网中被还原为二氧化锰，使水呈现黄褐色，影响水的使用。研究结果显示，由于在水中的氧化还原反应较为复杂，单纯采用臭氧氧化方法不能十分有效地去除水中的锰，提高水的碱度也不能使去除率进一步提高。
（2）氯气氧化法。氯气氧化法其原理是往含Mn 2+ 水中投加必要的氯气之后，流过滤砂表面覆着MnO（OH） 2 的砂滤层，在接触催化剂作用下迅速氧化为Mn 4+ 并和滤砂表面原有的MnO（OH） 2 形成某种化学结合，新生的MnO（OH） 2 仍具有催化作用，继续催化氯对Mn 2+ 的氧化反应，从而使水中Mn 2+ 连续不断地被吸附和氧化。
氯氧化除铁除锰，对于含
较高的原水，往原水中投加氯，首先生成氧化能力差的氯氨，大大削弱了对Mn
2+
的氧化作用，只有当投加氯量超过折点氯量，游离氯才能有效地氧化Mn
2+
，因此必须投加超过折点氯量。其投加氯量为折点总氯量和锰氧化耗氯量之和。此方法的缺点是当原水中含有有机物时，会产生氯仿等有害物质。
（3）KMnO 4 化学氧化法。KMnO 4 化学氧化法去除铁除锰可利用曝气—KMnO 4 化学氧化—沉淀—过滤工艺去除。这是美国20世纪80年代介绍的工艺技术，马来西亚在20世纪90年代也有应用。KMnO 4 作为去除铁除锰的氧化剂，一般KMnO 4 可与混合池、混凝池、沉淀池及砂滤池联合使用。
尽管有时该方法能获得较好的除锰效果，但由于工艺流程复杂，制水成本高，调试运行难度大等缺点，因而在我国大中型水厂的应用很少见，不能代表我国地下水除铁除锰技术的主流发展方向。
针对辽宁省农村铁锰超标水水质特征，选择了接触氧化法除铁除锰水处理技术，并对其技术和设备的影响因素进行了研究。
（1）原水中铁锰含量。当原水中含铁量小于2.0mg/L、含锰量小于1.5mg/L时，可在同一滤池中同时去除铁和锰。在同一滤层中，铁主要截留在上层滤料内，而锰主要在下层滤料中被去除。如铁锰含量较大，由于铁滤层范围的增大，即铁对除锰的干扰使得出水不符合水质标准。此时可在流程建造两个滤池，除铁滤池和除锰滤池。
（2）pH值对地下水除铁除锰的影响。在地下水除铁除锰过程中pH值是影响铁锰去除的关键因素。在接触氧化除铁的pH值范围内，即pH值为6.5～7.5时，二阶铁的氧化速率随着pH值的升高而加快。
pH值低于6.5时铁的去除不明显，在反应过程中，随着铁的被氧化会产生H + 减少咸度，因此，如果水的碱度不足，则在氧化反应过程中由于pH降低，氧化速率会受到影响而变慢。所以，在地下水除铁除锰的早期研究中，都将提高地下水的pH值作为去除铁锰的首要条件，不管是通过强曝气散除CO 2 的空气自然氧化除铁除锰工艺，还是投加碱性物质提高待处理水pH值的碱化除铁除锰工艺，都是采用改变pH值来加快铁锰的氧化速率。
pH值高于7.5时铁的去除转化成空气氧化，由于氢氧化铁絮体体积较小，容易穿透滤层，所以出水的总铁含量有所超标。因此从除铁的机理上来考虑，不仅要提高进水的pH值大于6.0保证Fe 2+ 的接触氧化速率，同时也要防止过曝气使得处理水的pH值高于7.5导致除铁工艺转变为空气氧化除铁工艺，降低铁的去除效率。对于北方pH值偏高的地下水尤其要注意此种情况。
中性条件下Mn 2+ 离子的化学氧化反应速率非常缓慢，在pH值大于9.0时才会明显加快。但地下水的pH值一般不会超过8.0，因此锰的去除需要有催化作用加快其氧化速率。
