1 引言(Introduction)
膜分離技術由于出水水質高、設備簡單易操作、能耗相對較低、適應性強等特點，在水處理領域獲得越來越多的關注.目前應用于水處理領域的幾種膜分離技術.其中微濾(microfiltration，MF)、超濾(ultrafiltration，UF)、納濾(nanofiltration，NF)和反滲透(reverse osmosis，RO)由機械壓力驅動傳質過程，是水和廢水處理的常規技術.其他膜技術，如溫度差驅動的膜蒸餾技術(membrane distillation，MD)，電場驅動的電滲析技術(electro-dialysis，ED)，一些由化學反應驅動的膜吸收技術(membrane absorption，MA)等也成為水處理領域的新型技術.正滲透(forward osmosis，FO)是一種由滲透壓(濃度差)驅動的新型膜技術.可用于海水脫鹽、廢水處理等方面.
FO膜是一種滲透膜.名義孔徑在1 nm以下，用于截留溶解性離子和鹽類等物質，與RO相當.但與RO相比，FO無需外加機械壓力，具有低壓操作、低膜污染、高截留的優點,近年來在水處理領域受到較多關注.
2 FO原理(Basic principle of FO)
FO膜是一種選擇性滲透膜，膜的一側是低滲透壓的待處理水，另一側是高滲透壓的汲取液，水分子透過FO膜從低滲透壓側擴散到高滲透壓側，從而實現水與雜質的分離(圖 1).該過程的驅動力是膜兩側溶液的滲透壓差，不需外界提供壓力.
圖 1 FO工藝的原理示意圖
2.1 FO應用與運行效果 2.1.1 海水(濃鹽水)脫鹽
FO已被用于含鹽廢水、含鹽地下水、鹽湖水和海水的脫鹽.大多數為實驗室規模的小試研究，汲取液采用難揮發性(NaCl，Na2SO4，MgSO4等)或揮發性(NH3/CO2和NH4HCO3)鹽溶液.其中Zhao等進行的鹽湖水脫鹽，回收率達到70%.McGinnis等采用中試規模的FO處理高鹽水(TDS>70，000 ppm)，回收率達到60%，與蒸發濃縮技術相當，出水水質達標(美國賓州地表水排放標準TDS < 500 mg·L-1，氯化物 < 250 mg·L-1，鋇 < 10 mg·L-1鋇，鍶 < 10 mg·L-1).2.1.2 城市污水處理
Li等采用實驗室規模FO處理模擬城市徑流，發現FO能保持較高的滲透水通量和截留率，實現穩定運行，微量金屬離子、磷、硝酸鹽和總氮的截留率可分別達到98%~100%、97%~100%、52%~94%和65%~85%，能夠克服傳統膜技術能耗高等缺陷.Linares等也利用FO處理模擬城市污水，進行實驗室規模的研究，多數微量金屬離子的截留率均高于99%，COD和磷的截留率將近99%，氨和總氮的截留率可分別達到67%~68%和56%~59%.FO作為城市污水的一種處理方法，實現其穩定、連續和長期運行是重要目標.
