دوماهنامه علمی پژوهشی

مقدمه
در سال های اخیر، کاهش نزولات جوی در بیشتر مناطق جهان منجر به استفاده از پساب تصفیه خانه به عنوان یک منبع بالقوه تغذیه آب های زیرزمینی و آبیاری مزارع کشاورزی شده است (1). در این گونه موارد، وجود برخی ترکیبات باعث ایجاد محدودیت های اساسی در استفاده از پساب به عنوان منبع تغذیه آب های زیرزمینی گردیده است. در بین مواد گوناگون موجود در پساب، وجود نیترات و فسفات از جمله موارد مهم ایجاد محدودیت در استفاده مجدد از پساب به عنوان منبع تغذیه آب های زیرزمینی می باشند (2). تخلیه پساب های حاوی نیترات و فسسفات منجر به بروز پدیده اتروفیکاسیون در منابع آبی گردید و از این طریق باعث ایجاد محدویت در استفاده بهینه از پساب تصفیه خانه شده اند (3). در بین دو گونه ذکر شده، وجود فسفات به عنوان عامل کلیدی بروز پدیده اتروفیکاسیون مطرح می باشد. فسفر به اشکال مختلفی از جمله ارتوفسفات، پلی فسفات و فسفر آلی در فاضلاب ها یافت می شود و غلظت آن در فاضلاب های شهری متوسط معمولا mg/L 16-4 برحسب فسفر می باشد و در خروجی تصفیه خانه های فاضلاب شهری متداول غلظت آن به حدود mg/L 5-2 میرسد(4). فسفر بوسیله تحریک رشد بیش از حد جلبک ها باعث مصرف اکسیژن منابع آبی گردیده و از این طریق باعث نابودی منابع دریافت کننده پساب های تصفیه خانه ها می گردد (5). جهت حفاظت منابع آبی و استفاده ایمن از پساب تصفیه خانه، حداکثر غلظت فسفر در خروجی تصفیه خانه در محدوده mg/L 1-5/0 ذکر گردیده است (6). معمولا روش های بیولوژیکی و رسوب دهی شیمیایی عمده ترین روش های مورد استفاده جهت فسفر از پساب ها می باشند. محدودیت اساسی این روش ها تولید حجم بسیار زیادی از لجن غنی از فسفر و متعاقب آن مدیریت لجن تولیدی              می باشد که قسمت اعظم هزینه های کنترل فسفر را به خود اختصاص می دهد (7). بنابراین استفاده از روش های حذف بهینه و کارآمد در حذف فسفر می تواند مشکلات مربوط به روشهای بیولوژیکی و رسوبدهی شیمیایی را مرتفع سازد. فرآیند جذب سطحی یکی از روشهای بسیار جذاب در حذف آلاینده ها از آب و فاضلاب بوده و بصورت متداول از کربن فعال تجاری برای این منظور استفاده می گردد. به دلیل گران بودن کربن فعال تجاری، نیاز به احیای مجدد و همچنین نیروی متخصص، امروزه از جاذب های طبیعی به عنوان ماده جاذب استفاده می گردد که به دلیل ارزان بودن و در دسترس بودن، نیازی به احیای مجدد نداشته و بنابراین جاذب مصرف شده براحتی می تواند در زمین دفع گردد (8). امروزه محققان توجه زیادی به استفاده از سنگ های آتش فشانی در حذف آلاینده های محیط زیست می کنند چرا که معتقدند این گونه مواد قابلیت تبادل یونی بالا و دارای ساختارهای متخلخلی می باشند که بر جذابیت این مواد طبیعی به عنوان جاذب می افزاید. از جمله این مواد می تواند به پوکه معدنی (Pumice) اشاره کرد. پوکه معدنی از جمله سنگ های آتش فشانی می باشد که بدلیل ساختار متخلخل و غیر متبلور و همچنین داشتن مقادیر زیادی از اکسید سیلیس و آلومینیوم در حذف آلاینده های محیط زیست و همچنین پزشکی مورد توجه قرار گرفته است (9). تا کنون از پوکه معدنی برای حذف آلاینده هایی از قبیل رنگ های آذو (10)، فنل و کلروفنل (11)،  فلزات سنگین (12)، گاز دی اکسید کربن (13) و مواردی از این قبیل استفاده گردیده است. باتوجه به مشکلاتی که در رابطه با وجود فسفر در محیط زیست بیان گردید و همچنین مزایای ذکر شده در مورد پوکه معدنی، هدف اصلی این پژوهش استفاده از پوکه معدنی جهت بررسی کارائی آن در حذف فسفات از محلول های آبی می باشد. 
روش بررسی
