در مقدار ظرفیت یک جاذب خاص عوامل مختلفی از جمله خواص ماده جذب شونده (اندازه مولکول، نقطه جوش، وزن مولکولی و قطبیت)، خواص سطحی جاذب (قطبیت، اندازه منافذ، فضای خالی)، غلظت در فاز سیال، زمان تماس و وجود مواد مسموم کننده جاذب در سیال موثر می‌باشند.
تخلخل
تخلخل به مقدار منافذ و در نتیجه فضای خالی موجود در واحد وزن یا حجم جاذب متخلخل اطلاق می‌شود. هر چه میزان تخلخل یک جاذب بیشتر باشد، مقدار مساحت سطحی و در نتیجه ظرفیت جاذب نیز بیشتر خواهد بود.
توزیع اندازه منافذ
توزیع اندازه منافذ یک خاصیت نسبی برای جاذب می‌باشد که جزء فضای خالی اشغال شده در یک ذره را به وسیله تخلخل ریز با قطر D_P≤ ۲۰ A، حفره متوسط با قطر ۲۰ < D_P< 500A و حفره‌های بزرگ با قطر D_P≥ ۵۰۰ A را نشان می‌دهد. ابعاد منافذ مستیماً بر روی ظرفیت و نیز سرعت جذب موثر می‌باشد.

قطبیت سطح
به شباهت سطح جاذب به ترکیبات قطبی مانند آب، قطبیت سطح گفته می‌شود. به همین دلیل به جاذبهای قطبی همچون آلومیناسیلیکاتهایی مانند زئولیت و سیلیکاژل آبدوست اطلاق می‌گردد. از طرف دیگر جاذبهای غیرقطبی مانند جاذبهای کربنی و پلیمری و سیلیکالیت که به روغن بیشتر از آب شباهت دارند عموماً آب گریز نامیده می‌شوند.
مساحت سطح
مساحت سطح داخلی جاذبهای میکرو متخلخل اغلب به عنوان یکی از مقادیر نشان دهنده درجه پیشرفت منافذ مورد استفاده قرار می‌گیرد. مساحت سطح بر حسب m²/gr بیان می‌شود. مقادیر مساحت سطح جاذبها معمولاً با ظرفیت آنها متناسب می‌باشد.
گزینش پذیری
از موارد اولیه مورد نیاز برای طراحی یک یک سیستم جذب سطحی در اختیار داشتن جاذبی با گزینش پذیری، ظرفیت و طول عمر نسبتاً زیاد می‌باشد. گزینش‌پذیری یک جاذب به معنی نسبت ظرفیت یک جاذب برای یک ماده به ظرفیت آن برای ماده دیگر در یک غلظت مشخص سیال می‌باشد. گزینش پذیری ممکن است به اختلاف در سینیتیک جذب بستگی داشته باشد. اما در کاربردهای عملی، بیشتر فرایندهای جذب به گزینش پذیری تعادلی بستگی دارند.
گزینش‌پذیری جاذب از نقطه نظر ریاضی به صورت زیر تعریف می‌شود:
α_AB= (X_A/X_B)(Y_A/Y_B)
X_A وY_B به ترتیب مول جزئی ترکیب A در جاذب و فاز سیال در حال تعادل می‌باشد. گزینش پذیری در جذب دقیقاً مشابه فراریت نسبی در تقطیر می‌باشد و به راحتی اندازه‌گیری می‌شود. مقادیر کوچک آن به تجهیزات بیشتری نیاز خواهد داشت و موقعیت ایده‌ال زمانی خواهد بود که فقط یک جزء خاص از مخلوط جذب گردد. با اینکه در فرم گزینش‌پذیری و فراریت نسبی شباهت وجود دارد ولیکن هیچگونه ارتباطی بین مقدار آنها وجود ندارد. برای دو ترکیب مشخص فراریت نسبی ثابت است، در حالی که گزینش‌پذیری به طور گسترده‌ای بسته به نوع جاذب فرق می‌کند.