2.1.3 污水深度處理
Cath等利用生活污水處理廠的二級和三級處理單元的出水和被污染的地表水作為待處理水，通過FO技術來制備飲用水，其對有機化合物的截留率較高(雙氯芬酸>99%，二甲苯氧庚酸>80%，萘普生>90%，水楊酸>72%).在放大規模的中試試驗中，FO對氨、硝酸鹽和紫外(UV)吸收類化合物的截留率分別達到74%、78%和85%;Yangali-Quintanilla等也采用二級出水(沙特阿拉伯的吉達魯韋斯污水處理廠)作為待處理水，間接稀釋紅海的海水，能量消耗為1.5 kWh·m-3，低于RO工藝的能耗(2.5~4 kWh·m-3).2.1.4 特殊類型廢水
FO還被用于染料廢水、太空廢水、含油廢水、含氯廢水、垃圾滲濾液等特殊類型廢水處理的研究中.Ge等對染料(酸橙8)廢水進行濃縮處理，濃縮倍數達3;同樣，Zhao等也對染料(活性艷紅K-2BP)廢水進行處理，截留率基本為100%.此外，FO被應用到太空廢水的回用，廢水中所含的尿素被完全截留，廢水的回收率達95%以上，Hickenbottom等采用FO對原油和天然氣開采時產生的鉆井污泥及廢水進行處理，水回收率為80%以上;Zhang等利用FO處理含油廢水，廢水中的油分子、NaCl和醋酸被截留，水回收率可達90%.Kong等利用FO處理含氯廢水中的九種鹵乙酸，截留率達73.8%.Cath等提到Osmotek(現HTI公司)利用中試規模FO處理垃圾滲濾液，平均水回收率達91.9%，多數有害物的截留率高于99.0%，最終出水污染物排放量達到美國污染物排放系統規定的標準.3 影響FO運行的因素(Affecting factors on FO performance) 3.1 膜
FO膜是由支撐層和活性層構成的非對稱性結構.支撐層使FO膜擁有較好的機械強度，結構相對疏松.而活性層相對于支撐層要薄，結構致密，透水性和截留性好，在FO分離過程中起關鍵作用.理想的FO膜需要滿足以下要求：①高水通量和高鹽截留量;②低濃差極化;③較強的耐酸堿性.3.1.1 膜材料(制備與改性)
最早的商業化的FO膜是美國HTI公司生產的三醋酸纖維素膜/醋酸纖維素膜(cellulose triacetate/cellulose acetate，CTA/CA).該纖維素膜有親水性強，高水通量，低膜污染和高機械強度，耐氯等優點，但是易水解、耐酸堿性差(pH 3~8)，后來生產的復合薄膜(thin-film composite，TFC)，材質是聚酰胺，該膜克服了前者的缺點，在pH為2~11都有較好的滲透性和穩定性，同時具有很好的耐壓性.疏水性的支撐層提高了TFC膜的水通量，減小了內部濃差極化.近年來研究者針對不同需求制備FO膜.采用相轉化法制備CTA/CA膜.研究者發現影響制備的條件主要為環境濕度、凝膠浴溫度、熱處理溫度、填充劑和退火溫度.也有研究者采用界面聚合法制備TFC膜，基膜為聚醚砜或聚砜，以間苯二胺(MPD)、均苯三甲酰氯(TMC)等作溶劑，在基膜上進行聚合得到復合膜.樊晉瓊等通過超聲將不同量的TiO2顆粒分散(約5 min)在水相或有機相中，采用界面聚合制備了TiO2/聚酰胺復合膜，膜的水通量是未添加TiO2膜的2倍，截鹽率可以達到99.9%.此外，一些研究者為了緩解FO膜污染或提高FO截留效果對現有FO膜進行化學改性.Nguyen等采用兩性離子氨基酸(L-DOPA)對CTA膜支撐層表面進行修飾，發現修飾后的膜具有更強的親水性和防垢性，其污染程度要比未修飾膜低30%(Nguyen et al.，2013).Castrillón等用伯胺和聚乙二醇對TFC膜進行表面修飾，修飾后的膜防垢性同樣增強，修飾后和未修飾的膜的水通量降低量分別是7.2%±2%和15.7%±5.3%(Castrillóna et al.，2014).Wang等通過對二芐氯和聚苯并咪唑的交聯實現了對FO膜孔徑的控制，使FO對氯化鈉的截留率高達99.5%(Wang et al.，2007;Wang et al.，2009).
3.1.2 膜性質
目前已知對FO運行效果有影響的膜性質主要為表面電荷(Zheng et al.，2015)、親疏水性(馬艷杰，2012)、粗糙度(Gu et al.，2013)、活性層及支撐層的厚度、孔隙率、彎曲度和孔結構(Jung et al.，2011;Zhao et al.，2012)等.FO膜表面往往帶負電荷(Jin et al.，2012;Zheng et al.，2015)，會與被截留的污染物產生靜電(排斥或吸引)作用，從而影響污染物的去除(Zheng et al.，2015).疏水性相對較強的膜會使疏水的物質在膜表面沉積，形成污染層(馬艷杰，2012).膜表面形貌(粗糙度)也會影響污染物與膜之間的作用力，從而對膜污染產生影響(Mi and Elimelech，2010;Parida and Ng，2013;Gu et al.，2013).而活性層及支撐層的厚度、孔隙率、彎曲度和孔結構則更多地影響內外部濃差極化，詳見本文4.1節.