پوکه معدنی از منطقه تیکمه داش آذربایجان شرقی تهیه گردید. جاذب مورد استفاده با آب بدون یون چندین بار شسته شده و جهت حذف مواد آلی و اجزای شل به مدت 24 ساعت در اسید کلریدریک 1 نرمال غوطه ور گردید. بعد از 24 ساعت، جاذب ها از داخل اسید خارج شده و جهت حذف اسید اضافی چندین بار با آب بدون یون شسته شده و بعد از خشک کردن به عنوان جاذب خام مورد استفاده قرار گرفت. جهت اصلاح جاذب، از پراکسید هیدروژن 30 درصد استفاده گردید. برای این کار مقداری از جاذب تهیه شده در مرحله اول به داخل محلول پراکسید هیدروژن اضافه گردید و سپس به مدت 24 ساعت در دمای آزمایشگاه قرار داده شد. بعد از 24 ساعت جاذب مورد نظر از داخل محلول پراکسید هیدروژن خارج گردیده، با آب بدون یون چندین بار شسته شده و بعد از خشک کردن در فور در دمای 103 درجه سانتی گراد به عنوان جاذب اصلاح شده مورد استفاده قرار گرفت. اصلاح جاذب با پراکسید هیدروژن به این دلیل صورت گرفت که پراکسید هیدروژن یه اکسیدان قوی بوده و از طریق اکسید کردن مواد تشکیل دهنده جاذب و همچین تغییر ساختار بلوری جاذب باعث افزایش نبادل یونی آن خواهد شد.
این مطالعه یک مطالعه بنیادی کاربردی می باشد که در سیستم ناپیوسته و با تغییر دادن یک پارامتر و ثابت نگه داشتن سایر پارامترها انجام گردید. جهت تهیه محلول فسفر از هیدروژن دی پتاسیم فسفات (KH₂PO₄)خریداری شده از شرکت مرک آلمان با خلوص 98% استفاده گردید. محلول مادر فسفر با انحلال 44/0 گرم از هیدروژن دی فسفات پتاسیم در یک لیتر آب بدون یون تهیه گردید. غلظت محلول فوق برابر mg/L 100 بود که به عنوان محلول مادر انتخاب گردیده و محلول های کاربردی بصورت روزانه و با رقیق سازی از محلول مادر تهیه گردید. از اسید سولفوریک و سود 1 نرمال جهت تنظیم pH محلول (Jenway, model 3510) استفاده گردید. پارامترهای مختلفی از جمله غلظت اولیه فسفر(mg/L 20-5)، pH محلول (10-2)، غلظت جاذب (g/L 10-2) و زمان واکنش (0-130 دقیقه) مورد بررسی قرار گرفت. آزمایشات ستون ناپیوسته با تغییر دادن یک پارامتر و ثابت نگه داشتن سایر پارامترها انجام گرفت.  برای مثال جهت بررسی تاثیر pH، محلول فسفر با غلظت mg/L 15 ساخته شده و به مقدار 200 سی سی به 5 عدد بشر اضافه گردید. سپس به هرکدام از بشرها در حدود g/L 6 از جاذب های مورد نظر اضافه گردیده و تا زمان رسیدن به نقطه تعادل بروی میکسر(Hanna-Hi 190M, Singapore) با دور rpm200 اختلاط صورت گرفت. در نهایت جاذب های مورد نظر از روی میکسرها جدا گردیده، بعد از فیلتر کردن باصافی واتمن به اندازه 45 میکرون، غلظت نهایی فسفر براساس روش مولیبدات آمونیوم در طول موج 470 نانومتر (model 1700, Shimadzu Japan) مطابق با کتاب روش های استاندارد برای آزمایشات آب و فاضلاب تعیین مقدار گردید (14). در این مطالعه از آزمون آنالیز واریانس یک طرفه برای تحلیل نتایج استفاده گردید.
از معادله شبه درجه دوم (معادله 1) جهت بررسی سنتیک واکنش ها استفاده گردید (15). شکل خطی معادله شبه درجه دوم بصورت زیر می باشد:
معادله 1
در این معادله q_t و q_e به ترتیب نشان دهنده میزان آلاینده بروی جاذب در زمان t و نقطه تعادل بر حسب mg/g می باشد. و k₂ (g/mg min) نیز به ترتیب نشان دهنده ثابت سرعت واکنش معادله سنتیکی شبه درجه دوم می باشند.  
جهت تعیین مواد تشکیل دهنده جاذب های مورد استفاده از آنالیز فلورانس اشعه ایکس (XRF) با استفاده از دستگاه ساخت کشور هلند مدل Philips-Magix Pro استفاده گردید. جهت بررسی میزان درجه کریستاله شدن جاذب ها از روش پراکنش اشعه ایکس (XRD) با استفاده از دستگاه Philips Xpert pro ساخت کشور هلند تعیین گردید. جهت بررسی مرفولوژی و همچنین گروه های عاملی بروی سطح جاذب از روش های SEM (LEO 1450 VP, England) وFTIR (Bruker- VERTEX  70, Germany) استفاده گردید.
یافته ها
آنالیز فلورانس اشعه ایکس (XRF) نشان داد (جدول مورد نظر نشان داده نشده است) که بیشترین جزء تشکیل دهنده جاذب مورد استفاده را اکسید های سلیس (%45/63) و آلومینیوم (%24/17)تشکیل می دهند. درجه بالای اکسید سیلیس نشان دهنده میزان بالای خلوص جاذب های مورد استفاده می باشد. همچنین میزان بالای اکسید های آهن نشان دهنده رنگ ظاهری و دانسیته جاذب ها می باشد که در این مطالعه رنگ ظاهری پوکه معدنی روشنتر بوده و این به دلیل میزان کمتر اکسید آهن می باشد.
در شکل 1 نتایج حاصل از آنالیز روش XRD آورده شده است.