تحقیق برای شناسایی یک جاذب مناسب، اولین مرحله در توسعه یک فرایند جداسازی جذب سطحی می‌باشد. به دلیل اینکه گزینش‌پذیری معمولاً با درجه حرارت و همچنین غالباً با ترکیب شیمیایی محلول فرق می‌کند، انتخاب شرایط مناسب برای ماکزیمم کردن آن یک نکته مهم در طراحی فرایند است. برای یک سیستم ایده‌آل، گزینش‌پذیری مستقل از ترکیب محلول و معادل نسبت ثابتهای هنری به دو ماده A وB می‌باشد. بنابراین انتخاب مقدماتی جاذب‌های مناسب را می‌توان گاهی مستقیماً از روی ثوابت هنری موجود انجام داد[۵۹].
۲-۶- جذب بیولوژیکی
برای مدت زمان طولانی زغالسنگ نارس به عنوان بهترین بیوجاذب استفاده می‌شد. اما از آنجایی که در همه جا در دسترس نبود، بیومس میکروبی به عنوان گزینه‌ای دیگر مطرح شد. بیومس میکروبی می‌تواند مقدار زیادی از فلزات سنگین را جذب کند و یک گزینه هزینه-کارا برای مدیریت فاضلاب صنعتی می‌باشد[۶۰]. مواد بیولوژیکی باکتریایی یا دارای منشأ گیاهی به طور موثر با فلزات سنگین فعل و انفعال داخلی دارند. به صورت متابولیکی، بیومسهای مرده غیرفعال، یونهای فلز وکمپلکسهای فلزی از محلول را جدا می‌کنند، بدون اینکه نیاز به نگهداشتن شرایط خاصی برای رشد داشته باشند. اگرچه بیومسهای زنده نیز در تماس طولانی با محلول حاوی فلز می‌توانند فلزات را توسط فرایند تجمع بیولوژیکی^[۳۱] جدا کنند. بیوجذب توسط بیومس‌های زنده و غیرزنده امکان‌پذیر است، اما تجمع بیولوژیکی فقط توسط بیومسهای زنده انجام می‌شود. به علاوه تجمع بیولوژیکی یک فرایند وابسته به رشد است و در مقایسه با فرایند مستقل از رشد بیوجذب نمی‌تواند برای انواع فاضلاب‌ها استفاده شود. بنابراین بیومس میکروبی می‌تواند به عنوان بیوجذب کاراتر از تجمع بیولوژیکی استفاده شود[۶۱].
در اوایل سال ۱۹۸۶ در جلسه‌ای که توسط گروه تبادل یونی صنایع شیمیایی (مهندسین استخراج در انگلیس برگزار شد)، بیوجذب به عنوان یک تکنولوژی تازه مورد توجه قرار گرفت. از آن زمان توجهات زیادی از سراسر دنیا در زمینه بیوجذب با اهداف دقیق در زمینه مشخص کردن بیومس‌های بالقوه جذب شد. تحقیقات انجام شده تا این زمان نشان می‌دهند که بیوجذب یک گزینه ایده‌آل برای پاکسازی آلودگی از فاضلاب‌های حاوی فلزات می‌باشد[۶۲].
فرایند بیوجذب شامل یک فاز جامد (جاذب یا بیوجاذب، مواد بیولوژیکی) و یک فاز مایع (حلال، معمولاً آب) حاوی مواد حل شده که قرار است جذب شونده (جذب شونده‌ها، یونهای فلز) می‌باشد. ناشی از تمایل بالاتر جاذب نسبت به مواد جذب شونده، ماده جذب شونده جذب می‌شود و توسط مکانیزمهای مختلف محدود می‌شود. فرایند ادامه می‌یابد تا تعادل بین مقدار ماده جذب شونده محدود و جذب شده و بخش باقی مانده آن در محلول برقرار شود. درجه تمایل جاذب نسبت به ماده جذب شونده توزیع آن را بین فازهای جامد و مایع تعیین می‌کند. بیوجاذبها به علت اینکه طبیعی می‌باشند و همچنین بیومس باقیمانده از فرایند نیز قابل استفاده می‌باشد، مورد توجه می‌باشند. علاوه بر این، بیوجذب فوایدی مثل هزینه پایین بهره برداری، کمینه کردن حجم لجن شیمیایی یا بیولوژیکی که باید دفع شود، کارا بودن آن حتی در فاضلابهای خیلی رقیق، خاصیت حذف انتخابی، قابلیت احیای بیوجذب و بازیافت فلز و عدم نیاز به نوترنیتها را نیز دارد[۶۳].