3.1.3 膜方向
FO膜是非對稱性膜，支撐層疏松，活性層致密.水處理過程中根據活性層朝向分為兩種運行模式：活性層朝向原水(active layer facing the feed solution，AL-FS)和活性層朝向汲取液(active layer facing the draw solution，AL-DS).膜方向對水通量、截留率和膜污染也有較大影響.
多數學者認為AL-FS比AL-DS模式具有優勢.研究者在FO截留微量硼、砷(Jin et al.，2012)、藥物(卡馬西平，磺胺甲惡唑)(Xie et al.，2012)、鹵乙酸(HAA)(Kong et al.，2014)、二級出水中所含有機物(腐殖酸，生物聚合物，小分子酸等)(Parida and Ng，2013)的研究中發現AL-DS模式下，水通量雖然高，但會發生嚴重的內部濃差極化(Jin et al.，2012; Xie et al.，2012)和膜污染(Parida and Ng，2013)，因此降低污染物的去除率(Xie et al.，2012;Kim et al.，2012;Kong et al.，2014).
也有學者認為AL-DS模式更好.Zheng等采用FO對水中四環素進行去除的過程中發現當pH為7~8時，四環素帶負電，由于FO膜支撐層所帶的負電荷要高于活性層，在AL-DS模式下增強了膜與四環素之間的排斥作用，提高了其截留率(Zheng et al.，2015).
此外，Zhao等認為膜方向的選擇決定于廢水的成分，當處理高污染的廢水(廢水回用，膜生物反應器和食物蛋白的濃縮)或含鹽量較高的水(海水脫鹽和鹽水濃縮)時，膜方向應選用AL-FS模式，可以減少膜污染，實現穩定和高水通量的運行;反之，則采用AL-DS模式(Zhao et al.，2011).
3.2 汲取液
汲取液產生FO的推動力，對FO效率具有直接影響.汲取液再生一直是限制FO廣泛應用的關鍵問題之一.汲取液的選取應該滿足以下要求：高于原水的滲透壓、易于再生、低返混擴散性、安全無毒、成本低、抗生物污損等.
3.2.1 汲取液種類
(1)無機鹽類
質量分數小，水溶性強的無機鹽，可以產生高的滲透壓，使FO具有較高的水通量.如KHCO3(Achilli et al.，2010)，NaHCO3(Achilli et al.，2010)，KCl，NaNO3和KNO3(Phuntsho et al.，2011)，NaCl等.
質量分數相對較高的無機鹽，如NH4H2PO4、(NH4)2HPO4、Ca(NO3)2、(NH4)2SO4等，往往具有溶質返混通量較低的優勢(Phuntsho et al.，2011).
從降低汲取液再生成本角度，一些無機鹽具有自身特性.如MgSO4和Na2SO4，由于SO42-可以被NF膜截留，因此可采用NF替代RO進行再生。NH4HCO3用作汲取液，通過適當加熱，可生成氨氣和二氧化碳(繼續回用)，從而得到較純凈的水，與現有的膜技術相比，能耗節省72%~85%。CuSO4作為汲取液時，回收時采用與Ba(OH)2發生置換反應，生成Cu(OH)2和BaSO4沉淀的方法，此過程無能量消耗，而且生成的Cu(OH)2還可以通過與H2SO4反應得到CuSO4，繼續作為汲取液重復使用(Alnaizy et al.，2013).某些含氮、磷、鉀等無機鹽是化肥中所含的主要成分，因此，被稀釋后的汲取液可以直接進行農業灌溉，降低了回收再生的能耗費用(Phuntsho et al.，2011).另外，海水作為汲取液，被稀釋的海水在進一步進行海水淡化時，能耗和成本大大降低。選取汲取液時，還需考慮待處理水的成分.當待處理水中含有結垢的先驅物(Ba2+、Ca2+、Mg2+、SO42-和CO32-)時，MgCl2因不易結垢被認為是最好的汲取液(Achilli et al.，2010).
(2)有機類
小分子有機類汲取液，易揮發回收.如Stone等采用一種由叔胺、二氧化碳和水的混合物作，稱為可變極性溶劑(Switchable polarity solvents，SPS)作為汲取液.能夠產生較高的滲透壓(>13 Osm·kg-1).該汲取液通過鼓入CO2和氮氣，適當的加熱便可回收(Stone et al.，2013).還有研究者選用甲醚作為汲取液，將其放置在室溫下，便可以揮發，實現分離，基本無能量的消耗(Sato et al.，2014).