 
 
 


شکل 1 نتایج حاصل از پراکنش اشعه ایکس بروی پوکه معدنی خام (a2) و پوکه معدنی اصلاح شده (b2)

شکل a1 نشان دهنده آنالیز XRD برای پوکه معدنی خام و شکل b1 نشان دهنده آنالیز XRD برای پوکه معدنی اصلاح می باشد. درجه کریستالیزاسیون را می توان در زاویه های 28⁰، 5⁰/34، 5⁰/33، 33⁰، 5⁰/32، 28⁰، 26⁰، 12⁰= θ2 مشاهده کرد.
منحنی کنبدی شکل در فاصله 40-20=θ2  نشان دهنده فاز غیرمتبلور در نمونه خام جاذب های مورد استفاده می باشد. با توجه به پیک های مشاهده شده، ترکیبات آنورتیت، کلسیت، کوارتز و دولومیت در نمونه های خام وجود خواهند داشت. آنورتیت، یک عضو غنی از کلسیم گروه اجسام پلاژیوکلاس با فرمول کلی CaAl₂Si₂O₈ می باشد (16). در پوکه معدنی اصلاح شده، کاهش سطح مقطع فاز گنبدی شکل به علت کاهش در فاز غیر متبلور نسبت داده می شود که این امر نشان دهنده اکسید شدن جاذب خام در حضور پراکسید هیدروژن و متبلور شدن ساختار بلوری آن می باشد.
در شکل 2 نتایج حاصل از اسکن میکروسکوپ الکترونی (SEM) نشان داده شده است. همانطوری که در شکل a2 دیده می شود، سطح پوکه معدنی خام همانند گلبرگ های یک گل، درشت تر و زبرتر می باشد که باعث می شود منافذ داخلی کمتری در آن ایجاد گردد. در شکل b2 نشان داده شده است که اصلاح پوکه معدنی خام با پراکسید هیدروژن باعث از بین رفتن سطح زبر و درشت جاذب گردیده و به این ترتیب سطح آن هموژنتر و متخلخل تر جاذب خام گردد. این امر باعث افزایش میزان تبادل در روی سطح جاذب اصلاح شده خواهد گردید.
اسکن جاذب های مورد نظر با استفاده از تکنیک FTIR برای تعیین گروه های عاملی (شکل نشان داده نشده است) در طول موج cm^-1 4000-400 انجام گرفت.
در مورد پوکه معدنی خام، پیک مشاهده شده در باند cm^-1 1043 نشان دهنده باند ترکیبات سیلس-اکسیژن (Si–O–Si) می باشد. پیک های مشاهده شده در باندهای cm^-1 784 و 464 نیز مربوط به باند Si–O–Si می باشد. همچنین پیک مشاهده شده در باند cm^-1 3449 مربوط به جذب مولکل های آب و باند H-O و پیک مشاهده شده در باند cm^-1 1640 مربوط به باند H-OH می باشد.
 

شکل 2: نتایج حاصل از آنالیز میکروسکوپ الکترونی برای پوکه معدنی خام (a2) و پوکه معدنی اصلاح شده (b2)

با توجه به عدم تغییر پیک باند های ارتعاش در اثر تابش اشعه مادون قرمز در مورد جاذب اصلاح شده می توان اینطور نتیجه گیری کرد که پراکسید هیدروژن علاوه بر اصلاح ساختار بلوری جاذب و کاهش فاز غیرمتبلور، باعث عدم تغییر در گروه های عاملی جاذب می شود.
در شکل a3 و b3 به ترتیب اثر زمان تماس و غلظت اولیه فسفر بروی کارایی حذف پوکه معدنی خام و پوکه معدنی اصلاح شده نشان داده شده است. نتایج نشان داد که با افزایش زمان تماس و غلظت اولیه فسفر، کارائی حذف هر دو نوع جاذب افزایش می یابد. با افزایش زمان تماس تا 10 دقیقه اول، میزان جذب فسفر بطور سریع افزایش یافت و بعد از حدود 30 دقیقه زمان تماس، میزان جذب فسفر به مقدار کمتری صورت گرفت. بنابراین در این مطالعه زمان تماس 30 دقیقه به عنوان نقطه تعادل انتخاب گردیده و در سایر آزمایشات به عنوان زمان واکنش ثابت در نظر گرفته شد. در مورد پوکه معدنی اصلاح شده، با افزایش زمان تماس از 1 تا 130 دقیقه راندمان حذف به ترتیب برابر 69، 73، 11 و 92 درصد برای غلظت های 5، 10، 15 و mg/L 20 از فسفر مشاهده شد. در مورد پوکه معدنی خام نیز راندمان حذف در زمان تماس 130 دقیقه به ترتیب برابر 19، 28، 32 و 35 درصد برای غلظت های 5، 10، 15 و mg/L 20 از فسفر مشاهده شد. همچنین مشخص گردید که با افزایش غلظت اولیه فسفر راندمان حذف افزایش یافت. به این ترتیب راندمان حذف فسفر با افزایش غلظت آن از 5 تا mg/L 20 در زمان تماس 130 دقیقه از 69% به 92 درصد برای پوکه معدنی اصلاح شده و از 19% به 35% برای پوکه معدنی خام افزایش یافت. بنابراین مشخص گردید که افزایش زمان تماس و غلظت اولیه یون باعث افزایش راندمان جذب یون فسفر گردید. افزایش راندمان حذف با افزایش میزان غلظت اولیه فسفر و زمان تماس از لحاظ آماری رابطه معنی داری را از خود نشان داد (05/0>P).  