این فواید منجر به رواج یافتن بیوجذب به عنوان یک تکنولوژی کارا و مؤثر برای آلودگی فلزات سنگین شده است. مشکل این روش این است که پتانسیل برای ارتقای فرایند بیولوژیکی (مثلاً از طریق مهندسی ژنتیک سلولها) محدود شده است، زیرا به علت اینکه تولید عامل جذب کننده در طول مرحله پیش رشد اتفاق می‌افتد، هیچ کنترل بیولوژیکی بر ویژگیهای بیوجذب وجود ندارد. این موضوع مخصوصاً زمانی که بیومس از زباله‌های واحد تخمیر به دست می‌آید، صحیح می‌باشد[۱۲].
بیوجذب یک پدیده سریع جداسازی فلزات توسط بیومس بدون رشد می‌باشد. نتایج متقاعد کننده هستند و ظرفیت‌های جذب بیومس خاص قابل مقایسه با رزینهای تبادل یونی کاتیونی مصنوعی تجاری می‌باشند. بیوجذب اساساً شامل کمپلکس شدن آلودگی با سطح سلول، تبادل یون و ته نشینی کم^[۳۲] می‌باشد. درک بیوجذب هنگامی که مربوط به شرایط تک فلزی می‌باشد آسان است. اما در شرایط چند یونی ارزیابی جذب پیچیده می‌شود. کارایی بیوجذب به فاکتورهای زیادی از جمله ظرفیت و تمایل بیوجاذبها و شرایط فیزیکی و شیمیایی داخل محلول بستگی دارد[۱۲].
۲-۷- جاذبهای طبیعی
روشهایی که در آن از جاذبهای طبیعی ارزان و فراوان برای حذف فلزات سنگین از آبها استفاده شده‌اند فراوانند. موادی مانند کتان، ضایعات چوب گردو، پوست بادام زمینی، ضایعات نیشکر و پوست پیاز، خاک قهوه، برگ چای، مواد زائد سیب، الیاف پشم، ساقه و برگ گیاهان و سبوس برنج و دیگر مواد سلولزی، پوست پنبه دانه، پوشال برنج، پوست سویا و پوشال درخت کتان مورد استفاده قرار گرفتند[۶۴]. از فوائد زایدات طبیعی، احیاء آنها به دلیل ارزان بودن و در دسترس بودن آنها معمولاٌ انجام نمی‌شود. به همین دلیل امروزه بیشتر مورد استفاده قرار گرفته اند. پوست سویا و پوست پنبه دانه و پوشال برنج و تفاله‌های نیشکر از ترکیباتی هستند که بسیار مناسب برای حذف یونهای فلزی از محلولهای آبی می‌باشند[۶۵]. پوست سویا و پنبه دانه ظرفیت جذب بالایی ۷/۹۹ تا ۶/۹۵ درصد برای ۵۰ میلی لیتر از یونهای فلزی با غلظت ۵۰ppm نظیر کروم، کبالت، مس، نیکل، روی دارند[۷۷]. از پوست درخت کاج که قبلاً در محلول فرمالدهید تماس داده شده است، برای حذف کاتیونهای Zn²⁺، Cu²⁺، Pb²⁺ استفاده شده است. در شرایط مطلوب این جاذب قادر است Pb²⁺ را ۹۵%-۸۵%، Cu²⁺ را به ۸۵%-۵۵% و Zn²⁺ را ۵۱%-۵۷% حذف کند[۶۶].
از کربن فعال تهیه شده با پوست بادام زمینی جهت حذف Cd(II) از فاضلابهای صنعتی استفاده شده است و همچنین گزارش شده است که کربن فعال تهیه شده از پوست بادام زمینی ظرفیت جذب آن ۳۱ بار بیشتر از کربن فعال تجاری می‌باشد[۶۷].