大分子有機類汲取液，具有低溶質返混通量等特點.如2-甲基咪唑基類化合物(Yen et al.，2010)，兩性離子(甘氨酸、脯氨酸、甜菜堿)(Lutchmiah et al.，2014)，EDTA鈉鹽(Hau et al.，2014)，復雜化合物Na4[Co(C6H4O7)2]·2H2O(Na-Co-CA)(Cui et al.，2014)，木質素磺酸鈉(NaLS)(Duan et al.，2014)，磷腈鈉鹽和鋰鹽(Stone et al.，2013)等可以產生高的滲透壓.
聚合高分子電解質使FO具有高水通量，高鹽截留率，基本無溶質返混現象，也可作FO汲取液.聚丙烯酰胺(PAM)(Zhao et al.，2015)，聚合水凝膠(Li et al.，2013)，膠質溶液(Gadelha et al.，2014)，可產生較穩定的滲透壓和水通量，溶質返混通量要遠遠低于其他汲取液.一些熱敏性和水溶性較強的聚合高分子電解質，在45℃，2 bar條件下通過熱UF過程便可回收(Ou et al.，2013).
(3)納米材料
超親水性的納米顆粒，直徑大約為5 nm，可產生較高的滲透壓，可用于FO系統(Ling and Chung，2011).Na等合成了一種超強親水性檸檬酸磁性納米材料(cit-MNPs).該材料被作為一種適用的汲取液應用到FO中(Na et al.，2014).
3.2.2 汲取液濃度
汲取液濃度影響水通量.主要原因是濃度升高導致其滲透壓升高，膜兩側的滲透壓差(πD-πF)變大，滲透驅動力變大，水通量升高》有研究認為在一定的濃度范圍內，水通量隨著汲取液濃度的增加而增加，超過一定值后，水通量不再變化.如Cornelissen等采用ZnSO4作為汲取液時，濃度在0.5~2.3 mol·L-1范圍內，水通量隨濃度的增加而增加，超過2.3 mol·L-1，水通量基本不變(Cornelissen et al. 2008);除此之外，Hau等用EDTA作為汲取液時，當濃度超過1.0 mol·L-1，水通量維持不變(Hau et al.，2014)，原因是水通量的升高加重了支撐層內稀釋型內部濃差極化.
汲取液濃度對溶質返混通量的影響見解不一.有研究認為影響較小，基本可以忽略(Zhao et al.，2015).也有研究汲取液(EDTA鈉鹽)濃度較低時，溶質返混通量隨著汲取液濃度的增加而增加;濃度較高時，溶質返混通量變化不明顯(Hau et al.，2014).
汲取液濃度的增大可能增加溶液的粘度，從而增加泵的能耗(Phuntsho et al.，2013).
3.3 原水性質 3.3.1 原水組成
根據原水中主要物質組成可將原水分為無機類和有機類.其中無機類主要是含鹽水.有機類包括染料廢水、太空廢水、含油廢水(Zhang et al.，2014)，含氯水(鹵乙酸、城市污水，地表水中污染物(PhACs，TrOCs)等，詳見本文2.1~2.4節應用部分.
3.3.2 原水濃度
原水中鹽濃度的升高導致原水側滲透壓升高，膜兩側的滲透壓差(πD-πF)變小，滲透驅動力變小，水通量降低,截留率降低不明顯(Kim et al.，2012;Cui et al.，2014).
3.4 運行條件 3.4.1 溫度
溫度影響FO的水通量、溶質返混通量和膜污染(Zhao and Zou，2011).
溫度升高使溶液的粘度降低，擴散和傳質系數提高，減小濃差極化，提高水通量.溫度升高，會使溶液滲透壓升高，最終使水通量增加(Chanukya et al.，2013)，見公式(1)：
式中，π是滲透壓(bar)，R是氣體常數(8.314 J·mol-1·K-1)，T、V、aW分別是是溫度(K)、摩爾體積(18 mL·mol-1)和水的活度(Chanukya et al.，2013).