 
 


 
شکل 3 :اثر زمان تماس و غلظت اولیه فسفر بروی راندمان حذف پوکه معدنی خام (a5) و پوکه معدنی اصلاح شده (b5) (6=pH، میزان جاذب g/L 6 ، دمای 20 درجه سلسیوس)

 


شکل 4 اثر pH محلول و میزان جاذب بروی کارائی حذف فسفر (زمان تماس 130 دقیقه، دمای 20 درجه سلسیوس و غلظت فسفر برابر mg/L 15)

در شکل 4 اثر pH محلول و میزان جاذب بر روی راندمان حذف نشان داده شده است. نتایج نشان داد که با افزایش pH محلول از 2 تا 6 راندمان حذف افزایش می یابد و با افزایش مجدد pH از 6 تا 10 راندمان حذف کاهش می یابد. درمورد پوکه معدنی خام، در میزان دوز ثابت g/L 6با افزایش pH محلول از 2 تا 6، راندمان حذف از 38% به 81% برای پوکه معدنی اصلاح شده و 31% به 49% برای پوکه معدنی خام افزایش یافت. علاوه برآن با افزایش pH محلول از 6 تا 10 میزان حذف فسفر از 81% به 26% برای پوکه معدنی اصلاح شده و از 49% به 16% برای پوکه معدنی خام کاهش یافت. به این ترتیب مشخص گردید که بیشترین میزان حذف فسفر به ترتیب در محیط های خنثی، اسیدی و قلیائی اتفاق می افتد. با افزایش میزان جاذب، میزان حذف فسفر افزایش یافت و بیشترین میزان حذف فسفر در دوز جاذب g/L 10 مشاهده شد. در pH برابر 6، با افزایش دوز جاذب از 2 تا g/L 10 راندمان حذف از 33% به 98% برای پوکه معدنی اصلاح شده و از 29% به 69% برای پوکه معدنی خام افزایش یافت. افزایش و سپس کاهش راندمان حذف با افزایش میزان pH محلول از لحاظ آماری رابطه معنی داری از خود نشان نداد (05/0>P). این درحالی است که افزایش راندمان حذف در اثر افزایش میزان جاذب از لحاظ آماری رابطه معنی داری را از خود نشان داد (05/0>P).
  نتایج حاصل از بررسی قدرت یونی محلول نشان داد که با افزایش میزان قدرت یونی محلول میزان جذب فسفر کاهش می یابد. در شکل 3 نشان داد شده که در غلظت ثابت mg/L 15 از فسفر، با افزایش زمان تماس از 1 تا 130 دقیقه راندمان حذف از 7% به 81% برای پوکه معدنی اصلاح شده و از 3% به 32% برای پوکه معدنی خام افزایش می یابد. جهت بررسی قدت یونی محلول، 1/0 مول از ماده کلرید سدیم (معادل با غلظت mg/L 5850) به محلول فوق اضافه گردید و مشاهده گردید که با افزایش زمان تماس از 1 تا 130 دقیقه، راندمان حذف فسفر از 1% به 49% برای پوکه معدنی اصلاح شده و از 1% به 27% برای پوکه معدنی خام افزایش یافت. با مقایسه نتایج محلول فسفر عاری از کلرید سدیم و محلول فسفر حاوی کلرید سدیم با غلظت mg/L 5850، ملاحظه می گردد که قدرت یونی محلول باعث کاهش چشمگیر حذف فسفر توسط جاذب پوکه معدنی خام و شکل اصلاح شده آن می گردد. علاوه برآن، تغییرات حذف فسفر با افزایش قدرت یونی محلول از لحاظ آماری رابطه معندی داری از خود نشان داد (05/0>P). در جدول 1 مقادیر پارامترهای معادله سنتیکی شبه درجه دوم برای جاذب های مورد مطالعه آورده شده است. نتایج نشان داد که سنتیک حذف فسفر با ضریب رگرسیون خطی بالایی ( بیش از 98% برای کل داده ها) از معادله سنتیکی شبه درجه دوم پیروی می کند.