在接触氧化除锰工艺中，曝气后待滤水的pH值需要达到7.5以上，才能保证锰的顺利去除。这对于我国北方原水pH值就已经达到6.8～7.0的地下水而言，曝气后比较容易满足pH值的要求。但是相对于南方地下水一般偏酸性的情况而言，则难以满足。
（3）溶解氧对地下水除铁除锰的影响。利用接触催化氧化技术去除铁除锰工艺要求原水中应有充分的溶解氧量，实验研究表明：当水中的溶解氧量大于3.0mg/L时，铁锰的去除受溶解氧变化影响非常微弱，出于经济性的考虑，水中的溶解氧控制在3.0mg/L左右比较经济合理。
理论上所需溶解氧量可用下式表示：
在化学氧化理论指导下，实际工程中为了散除游离CO 2 提高原水的pH值，同时也由于化学反应速率的需要，应有一定的过剩溶解氧，所以在理论需氧量的基础上乘以一个过剩系数 φ 。工程实际需氧量为
在生物除铁除锰滤层中，Fe 2+ 、Mn 2+ 的氧化都是在pH值中性条件下进行的，不要求散除CO 2 ， φ 取值1.5就能满足要求。
（4）温度对地下水除铁除锰的影响。实验研究结果表明：水温从21℃降到8℃，铁的去除率从 95.5%下降到 82.8%，变幅度并不是很大；锰的去除率从 90.5%下降到66.4%，变化幅度相对较大。究其原因，铁的氧化以化学反应为主，温度的降低只影响其活化能，锰的氧化包含有微生物的促进作用，而微生物生长比较适宜的温度在20℃左右。
因此，除铁除锰水处理设备运行的适宜温度控制在20℃较为合理。
（5）溶解性硅酸对地下水除铁的影响。我国部分地区地下水中溶解性硅酸含量过高，将会明显阻碍铁的空气氧化。当硅酸含量多的水曝气后，溶解性硅酸与Fe（OH） 3 表面进行化学结合，形成稳定的高分子，而且粒径小，凝聚困难，使悬浮粒子穿透滤层，造成水质恶化。
增加溶解氧的尝试会加快二价铁的氧化，因此曝气装置及其曝气效率是影响去除效果的重要因素之一。
参与曝气的空气体积与水的体积之比，即与单位体积的水相接触的空气的体积数量（在正常大气压力下），称为水的单位曝气量，单位以L/L或无因次比值表示。
为了向水中溶氧，需要采用的单位曝气量一般不大。但在地下水除铁除锰过程中往往为了散除水中的二氧化碳，而必须采用很大的单位曝气量。在压力式除铁系统中，由于水的单位曝气量不可能很大，所以曝气主要是向水中溶氧，而散除二氧化碳的效率很低。在重力式系统中，由于有可能达到很高的单位曝气量，所以曝气不仅能充分地向水中溶氧，并且散除水中二氧化碳的效率也较高。
曝气装置通常包括气泡式和敞开式的两种类型：气泡式曝气装置是将空气以气泡形式分散于水中的曝气装置，如压缩空气曝气装置、水气射流泵曝气装置、跌水曝气装置、叶轮表面曝气装置等。气泡式曝气装置可用于重力式系统，也可用于压力式系统。
敞开式曝气装置是将水以水滴或水膜形式分散于空气中的曝气装置，如莲蓬头曝气装置、喷水曝气装置、接触式曝气塔、板条式曝气塔、机械通风式曝气塔等。敞开式曝气装置只用于重力式系统。
（1）压缩空气曝气。当压缩空气曝气时，宜将压缩空气集中加于滤前的总管中，并经气水混合器混合曝气。将压缩空气分散加于各滤池前，配气可能不均，不宜采用。
（2）水气射流泵曝气。当用水气射流泵曝气时，可有下列方式：
1）用水气射流泵向深井泵吸水管中加注空气，经水泵混合曝气。这种方式宜用于含铁浓度不大于5～10mg/L的地下水的曝气。