از پوست درخت صنوبر نیز برای حذف یونهای کروم، کادمیوم، سرب استفاده شده و بسیار موفقیت آمیز بوده است و همچنین استفاده از برگ درختان و برگ چای برای حذف یونهای فلزات سنگین بجای استفاده از مواد شیمیایی پیشنهاد شده است. یک گرم از این جاذب قادر است ۱۰۰ میلی لیتر محلول حاوی ۵۰ ppm از یونهای برای سرب ۹۶% و نیکل ۷/۶۱% و یون روی ۳/۷۱% را حذف کند[۶۸].
اخیراً گیاهان به دلیل توانایی در حذف آلودگی‌ها در محیط مورد مطالعه بسیار موثر گزارش شده‌اند. آنها با اثرات سمی تجمع‌های آلوده، نابود نمی‌شوند. عدم تحرک مواد حیاتی به عنوان یک روش خوب برای انباشتگی یونهای فلزی از آلودگی‌های آبی از مزایای استفاده از گیاهان است.
یکی از گیاهان زنده برای حذف نیکل به کار گرفته شده است، یونجه می‌باشد. این گیاه را در آبهای آلوده به فلزات سنگین کشت می‌دهند. گیاه یونجه پتانسیل خوبی در بین مواد طبیعی حیاتی از خود نشان می‌دهد[۶۹]. حذف یون مس با بهره گرفتن از شن مورد بررسی قرار گرفته است و ۱۰ گرم شن قادر به حذف ۲۰ میلی لیتر مس با غلظت ۲۵ ppm بین ۹۷-۷۰% بوده است[۷۰]. خاک اره درخت سپیدار و صنوبر به عنوان جاذب با هزینه پایین برای حذف مس و کادمیوم مورد استفاده قرار گرفته اند[۷۱].
۲-۸ - معادلات ایزوترم جذب
انواع متعددی ایزوترم به منظور استفاده از مدل سازی تعادل جذب، توسعه یافته‌اند. از معروف‌ترین معادلات مهم که در تشریح تعادل بین سطوح ماده جاذب و ماده جذب شونده وجود دارد، می‌توان معادلات لانگمیر و فرندلیچ را نام برد.
۲-۸-۱- معادله ایزوترم لانگمیر
فرضیات معادله لانگمیر عبارت است از :

1. 1. سطح محدودی از ماده برای جذب سطحی در دسترس می‌باشد.

1. 1. ماده محلول جذب شده روی سطح جاذب فقط دارای ضخامت یک ملکول می‌باشد.

1. 1. فرایند جذب قابل برگشت بوده و به یک شرایط تعادلی می‌رسد. این روش درسال ۱۹۱۵ توسط آقای لانگمیر توسعه یافت. این معادله یک مدل نسبتاً مستقیمی می‌باشد و فرض بر این است که سطوح جاذب کاملاً یکنواخت می‌باشد، بطوری که سایتهای جاذب قادر به پیوند با حداکثر ملکول ماده جذب شونده می‌باشد و واکنش بین مولکولهای ماده جذب شونده وجود ندارد. مدل جذب لانگمیر به صورت زیر است[۷۲]:

q_c: جرم ماده جذب شده نسبت به جرم ماده جاذب (mg/g)
Q: حداکثر ظرفیت جذب بر روی ماده جاذب (mg/g)
K_L: ثابت آزمایشگاهی
Ce: غلظت تعادل در جریان مواد زائد(mg/l)
۲-۸-۲- معادله ایزوترم فرندلیچ
معادله فرندلیچ یک معادله تجربی است که از مدل لگاریتمی مشتق شده و در اغلب موارد روابط جذب سطحی در یک محدوده غلظت محلول را تعیین خواهد کرد. مدل جذب فرندلیچ به صورت زیر بیان می‌شود[۷۳]:
q_c = K_F C_e^1/n
q_c: جرم ماده جذب شده نسبت به جرم ماده جاذب (mg/g)
K_F: ظرفیت جذب در یک غلظت واحد (L / mg)(mg /g)
Ce: غلظت تعادل در مواد زائد (mg/l)
۱/n: شدت جذب
اگر اطلاعات فوق را روی یک کاغذ لگاریتمی که محور افقی آن غلظت تعادلی C_e و محور عمودی جرم ماده جذب شده به جرم جاذب (q_c) باشد ترسیم کنیم خط مستقیمی به دست می‌آید که شیب این خط برابر ۱/n بوده و با قرار دادن در معادله K_F به دست می‌آید فرم خطی معادله فرندلیچ به صورت زیر نوشته می‌شود:
log q_c = log K_F + (۱/n) log C_e
در مورد مواد شیمیایی که به خوبی جذب می‌شوند ۱/n بین صفر تا یک می‌باشد. در مورد موادی که به خوبی جذب نمی‌شوند ۱/n بزرگتر از یک می‌باشد و در حالت کلی مقدار n وqc هرچه بزرگتر باشد استفاده از فرایند جذب سطحی از نظر اقتصادی به صرفه‌تر می‌باشد[۷۴].