 
جدول 1پارامترهای حاصل از معادله سنتیکی شبه درجه دوم

پوکه معدنی خام					پوکه معدنی اصلاح شده
غلظت فسفر	k2	qe, calc	qe, exp	R2	غلظت فسفر	k2	qe, calc	qe, exp	R2
mg/L 5	54/1	16/0	16/0	98/0	mg/L 5	07/0	64/0	58/0	97/0
mg/L 10	41/0	47/0	47/0	98/0	mg/L 10	1/0	29/1	2/1	99/0
mg/L 15	2/0	84/0	8/0	98/0	mg/L 15	11/0	14/2	1/2	99/0
mg/L 20	13/0	2/1	16/1	99/0	mg/L 20	11/0	16/3	1/3	99/0

 

بحث و نتیجه گیری
نتایج نشان داد که با افزایش زمان تماس از 1 تا 10، راندمان حذف به سرعت افزایش یافته و بعد از زمان تماس 10 دقیقه راندمان حذف با شیب ملایمی افزایش می یابد. این امر نشان دهنده آن است که سطح جاذب در مراحل اولیه به سرعت توسط یونهای فسفر اشغال می گردد و در حدود 10 دقیقه بعد از شروع واکنش به تدریج سطح جاذب اشباع شده و جذب فسفر توسط منافذ داخلی جاذب انجام می گیرد که در شکل 4 با شیب ملایمی نشان داده شده است (6،1). نتایج مشابه ای توسط محققان مختلفی گزارش شده است. در مطالعه ای از بنتونیت اصلاح شده با یونهای آهن جهت حذف فسفر استفاده شده است. نتایج این تحقیق نشان داده است که زمان تعادل در زمان تماس 50 دقیقه مشاهده شده است. در این نقطه از زمان تماس بیش از 50% حذف فسفر گزارش شده است (17).در مطالعه ای که توسط لیانگو و همکاران انجام گردیده است از خاک بنتونیت اصلاح شده با هیدروکسیل آلومینیوم، هیدروکسیل آهن و هیدروکسیل آهن-آلومینیوم برای حذف فسفر استفاده شده است در این بررسی زمان تعادل در حدود 200 دقیقه بدست آمده است. همچنین میزان دوز جاذب در g/L 4 و غلظت اولیه فسفر mg/L 20 بوده است و بعد از 200 دقیقه زمان تماس توسط هر سه جاذب به حدود mg/L 1 کاهش یافته است (18). در مطالعه دیگری، کیو و همکاران از خاکستر فرار و شکل اصلاح شده آن برای حذف فسفر استفاده کرده اند. در این بررسی غلظت فسفر mg/L 70 و دوز جاذب نیز g/L 10 انتخاب شده است. کیو و همکاران مشاهده کرده اند که خاکستر فرار اصلاح نشده در مدت زمان 100 دقیقه تنها قادر به حذف mg/L 10 از فسفر بوده است در حالی که خاکستر فرار اصلاح شده توانست در همین مدت زمان mg/L 63 از فسفر را حذف کنند. نکته جالب توجه در این مطالعه این بود که افزایش زمان تماس تاثیر چندانی در افزایش کارائی حذف از خود نشان نداد (19). همچنین نشان داده شد که افزایش غلظت اولیه فسفر باعث افزایش میزان جذب فسفر می گردد. در توصیف این پدیده می توان به افزایش نیوری دراگ و یا رانش در اثر افزایش غلظت اولیه فسفر اشاره کرد که باعث افزایش گرادیان غلظت از سمت فسفر به سمت جاذب می گردد (17،6). مشابه همین پدیده در جذب سایر آلاینده ها نیز گزارش شده است. در حذف فسفر بروی مواد سیلیسی پوشش داده شده با لانتانیوم (1)، در جذب فسفر بروی بنتونیت اصلاح شده با اکسید های آهن و آلومینیوم (18) و در جذب فسفر بروی خاکستر فرار اصلاح شده (19) پدیده مشابه ای گزارش شده است.
نتایج نشان داد که با افزایش میزان جاذب از 2 تا g/L 2 کارائی حذف فسفر افزایش می یابد و بیشترین میزان حذف در دوز g/L 10 مشاهده گردید. برای توصیف این پدیده می توان اینطور بیان کرد که با افزایش میزان جاذب، محل های فعال جذب سطحی افزایش یافته و به این ترتیب میزان جذب افزایش خواهد یافت. به همان مقدار که میزان جاذب افزایش می یابد به دنبال آن میزان سطح مخصوص و محل های قابل تبادل نیز افزایش خواهد یافت که این امر باعث افزایش کارایی فرآیند جذب خواهد شد. نتایج مشابهی توسط پاولو و همکاران و سایر محققان گزارش شده است (21،20). نتایج حاصل از تاثیر pH اولیه محلول نشان داد که کارایی حذف فسفر توسط جاذب های مورد مطالعه تحت تاثیر pH محلول قرار می گیرد. pH محلول یکی از مهمترین پامترهای موثر در فرآیند جذب سطحی می باشد و از طریق تغییر دادن بار سطحی جاذب و همچنین بار یونها می تواند بر جذب سطحی تاثیر بگذارد (1). در این مطالعه بهترین pH جهت حذف فسفر برابر 