2）用水气射流泵向压力式除铁滤池前的管道中加注空气，经管道或气水混合器混合曝气，当用管道混合时，管中流速不小于1.5～2.0m/s，混合时间不少于12～15s；当用气水混合器混合时，混合时间为20～30s。该方式可用于含铁浓度高的地下水的曝气。
在上述的应用方式中，水气射流泵都宜以除铁水作为工作压力水。因此，射流泵前后的管道及部件将会逐渐被铁质堵塞，应有备用设备。
（3）叶轮表面曝气。采用叶轮表面曝气时，水在曝气池中的停留时间一般为12～15min。曝气后水中溶解氧浓度可达到饱和值的 80%～90%，水中二氧化碳散除率为50%～70%。叶轮表面曝气可用于含铁浓度高的地下水的曝气。
气泡式曝气装置的曝气溶氧所需单位曝气量的计算如下：
（1）计算水温 t ℃时的积值：
式中 V ——单位曝气量；
η max ——空气中氧气的理论最大利用率；
——地下水的含铁浓度，mg/L；
a ——过剩溶氧系数；
ρ k ——空气的重度，g/L；
α ——水中溶解氧的饱和度，可按表1-1选用。
表1-1 水中溶解氧的饱和度
（2）换算为10℃时的积值：
式中 λ ——换算系数，可按表1-2选取。
表1-2 λ 换算系数
（3）按积值
，在
V V
η
max关系图中查出
V
值，即为要定的单位曝气量。
（4）除铁所需空气流量：
式中 Q k ——除铁所需空气流量；
Q ——含铁地下水的流量；
V ——单位曝气量。
我国于20世纪60年代以来开始采用接触氧化法去除地下水中铁和锰，主要用软锰矿砂作为接触催化氧化滤料。河砂、石英砂、无烟煤等也都有不同程度去除铁和锰的能力，有学者研究对比了优质锰砂、石英砂和纤维球3种不同性能的滤料的除铁除锰效果。研究结果表明：优质锰砂滤料去除铁除锰效果均较好，适用于铁锰共存水质；纤维球和石英滤料均能除铁，但在20多天的运行时间内除锰效果不明显。除此之外，不同研究者还研究了轻质页岩、硅藻土等滤料去除铁除锰的性能。
目前随着地下水的大量开采，对锰砂的需求日益增加，加之锰砂价格昂贵，对于某些地区还存在运输问题。因此，价格低廉、取之方便、除铁除锰效果满足要求的滤料的寻找是更应该关注的问题。鉴于对铁锰氧化反应产生催化作用的是铁质、锰质活性滤膜，因此若从该角度考虑则工艺中无论采用何种滤料，只要滤料表面形成活性滤膜，就可达到稳定的除铁除锰效果。
研究表明，不同的滤料，尽管初期吸附能力不同，但滤料表面形成铁质活性滤膜的时间基本相同。即不同品种的滤料，只要经过大致相同时间的除铁运行，都能在其表面形成具有催化作用的铁质活性滤膜。
关于反冲洗强度对反冲洗效果的影响，目前有以下几种主流的观点：第一种以Camp、Stem等为主，认为主要依靠水产生的剪力而不是摩擦碰撞；第二种以Fair、藤田等为主，认为主要靠滤料颗粒间互相碰撞摩擦产生的摩擦力去除污泥；第三种以巽岩等为主，认为滤料上有两种污泥，一种是滤料直接吸附牢固的污泥称为“一次污泥”，另一种是积聚在孔隙中的污泥为“二次污泥”，“二次污泥”靠水的剪力较易去除，而“一次污泥”必须靠碰撞或其他作用才能较好地去除。《给水处理理论》（许保玖著，中国建筑工业出版社出版，2000年）一书中指出，反冲洗主要借水流产生的剪力清除滤料上沉积的悬浮固体。
以上三种反冲洗机理不管是哪种机理在起作用，都不难发现，反冲洗效果不是随反冲洗强度的增大而提高。反冲洗强度是以 cm/s 计的反冲洗流速，换算成单位面积滤层所通过的冲洗流量，称“冲洗强度”以L/（s·m 2 ）计。颗粒上的污泥受到的剪力是由流过颗粒的水的流速决定的，这个流速指的应是相对速度，它与颗粒间孔隙的大小有关，即在冲洗强度不变的情况下，颗粒间的孔隙越小则通过该孔隙的流速越大，颗粒上的污泥受到的剪力也越大。在实际生产中，随着反冲洗强度的增大，滤层的膨胀度也随之增大，滤料颗粒间的空隙当然增大，因此，流过该孔隙的水的流速并不是随着冲洗强度的增大而线性增大。