3.4.2 pH
pH改變影響膜表面性質，進而影響FO的水通量和截留效果.研究者發現pH的改變會引起交聯膜聚合結構構象和表面疏水性的改變，隨著pH的增加，膜表面的電負性增強，使聚合物基體上可電離官能團之間的排斥作用增強，最終使平均孔徑變大，滲透水通量增加;另外，隨著pH增加，膜表面的親水性會增強，有利于提高水通量.Xie等發現當pH高于5.8時，原水中模擬污染物磺胺甲惡唑呈電負性，pH升高使FO膜AL表面電負性增強，因此膜表面與污染物之間的斥力增強，從而提高了污染物的截留率(Xie et al. 2012).
pH改變影響原水中污染物化學形態，進而影響FO的截留率.如Kim等用FO截留B3+時，當pH升高，B3+與OH-結合生成B(OH)3，水合半徑增大，更易被截留;當pH繼續升高，B(OH)3水進一步水解為B(OH)4-，B(OH)4-與FO膜表面負電荷產生排斥作用，截留率進一步提高(Kim et al.，2012).Xie發現pH在3.5～7.5范圍變化時，原水中的卡馬西平呈電中性，因此不受膜表面電荷變化的影響，截留率也不受影響;但pH高于5.8時，呈現電負性的磺胺甲惡唑的截留率隨pH升高而升高(Xie et al. 2012).
pH改變影響汲取液溶質化學形態，進而影響返混通量.Hau等利用EDTA鈉鹽作為汲取液時，當pH高于7時，EDTA4-本身會結合自由態的Na+，生成Na[EDTA]3-，降低汲取液的返混通量(Hau et al.，2014).
3.4.3 流速和流向
原水和汲取液的流速升高，增大膜表面的水流剪切力，可以產生較快的滲透流稀釋作用，提高傳質系數，降低外部濃差極化，從而使FO水通量增加.但有些研究者認為當流速在小范圍改變時，并不足以引起傳質及外部濃差極化的改變(Kim et al.，2012).
流向指原水流和汲取液流的相對方向，為順流或逆流.但可能由于FO研究的規模都很小，流向對FO的影響并未體現出來.4 存在問題(Existing problems)
雖然FO成為近年來的研究熱點，但目前仍未得到廣泛應用，濃差極化、膜污染、汲取液溶質返混，汲取液的后處理等問題亟待解決.
4.1 濃差極化 4.1.1 外部濃差極化和內部濃差極化
外部濃差極化發生在FO膜外部，即活性層和支撐層的表面.可分為濃縮型外部濃差極化和稀釋型外部濃差極化.當采用AL-FS模式時，原水中水分子通過FO膜時，溶質(污染物)被截留，在膜的活性層與原水界面區域溶質濃度越來越高，發生濃縮型外部濃差極化(圖 2a)，在膜的支撐層與汲取液界面區域溶質濃度會被水稀釋;當采用AL-DS模式時，水分子通過FO膜進入汲取液，膜的活性層與汲取液界面區域汲取液被稀釋，溶質濃度降低，發生稀釋型外部濃差極化(圖 2b)，同時在膜的支撐層與原水界面區域發生濃縮型濃差極化.內部濃差極化發生在FO的支撐層內部，分為濃縮型內部濃差極化和稀釋型內部濃差極化.當AL-FS時，發生稀釋型內部濃差極化(圖 2a藍色區域);當AL-DS時，發生濃縮型內部濃差極化(圖 2b藍色區域).與發生在支撐層內部濃差極化相比，發生在支撐層外部的濃差極化可以被忽略.
圖 2 內部濃差極化和外部濃差極化(a. AL-FS模式下的濃縮型外部濃差極化和稀釋型內部濃差極化, b. AL-DS模式下的稀釋型外部濃差極化和濃縮型內部濃差極化)
4.1.2 濃差極化對水通量的影響
(1)外部濃差極化
2006年，McCutcheon等根據薄膜理論分析外部濃差極化.濃縮型外部濃差極化僅發生在原水側：
稀釋型外部濃差極化與濃縮型濃差極化相似，但是僅發生在汲取液側：
式中，πFeed，m和πDraw，b分別是原水一側膜表面和主體溶液的滲透壓;πDraw，m和πDraw，b分別是汲取液一側膜表面和主體溶液的滲透壓(bar);JW是水通量(L·m-2·h-1);κ是傳質系數(m·s-1).傳質系數κ與Sh密切相關，其中
式中，D是溶質的擴散系數(m2·s-1);dh是水力直徑(m);Sh舍伍德數由公式(5)(6)獲得：
式中，Re是雷諾數，Sc是施密特數，L是管道長度(m).