6 بدست آمد. تاثیر pH محلول بروی کارایی جذب فسفر توسط جاذب های مورد مطالعه را می توان به تغییر بارهای موجود بروی جاذب ها و همچنین تغییر گرونه های فسفر در محیط های اسیدی، خنثی و قلیائی توضیح داد. در مقادیر pH پائین یونهای H⁺ با یونهای فسفر جهت جذب بروی رزین رقابت خواهند کرد و از آنجایی که در محیط های اسیدی غلظت یونهای  H⁺ بسیار بیشتر از یونهای فسفات می باشد یون غالب جذب شده بروی جاذب، یونهای H⁺ خواهد بود. در محیط های قلیائی نیز یونهای OH^- با یونهای فسفر به رقابت پرداخته و بروی جاذب جذب خواهند شد. از طرف دیگر در محیط های اسیدی، یون های H₃PO₄ و H₂PO^-₄ گونه های غالب فسفر در محیط خواهند بود و این دو گونه تقریبا خنثی بوده و تمایلی برای رقابت با یونهای H⁺ برای جذب بروی جاذب را ندارند. با افزایش pH از 4 تا 10، یون های PO₄³⁻ و HPO₄^-2 گونه های غالب فسفر در محیط خواهند بود به همین دلیل با افزایش بار یونها، جاذبه الکترواستاتیک بین بارهای سطحی جاذب و یونهای فسفات افزایش یافته و بنابراین فسفر بروی جاذب جذب خواهد شد. از طرف دیگر با افزایش pH به بیش از 6، یونهای هیدروکسیل در محیط غالب شده و با یونهای فسفات برای جذب بروی جاذب رقابت خواهند کرد به این ترتیب کارایی حذف فسفر کاهش خواهد یافت (20،19). همچنین میزان حذف فسفر را می توان با توجه به pH نطقه صفر جاذب های مورد استفاده توضیح داد. از آنجایی که با اغلب کونه های فسفر در محیط های آبی منفی می باشد بنابراین در pH های پائین تر از pH نطقه صفر، میزان جذب فسفر به دلیل مثبت بودن سطح جاذب افزایش خواهد یافت و در pH های بالای pH نطقه صفر بدلیل منفی بودن سطح جاذب میزان جذب کاهش خواهد یافت (17). بر همین اساس، در مطالعه حاضر میزان جذب فسفر با افزایش pH محلول از 2 تا 6 افزایش یافت و در محدوده pH 6 تا 10 میزان جذب کاهش یافت. میزان pH نقطه صفر پوکه معدنی براساس مطالعات گذشته در محدوده 5/5 تا 5/6 گزارش شده است (12،10). بنابراین علت حذف حداکثری فسفر توسط پوکه معدنی خام و اصلاح شده را در pH برابر 6 را می توان به پدیده بار سطحی و میزان  pH نقطه صفر آن نسبت داد. مطالعات مشابهی نتایج مختلفی را ارایه کرده اند که می توان این نتایج مختلف را به پدیده pH نقطه صفر نسبت داد. در مطالعه، از ژل هیدروکسید آلومینیوم برای حذف فسفر استفاده گردیده است. در این مطالعه بیشترین کارایی حذف فسفر در 5=pH اتفاق افتاده است (3). در مطالعه ای که توسط پاولو و همکاران (20) بروی حذف فسفر توسط گل قرمز انجام گردیده است کارائی حذف فسفر در سه محدوده 4، 7 و 10 مورد بررسی قرار گرفته است در این مطالعه مشخص گردیده است که بیشترین مقدار فسفر جذب شده در pH برابر 4 اتفاق می افتد. همچنین در مطالعه دیگری از رزین های تهیه شده از زائدات گندم برای حذف فسفر استفاده گردیده است. در این مطالعه کارایی حذف فسفر در pH محدوده 2 تا 12 مورد بررسی قرار گرفته است و  بیشترین کارایی حذف فسفر در 5=pH مشاهده شده است (22).
الکترولیت های موجود در محلول از یک طرف با تاثیر بروی نیروی جذب الکترواستایک بین یونهای موجود در محلول و جاذب و از طرف دیگر با تاثیر بروی بار سطحی جاذب و مداخله در جذب آلاینده بروی کارائی فرایند جذب تاثیر خواهند داشت (17). در این مطالعه نشان داده شد که قدرت یونی محلول باعث کاهش جذب فسفر می گردد. دلیل این امر را می توان توسط دو نوع پدیده شیمایی توضیح داد. اولا، یونهای کلراید و سدیم با یونهای فسفر برای جذب بروی سطح جاذب رقابت خواهند کرد که منجر به کاهش میزان فسفر جذب شده خواهد شد. ثانیا تشکیل کمپلکس های گردابی درونی(inner-sphere complex) و کمپلکس های گردابی بیرونی (outer-sphere complex) میزان جذب را تحت تاثیر قرار خواهند داد. در زمان تشکیل کمپلکس های درونی، لیگاندهای موجود بروی سطح جاذب مولکول های آب را از قسمت های داخلی با آلاینده جایگزین کرده و بنابراین مستقیما با