其次，再分析污泥受到的摩擦力。反冲强度越大，滤层的膨胀度越大。这就意味着滤料颗粒之间的间隙就越大，因此滤料颗粒间碰撞的概率也就越小。就滤层整体而言，滤料上附着的污泥受到的摩擦力也就随着反冲洗强度的增大而减小。在实际生产中，之所以提出反冲洗强度的概念是用来控制滤层的膨胀度的。膨胀度控制适当，即滤料颗粒间的孔隙大小适当，则附着在滤料颗粒上的污泥受到的剪力和摩擦力的合力能达到最大值。我国规范要求的冲洗强度和膨胀度见表1-3。
表1-3 冲洗强度和膨胀度
根据生产实践，国外学者较多认为最佳膨胀度20%～30%一般较为妥当。
不同的水厂，滤池的结构有所不同，冲洗时因水头损失不同而导致的冲洗强度和滤层膨胀度的对应关系会有不同。但是滤层的膨胀度应控制在一定的范围内。对于冲洗单层滤池，是将膨胀度控制在45%，还是借鉴国外经验将膨胀度控制在20%～30%，亦或控制在其他范围，这要看生产实践。
如果一味提高反冲洗强度，则会产生以下危害：
（1）滤料因冲洗强度过大而流失，造成“跑料”。
（2）扰动承托层，使其移位甚至坍塌。滤池的承托层采用砾石，按粒径由大到小顺序由下而上依次铺设，最大的砾石铺在最底层。承托层起着防止滤料流失和均布反冲洗水的作用。由承托层的结构可知，砾石间的孔隙由下而上依次减小。若反冲洗强度过大，则会扰动承托层，使其产生横向或纵向的位移，即同层的砾石水平移动使局部孔隙增大或上层较小的砾石向下移动，严重者甚至在局部坍塌，严重影响布水的均匀性，造成反冲洗时形成射流或“沸腾”现象。同时，石英砂会在过滤时流失，造成“漏料”现象，减少滤层的厚度。
（3）对配水系统造成破坏。滤池多采用大阻力配水系统，所谓大阻力配水系统，简单地说，就是控制配水支管的开孔比，提高孔口的阻力，最大限度地提高布水的均匀性。一味提高反冲洗强度，会使配水支管有爆管的可能。而且，扰动承托层会形成“漏料”，石英砂和较小的砾石会进入配水支管，堵塞支管，降低布水的均匀性，使局部反冲洗强度更大，更严重扰动承托层，如此形成恶性循环。
（4）由于反冲洗效果不好，池中沉积大量的泥球。反冲洗结束后我们挖开滤料发现，刚冲洗完的砾石表面上附着一层泥膜，砾石间有泥球。滤池的再生能力差，必然导致过滤周期缩短，一是影响安全生产，二是提高反冲洗用水量，增加生产成本。
目前，主流的水处理设备缸体材料有玻璃钢复合材质、不锈钢材质与碳钢材质三种，三种罐体材质性能特点差异较大。
（1）玻璃钢复合材质罐体。玻璃钢复合材料属于新型材料，它的主要技术指标为工作压力不大于0.6MPa、检验压力为0.8MPa、使用寿命大于15年。已投入市场使用的玻璃钢水处理罐的直径范围为150～1800mm，长度为1200～2600mm。
玻璃钢水处理罐由纤维缠绕玻璃钢和具有气密作用的内衬组成。两者可分别进行选材和设计，以满足不同水质的要求。玻璃钢水处理罐与常用的金属罐相比，其优点是：①重量轻，比同体积同承压能力的金属罐轻40%～60%；②玻璃钢罐采用合适的内衬材料，其耐腐蚀性好，不污染水质；③罐在爆破时或由于疲劳原因引起渗漏时，均不产生杀伤性碎片，因而可保证安全使用；④玻璃钢水处理罐的成型工艺简单，工艺装备少，便于进行多品种，小批量生产。由于有上述明显优点，玻璃钢罐在水处理行业成为金属罐的替代产品，正在得到越来越广泛的应用。