式中，L，H分別是矩形槽的長(m)和高(m).
水通量可以簡化為：
式中，A是水透過膜的滲透系數(m3·m-2·s-1·bar-1).
由公式(2)(3)(8)，McCutcheon and Elimelech得到水通量可以表示為
該公式既包含了濃縮型外部濃差極化，也包含了稀釋型外部濃差極化.隨后，Zhao等對該公式進行了修正，得到
但該模型并不包含內部濃差極化.(2)內部濃差極化
有學者采用溶液擴散理論對內部濃差極化進行研究，得到水通量公式(11)：
式中，K為溶質在多孔支撐層內的阻力系數(s·m-1).而
式中，t、τ、ε為支撐層的厚度(m)、彎曲度、孔隙率.但是公式(12)僅適用于水通量較小的情況，對FO膜而言，水通量相對較大，因此需要深入研究，分別討論濃縮型和稀釋型內部濃差極化.對于濃縮型內部濃差極化(AL-DS模式下)和稀釋型內部濃差極化(AL-FS模式下)，水通量的表達式分別如公式(13)和(14)：
式中，B是溶質的滲透系數(m·s-1).
(3)內部濃差極化和外部濃差極化
為更好地表達濃差極化對水通量的影響，將以上內部濃差極化和外部濃差極化公式綜合得到AL-DS和AL-FS模式下的濃差極化公式(15)(16)：
AL-DS模式
AL-FS模式
4.1.3 濃差極化的控制
兩種類型外部濃差極化均降低膜兩側的滲透壓，使水通量降低.外部濃差極化可以通過增大流速，加劇膜表面湍流程度，增大膜表面剪切力等方法，使膜表面溶液濃度與主體溶液濃度盡可能地達到均一來削減其影響，也可以通過降低水通量，減小膜表面溶液濃度的變化，從而緩解外部濃差極化(李剛等，2010;Zhao et al.，2012).
內部濃差極化發生在支撐層內部，由公式(12)來看內部濃差極化與FO膜支撐層的彎曲度τ、厚度t、隙率ε、溶質的傳質系數D有關，因此削減內部濃差極化，必須從膜制備和膜改性等方面考慮，使之成為無多孔支撐層結構的膜，使溶質分子無法滲透進入支撐層內部(鐘銘，2012).
4.2 膜污染
膜污染問題是幾乎所有膜分離技術的重要問題,膜污染使FO水通量下降.但在某些條件下可以有限的提高目標污染物的截留率，如Hancock等采用FO對TrOC(醫藥、個人護膚品，增塑劑和阻燃劑)進行截留，發現由于膜污染，污染物的截留率>99%;而對于微污染物，Linares等發現污染后的FO膜對親水類中性化合物、疏水類中性化合物和離子態化合物的的截留率均高于未發生污染的膜.但膜污染過于嚴重時，會影響出水水質，甚至會增加能耗和處理成本(Lutchmiah et al.，2014).
FO膜污染幾乎是可逆的，比RO過程中發生的膜污染程度輕.原因是FO操作時壓力小，形成的污染層較疏松，通過簡單的物理清洗就可以去除(Lee et al.，2010;Chun et al.，2015).但若長期應用到實際廢水的過濾工藝中，也會產生不可逆的膜污染，需要通過選擇合適的化學試劑進行清洗，來恢復其通量(Wang et al.，2015).
4.2.1 膜污染類型
膜污染包括有機污染、無機污染和微生物污染.
更多FO研究針對的是有機污染.有機污染與分子內的粘附力有緊密關系，而且有機物之間的相互作用也可能影響膜污染的速度和程度.FO膜表面的有機污染是由化學作用和水力作用共同導致，化學作用主要是架橋，水力作用包括滲透拖曳力和表面剪切力.能夠在膜表面形成有機污染的物質包括海藻酸鈉,牛血清白蛋白,腐殖酸,富里酸(劉彩虹，2013)，溶菌酶(Gu et al.，2013)等.