آلاینده پیوند برقرار می کنند. در تشکیل کمپلکس های بیرونی هیچ نوع پیونی بین لیگاندها و آلاینده برقرار نمی گردد و جذب آلاینده ممکن است در اثر نیروی های الکترواستاتیک بوده و بیش از یک پیوند بین مولکول های آب بروی جاذب و آلاینده ایجاد گردد. در صورت تشکیل کمپلکس های درونی، افزایش قدرت یونی محلول باعث افزایش کارایی حذف و یا بدون تاثیر خواهد بود. در صورت  تشکیل کمپلکس های بیرونی، افزایش قدرت یونی محلول باعث کاهش کارائی فرآیند جذب خواهد شد (23). با توجه به مطالب اشاره شده و همچنین نتایج حاصله، مشخص گردید که دلیل کاهش حذف فسفر تشکیل کمپلکس های بیرونی و پیوند های الکترواستایک بین یونهای فسفر و مولکول های آب موجود بر روی سطح جاذب می باشد.
نتایج حاصل از بررسی سنتیک واکنش حذف نشان داد که معادله شبه درجه دوم با ضریب رگرسیون خطی بالائی حذف فسفر تویط پوکه معدنی خام و شکل اصلاح شده آن با پراکسید هیدروژن را نشان می دهد. مقادیر ثابت سرعت واکنش (k₂) در مورد پوکه معدنی خام با افزایش غلظت اولیه فسفر از 5 به mg/L از (g/mg min) 54/1 به (g/mg min) 13/0 کاهش یافت که این امر نشان دهنده کاهش سرعت جذب با افزایش غلظت اولیه آلاینده می باشد با این وجود مقادیر ظرفیت جذب (q_e) با افزایش غلظت اولیه فسفر از 5 به mg/L 20 از mg/g 16/0 به mg/g 2/1 افزایش یافت. به عبارت دیگر، با افزایش غلظت اولیه فسفر، ظرفیت جذب افزایش می یابد و این افزایش در غلظت های بیشتر فسفر با سرعت کمتری (k₂) انجام می گیرد که این امر را می توان به اشباع شدن جاذب از یون های فسفر نسبت داد (5). در بررسی اثر غلظت اولیه فسفر که پیشتر بحث شد، همین پدیده مشاهده گردیده بود و بنابراین با توجه به نتایج سنتیک واکنش می توان به جرآت ادعا کرد که افزایش غلظت اولیه فسفر تاثیر مثبتی بروی کارائی فرآیند خواهد داشت. همچنین در این نوع مدل سنتیکی مشخص گردید که مقادیر ثابت تعادل حاصل از آزمایشات (q_{e exp}) با مقادیر ثابت تعادل محاسبه شده (q_{e, calc}) اختلاف کمتری را از خود نشان می دهد. در مورد پوکه معدنی اصلاح شده نیز مشاهده گردید که علاوه بر اینکه با افزایش غلظت اولیه فسفر ثابت سرعت واکنش(k₂) افزایش می یابد بلکه ظرفیت جذب فسفر نیز افزایش می باید. با افزایش غلظت اولیه فسفر از 5 به mg/L ثابت سرعت واکنش از (g/mg min) 07/0 به (g/mg min) 11/0 افزایش یافت و به این ترتیب ظرفیت جذب نیز از mg/g 64/0 به mg/g 16/3 افزایش یافت. در مورد پوکه معدنی اصلاح شده نیز  مقادیر ثابت تعادل حاصل از آزمایشات (q_{e exp}) با مقادیر ثابت تعادل محاسبه شده (q_{e, calc}) اختلاف کمتری را از خود نشان داد. با توجه به جدول 2 مشاهده می گردد که ثابت سرعت واکنش در مورد پوکه معدنی خام مقادیر بیشتری را نسبت به پوکه معدنی اصلاح شده از خود نشان می دهد با این وجود مقدار ظرفیت جذب در مورد پوکه معدنی اصلاح شده تقریبا 2 تا 4 برابر بیشتر از ظرفیت جذب پوکه معدنی خام مشاهده می گردد. دلیل این تناقض را می توان این طور توضیح داد که در مورد پوکه معدنی خام فقط سطح خارجی جاذب به عنوان محل های جذب فسفر مورد استفاده قرار می گیرد و به دلیل فیزیکی بودن جذب، سرعت جذب نیز افزایش می یابد اما در مورد پوکه معدنی اصلاح شده، علاوه بر سطح خارجی جاذب به دلیل اکسید شدن منافذ داخلی جاذب و افزایش تخلخل آن، قسمت های داخلی جاذب نیز در جذب فسفر مشارکت کرده و بنابراین ظرفیت جذب فسفر توسط پوکه معدنی اصلاح شده افزایش خواهد یافت. همچین به دلیل وجود پدیده نفوذ بین ذره ای سرعت واکنش کمتر از پوکه معدنی خام می باشد.
نتایج حاصل از این مطالعه نشان داد که پوکه  معدنی  خام  یک جاذب بالقوه برای حذف فسفر  از  محیط های آبی  می باشد  و اصلاح شیمیایی ساختار آن می تواند باعث افزایش میزان جذب گردد.
تشکر و قدردانی
نویسندگان این مقاله از دانشگاه علوم پزشکی البرز به خاطر حمایت مالی این تحقیق تشکر و قدردانی می کنند.
 