（2）不锈钢罐体。不锈钢罐是水处理设备常用的材料之一，其优点为：①不锈钢罐有较强的耐腐性，它不受外界空气及水中余氯腐蚀；每个缸体出厂前均经过压力测试和检验，在常压下使用寿命可达100年以上；②密封性好，密封式设计彻底杜绝了空气飘尘中有害物质和蚊虫入侵罐内，确保水质不受外界污染和滋生红虫；③与碳钢相比，不锈钢罐重量轻且风载荷小，外形美观。其缺点为：设备整体造价偏高。
（3）碳钢罐体。碳钢罐一般用10号、20号、16Mn、20g等多种碳钢材料制成，用作常压、低压、高压容器，广泛用于各工业领域，一般根据承压要求进行壁厚计算，采用卷板和焊接制作。由于碳钢在大气、水、化学介质中都会腐蚀生锈，在用作容器时应考虑防腐蚀措施，计算壁厚时要根据使用年限增加腐蚀裕度，外表面一般用油漆等涂料防腐。另外，碳钢罐使用温度范围可以较宽，如果使用低温钢或高温钢制造，则可以使用在特定的低温或高温工况承受压力介质。
当原水含铁量低于2.0mg/L、含锰量低于1.5mg/L时，采用原水曝气+单级过滤除铁除锰水处理技术模式。
当原水含铁量或含锰量超过上述数值时，采用原水曝气+一级过滤除铁+二级过滤除锰水处理技术模式。
规划内饮用水水质超标人数为1.98万人，新增农村饮水不安全人口数为0.45万人，重点分布在凡河及双井子两大乡镇。这两大乡镇饮用水均为浅层地下水，含铁锰严重超标，很难饮用。
（1）南长村饮水安全工程（见图1-3）。工程位于蔡牛镇南长村，2014年10月建成，水源为地下水，原水含铁量为0.41mg/L，因此选择采用原水曝气+单级过滤除铁除锰水处理技术模式，工程投资88万元，解决1520人518户560头大牲畜饮水问题。经过处理后水质达到生活饮用水水质卫生标准。
图1-3南长村饮水安全工程
（2）黄河子自来水工程（见图1-4）。工程位于凡河镇黄河子村，2014年10月建成，水源为地下水，原水铁含量为1.80mg/L，锰含量为1.25mg/L，因此选择采用原水曝气+单级过滤除铁除锰水处理技术模式，工程投资120万元，解决2082人694户56头大牲畜饮水问题。经过处理后水质达到生活饮用水水质卫生标准。
图1-4黄河子自来水工程
（3）西孤家子自来水工程（见图1-5）。工程位于新台子镇西孤家子村，2014年10月建成，水源为地下水，原水铁含量为3.86mg/L，锰含量为0.23mg/L，因此采用原水曝气+一级过滤除铁+二级过滤除锰水处理技术模式。工程投资51万元，解决880人291户301头大牲畜饮水问题。经过处理后水质达到生活饮用水水质卫生标准。
东岔水厂（见图1-6），供水范围为3个行政村（6个自然屯），现有人口1962人，大牲畜770头。水源为地下水，原水中铁含量为0.52mg/L，锰含量0.50mg/L，工程投资197.89万元。通过采用原水曝气+单级过滤除铁除锰水处理技术模式，处理后水质达到生活饮用水水质卫生标准。
图1-5西孤家子自来水工程
新兴水厂（见图1-7），解决2298人饮水问题，总投资133万元。水源为地下水，原水中铁含量为0.57mg/L，通过采用原水曝气+单级过滤除铁除锰水处理技术模式，处理后水质达到生活饮用水水质卫生标准。
图1-6黑山县东岔水厂工程
图1-7大洼县新兴水厂工程