導致膜表面無機污染的污染物主要為鈣、硅等.鈣離子除了直接在膜表面形成無機結垢污染，還能通過使有機污染物之間產生架橋作用，加重有機污染.硅納米顆粒主要是在膜表面形成膠體污染(Lee et al.，2010).
生物污染主要由水中的微生物及其所分泌的胞外多聚物(EPS)導致(Lutchmiah et al.，2014)，尤其是在FO-MBR中，原因是FO膜多呈疏水性膜，而生物聚合物中的蛋白質也多為疏水性物質，容易在膜表面沉積(馬艷杰，2012).
4.2.2 膜污染的影響因素
FO膜的親疏水性(馬艷杰，2012)，膜表面電荷(Boo et al.，2012)，粗糙度,表面官能團對膜污染均有影響.對膜表面進行修飾或合成新復合薄膜(Emadzadeh et al.，2014)，改變膜表面特性，可以使其防垢性增強.
原水中的污染物也影響膜污染.往往污染物-膜表面、污染物之間會產生協同作用，使污染加重，水通量下降.操作條件對膜污染也有影響，主要是膜方向、溫度和流速.AL-DS模式比AL-FS模式更易受污染.溫度升高會使膜結垢和清洗問題加劇(Zhao et al.，2011).溫度的改變還會改變污染物的對流和擴散作用，從而影響膜污染(Kim et al.，2015).流速的提高可以增強膜表面的水力剪切作用，防止污染物在膜表面沉積.
4.3 汲取液溶質返混
FO過程中，由于膜兩側的濃度不同，汲取液中的溶質會通過FO膜進入原水中，這種現象被稱為汲取液溶質返混.溶質返混使滲透壓降低，引起膜污染，從而影響FO的穩定運行.溶質返混現象在FO過程中是不可避免的，受到汲取液物化性質(擴散性，離子或分子尺寸，粘度)，流速，膜結構,內外濃差極化等因素的影響.
4.4 汲取液再生
汲取液再生是影響FO技術能耗的關鍵.傳統用RO再生能耗太高(Shaffer et al.，2015).目前，汲取液的再生方法包括：①直接利用，如灌溉(Phuntsho et al.，2011)、沙漠修復(Duan et al.，2014);②熱分離;③膜分離技術，如RO、NF、UF、MD、ED(Zhang et al.，2013);④化學反應沉淀(Alnaizy et al.，2013);⑤刺激響應及其相關的組合工藝等.汲取液再生是影響FO技術能耗的關鍵.傳統用RO再生能耗太高(Shaffer et al.，2015).目前，汲取液的再生方法包括：①直接利用，如灌溉、沙漠修復(Duan et al.，2014);②熱分離;③膜分離技術，如RO、NF、UF、MD、ED(Zhang et al.，2013);④化學反應沉淀(Alnaizy et al.，2013);⑤刺激響應及其相關的組合工藝等.
5 展望(Perspectives)
以滲透壓差作為驅動力的FO技術，在水處理領域引起了越來越多學者的關注(表 1).研究包括FO膜制備、FO運行、傳質機理、不同類型水和廢水處理中的應用等.在實驗室規模研究基礎上，FO技術在中試、實際應用規模的研究也逐漸開展.但仍然存在一些問題期待解決，如膜污染、汲取液再生、濃差極化、汲取液溶質返混等，使FO技術的廣泛應用受到限制.未來的研究應針對這些問題在深入解析FO傳質機理、膜污染過程、濃差極化過程等基礎上，繼續開發有效的膜污染控制手段、汲取液再生方法、高效的FO膜和汲取液.不僅進行實驗室研究，還應進行實際應用規模的長期運行研究.隨著科研工作的不斷深入，低能耗、高回收率的FO技術一定能得到更廣泛的應用前景.