امروزه از جاذب‌های متعددی چون کربن فعال، بنتونیت، رس، آنتراسیت و غیره جهت جداسازی فلزات سنگین بکار برده می‌شوند. یک دسته از جاذب های جدیدی که امروزه استفاده از آنها گسترش پیدا کرده است، جاذب‌های پلیمری هستند.
۲-۹- پلیمرهای هادی
در سه دهه اخیر موادی که می‌توانند با تغییر شرایط فیزیکی و شیمیایی به طور برگشت‌پذیر، ساختارشان تغییر یافته، مورد توجه قرار گرفته‌اند که اصطلاحاً به مواد هوشمند معروفند. پلیمرهای رسانا به عنوان دسته‌ای از این مواد طبقه‌بندی شده‌اند. مهمترین پلیمرهای رسانا، پلی‌پیرول، پلی‌آنیلین و پلی‌تیوفن را می‌توان نام برد[۷۵].
از زمان پیدایش پلیمرها، این مواد به عنوان یک عایق استفاده می‌شدند، بطوریکه کاربرد پلاستیکها به عنوان یک رسانا قابل پیش‌بینی نبود. کشف نحوه هادی ساختن پلی استیلن به عنوان اولین پلیمر هادی در سال ۱۹۷۰ توسط یک دانشجو کارشناسی ارشد در آزمایشگاه هیروکی شیراکاوا به طور اتفاقی در انستیتو تحقیقاتی توکیو اتفاق افتاد[۷۶].
خواص فیزیکی و شیمیایی آنها ممکن است محدود کننده فعالیت آنها باشند. یکی از این محدودیتها عدم حلالیت پلیمرهای هادی در حلالهای معمولی و همچنین عدم ذوب این پلیمرها است. مثلاً پلی‌پیرول قبل از ذوب شدن تجزیه می‌شود که این امر امکان قالب‌گیری آنها مانند پلیمرهای معمولی را از بین می‌برد و همچنین بسیاری از آنها در معرض رطوبت و هوای محیط تخریب می‌شود ولی توانستند با متصل ساختن گروه های شیمیایی دیگر به استخوان بندی کربن که خواص مولکول را تغییر می‌دهد، بر این مشکل فایق آیند[۷۷].
با وجود تمامی مشکلات، باطریهای آلی که در آنها پلیمر جانشین فلز گردیده است، اکنون به بازار راه یافته‌اند و افق روشنی را در این صنعت نمایان کرده‌اند. امروزه هیچ چیز نمی‌تواند مانع ورود ترانزیستورهای آلی به بازار الکترونیک و یا ساخت عصبهای مصنوعی در پزشکی گردد[۷۸].
با انجام تغییراتی در پلیمرها می‌توان آنها را هادی ساخت. این مواد خواص الکتریکی فلزات را همراه با ویژگیهای قابل توجه پلیمر با هم دارند. برای هادی شدن پلیمرها با فرایند دوپه کردن مواد شیمیایی را وارد پلیمر می‌کنند[۷۹].