تضاد منافع
نویسندگان این مقاله اعلام می دارند که هیچ گونه تضاد منافغی وجود ندارد.

References
1- Jianda Z, Zhemin S, Wenpo S, et al. Adsorption behavior of phosphate on Lanthanum (III) doped mesoporous silicates material. Journal of Environmental Science 2010; 22 (4): 507–511.
2- Xiang C, Xinrui H, Xingzu W, et al. Influence of calcination on the adsorptive removal of phosphate by Zn–Al layered double hydroxides from excess sludge liquor. Journal of Hazardous Materials 2010; 177 (1-3): 516–523.
3- Naohito K, Fumihiko O, Hisato T. Selective adsorption behavior of phosphate onto aluminum hydroxide gel, Journal of Hazardous Materials 2010; 181(1-3): 574–579.
4- Kermani M, Bina B, Moahedian H, et al. Performance and modeling of moving bed biofilm process for nutrient removal from wastewater, Water and Wastewater 2010: 21 (3): 9-19. (In Persian).
5- Sibel TA, Ilknur T, Adnan O, et al. Phosphate removal potential of the adsorbent material prepared from thermal decomposition of alunite ore–KCl mixture in environmental cleanup, Desalination 2010; 260 (1-3): 107–113.
6- Yan Y, Renping W, Malcolm C. Phosphate removal by hydrothermally modified fumed silica and pulverized oyster shell, Journal of Colloid and Interface Science 2010; 350 (2): 538–543.
7- Wen-Yi W, Qin-Yan Y, Xing X, et al. Optimized conditions in preparation of giant reed quaternary amino anion exchanger for phosphate removal, Chemical Engineering Journal 2010; 157 (1): 161–167.
8- Satoshi A, Tamiji Y. Characteristics of phosphate adsorption onto granulated coal ash in seawater, Marine Pollution Bulletin 2010; 60 (8): 1188–1192.
9- Mehmet S, Selcan FF. Stabilization of subbase layer materials with waste pumice in flexible pavement, Building and Environment 2008; 43 (4): 415-421.
10- Samarghandi MR, Zarrabi M, Noori Sepehr M, et al. application of acidic treated pumice as an adsorbent for the removal of azo dye from aqueous solutions: kinetic, equilibrium and thermodynamic studies, Iranian Journal of Environmental Health Science & Engineering 2010; 20 (9): 33-44.
11- Feryal A. Sorption of phenol and 4-chlorophenol onto pumice treated with cationic surfactant, Journal of Environmental Management 2005; 74 (3): 239–244.
12- Maria Rosaria P, Agostino S, Marcella R, et al. Cadmium adsorption on vermiculite, zeolite and pumice: Batch experimental studies, Journal of Environmental Management 2009; 90 (1): 364-374.
13- Bahtiyar O, Yilmaz Y. Investigation of sorption capacity of pumice for SO2 capture, Process Safety and Environmental Protection 2008; 86 (1): 31– 36.
14- AWWA, Standard methods for the examination of water and wastewater, 21st edition, Washington DC., USA 2003.
15- Azizian S.  Kinetic models of sorption: a theoretical study, Journal of Colloid and Interface Science 2004; 276 (1): 47-52.
16- John WA, Richard AB, Kenneth WB, et al. Handbook of Mineralogy, Mineralogical Society of America, Chantilly, 2001.
17- Miltiadis Z, Areti G, Panagiota S, et al.  Removal of phosphate from natural waters using innovative modified bentonites, Applied Clay Science 2012; 62–63 (2): 101–106.
18- Liang-Guo Y, Yuan-Yuan X, Hai-Qin Y, et al. Adsorption of phosphate from aqueous solution by hydroxy-aluminum, hydroxy-iron and hydroxy-iron–aluminum pillared bentonites, Journal of Hazardous Materials 2010; 179 (1-3): 244–250.
19- Ke X, Tong D, Juntan L, et al. Study on the phosphate removal from aqueous solution using modified fly ash, Fuel 2010; 89 (12): 3668-3674.
20- Paola C, Margherita S, Giovanni G, et al, Influence of the pH on the accumulation of phosphate by red mud, Journal of Hazardous Materials 2010; 182 (1-3): 266–272.
21- Pinar AK, Cengiz K, Olgun G. Preparation of quaternized dimethylaminoethylmethacrylate grafted nonwoven fabric for the removal of phosphate. Radiation Physics and Chemistry 2010; 79 (3): 233–237.
22- Xing X, Bao-Yu G, Qin-Yan Y, et al. Preparation, characterization of wheat residue based anion exchangers and its utilization for the phosphate removal from aqueous solution. Carbohydrate Polymers 2010; 82 (4): 1212-1218.
23- Ting L, Kun W, Lihua Z. Removal of phosphorus by a composite metal oxide adsorbent derived from manganese ore tailings, Journal of Hazardous Materials 2012; 218 (19): 29– 35.