表 1 近年來一些應用于水處理領域的FO的研究
| 膜材料 | 膜方向 | 待處理水(原水) | 汲取液 | 截留率 | 水通量/(L·m -2 ·h -1 ) | 回用方法 | 相關文獻 |
| CTA | AL-FS/AL-DS | 實際含鹽廢水 | Na 2 SO 4 | - | 5~13 | NF | Zhao et al .，2012 |
| CA | AL-FS | NaCl | CuSO 4 | - | 3.57 | 沉淀 | Alnaizy et al .，2013 |
| CTA-TFC | AL-FS/AL-DS | 原油廢水 | NaCl | > 99.9% | 13~42.3 | MD | Zhang et al .，2014 |
| PBI中空纖維膜 | - | 血清白蛋白 | NaCl | - | 0~6 | MD | Wang et al .，2011 |
| CTA | AL-FS | 去離子水 | NaCl，Na 2 SO 4 ，MgSO 4 ·7H 2 O蔗糖 | - | 2.93~8.19 | - | Zhao et al .，2011 |
| CTA | AL-FS/AL-DS | NaC1 | NaCl，KCl，MgCl 2 ，CaCl 2 ，MgSO 4 ，Na 2 SO 4 ，C 6 H 12 O 6 | > 99.47% | 2~25 | NF | Tan and Ng，2010 |
| CTA/RO/TFC | AL-FS/AL-DS | 去離子水/NaC1 | 化肥 | - | 0.39~25.10 | 直接利用 | Phuntsho et al .，2013 |
| - | AL-FS | 二級/三級出水/地表水 | 模擬海水 | > 72% | 3~9 | RO | Cath et al .，2010 |
| - | AL-FS | 二級出水 | 實際海水 | - | 1.5~5 | RO | Yangali-Quintanilla et al .，2011 |
| CTA卷式膜 | AL-FS | 自來水 | 模擬海水 | - | - | RO | Bamaga et al .，2011 |
| CTA | AL-FS/AL-DS | 去離子水/海水 | 2-甲基咪唑基類化合物 | - | 0-23 | MD | Yen et al .，2010 |
| - | AL-FS/AL-DS | 去離子水/合成海水 | 超親水的納米顆粒 | - | 0~16 | UF | Ling and Chung，2011 |
| CA中空纖維膜 | AL-DS | 模擬染料廢水 | 聚丙烯酸鈉鹽 | 約100% | 5~40 | MD | Ge et al .，2012 |
| CA-398-30中空纖維膜 | AL-FS/AL-DS | 去離子水 | 蔗糖 | - | 5.7~20.2 | NF | Su et al .，2012 |
| CA中空纖維素膜/CTA | AL-FS/AL-DS | 去離子水/海水 | 聚丙烯酸鈉鹽 | - | 4~22 | UF | Ge et al .，2012 |
| CA | AL-FS | 純水 | 磷腈鹽 | - | 4~8.5 | - | Stone et al .，2013 |
| 纖維素膜 | AL-DS | 去離子水 | 聚合電解質 | - | 0.05~0.75 | HUF | Ou et al .，2013 |
| CTA | AL-FS | NaC1鹽水 | SPS | - | 18.8 | 熱處理 | Stone et al .，2013 |
| CTA | AL-DS | NaC1鹽水 | 聚合水凝膠 | - | 0.15~1.5 | 熱刺激響應 | Li et al .，2011 ； Li et al .，2013 |
| SW30 | AL-DS | NaC1 | 甲醚 | - | 2.12~2.91 | 室溫揮發 | Sato et al .，2014 |
| CTA | AL-FS/AL-DS | NaC1鹽水 | 膠質溶液 | - | 0.5~12 | UF | Gadelha et al .，2014 |
| CTA | AL-FS | 去離子水 | 兩性離子(甘氨酸、脯氨酸、甜菜堿) | - | 4.3~4.9 | - | Lutchmiah et al .，2014 |
| CTA | AL-FS | 活性污泥溶液 | EDTA鈉鹽 | > 90% | 4.02-13.08 | NF | Hau et al .，2014 |
| CTA | AL-FS/AL-DS | NaC1/去離子水 | 木質素磺酸鈉(NaLS) | - | 2~15 | 直接利用 | Duan et al .，2014 |
| CTA | AL-FS | 去離子水 | 檸檬酸磁性納米材料(cit-MNPs) | - | 2.5~17.3 | - | Na et al .，2014 |
| TFC | AL-FS/AL-DS | 重金屬離子溶液 | Na-Co-CA | > 99% | 9.0~22.28 | - | Cui et al .，2014 |
| TFC | AL-FS/AL-DS | 染料廢水 | 聚丙烯酰胺(PAM) | 約100% | 2.647~17.5 | - | Zhao et al .，2015 |
