at pH 3 (Figs. 2 and 6) was earlier

at pH 3 (Figs. 2 and 6) was earlier reported by Yin et al. (1996), who
explained it by the precipitation of SOM at this pH. HA is one of the
main constituents of SOM and is insoluble under strongly acidic
conditions; therefore, Hg bound to HA would be expected to coprecipitate
at pH 3 (Hem, 1970; Reimers and Krenkel, 1974; Wallschläger
et al., 1996). Besides, adsorption of Hg(II) to soil mineral
particles could also occur at this pH range. Maximal adsorption
of Hg(II) just below pH 4 was reported for goethite (Barrow and
Cox, 1992). Considerable Hg adsorption on hydrous MnO2 between
pH 2.5 and 3 were found by Lockwood and Chen (1973). They explained
the formation of the Mn-hydroxide complex was responsible
for Hg adsorption in this pH range. The apparent increase in Hg
dissolution at pH 5 and 7 compared to pH 3 (Figs. 2 and 6) was
likely to result from the dissolution of HA that retained Hg in the
soil at pH 3. The decrease of desorbed Hg from pH 5 to 7 could
be caused by the competition between Hg2+ and hydronium ions
(H3O+
) for adsorption sites on the soil particles at acidic pH (Semu
et al., 1987). When pH increased from 7 to 9, Hg dissolution decreased
(Fig. 2), most likely due to that elevated pH increases the
quantity of negative charges of soil particles, which might attract
and retain Hg(II) ions (Semu et al., 1987). In addition, hydrolysis
of Hg increases with increasing pH, and mercuric hydroxide has
been reported to be increasingly adsorbed by soil constituents
from pH 5 to 9 (Farrah and Pickering, 1978). This mechanism could
also contribute to a higher Hg adsorption at pH 9 in comparison to
pH 7. An obvious increase in Hg dissolution from pH 9 to 11 (Fig. 2)
was probably due to the continuous dissolution of HA that bound
Hg. Results of the dissolution of Hg associated with humic matter
(Table 4) further confirmed this hypothesis, with much enhanced
Hg dissolution at pH around 13 compared to neutral pH. Moreover,
decreasing concentrations of Hg2+ and HgOH+ with increasing pH,
as hydrolysis of these charged species proceeds to uncharged
Fig. 4. (a) Reference measurement of Hg thermo-desorption curves of soil; (b) Thermal desorption curves of Hg in bulk soil after HCl titration to pH 3. Three replicate samples
after titration examined in triplicate (hence nine graphs in total).
J. Xu et al. / Chemosphere 109 (2014) 99–105 103Hg(OH)2 might also cause the elevated Hg dissolution at alkaline
pH with negative charges of the soil (Farrah and Pickering, 1978).
4.2.3. Chlorides
Chlorides are regarded as one of the most mobile complexing
agents for Hg (Kabata Pendias, 2011) and able to compete with
OH and even organic ligands for Hg bonding (Payne, 1964; Reimers
and Krenkel, 1974; Gabriel and Williamson, 2004). According
to the model simulation, chlorides were very competitive with
SOM for complexing dissolved Hg at acidic pH (Fig. 5). Besides,
Hg solubility was predicted to increase at lower pH values in HCl
leachates (Figs. 5 and 6). However, the results of the experiment
indicate that chlorides had little effect on Hg mobilization in the
studied soil (Fig. 6). These discrepancies might be due that data
in the Visual Minteq database used to obtain the binding parameters
for Hg(II)-FA/HA (Gustafsson, 2012) were insufficient to simulate
the conditions in our study. Moreover, much higher chloride
concentrations than studied (0.1 M HCl) might be needed to mobilize
Hg (USEPA, 2007).
Similar findings as what was shown in Fig. 3 were obtained by
Yin et al. (1996), who found that the addition of Cl at pH 3 had almost
no effect on the desorption of Hg(II) in soils high in SOM. It is
possible that the non-soluble SOM forms ternary complexes with
Hg-Cl (Yin et al., 1996). Chloride content in the leachate after HCl
titration to pH 3 was calculated to decrease (not shown), indicating
that chlorides were sorbed to the soil. Additionally, thermal
desorption curves indicate that Hg(II) was bound to SOM as well
as to chlorides (Fig. 4a and b), implying possible formation of
SOM bound Hg-Cl.
5. Conclusions
The studied soil was coarse-grained and the total Hg concentration
decreased with increasing particle sizes. However, even the
least contaminated fraction (2–4 mm) substantially exceeded the
Swedish generic guideline value for Hg in soils with less sensitive
use (2.5 mg kg1
). Particle size separation and the use of water
were insufficient to remove Hg to the acceptable levels. As little
as 0.03–0.2% of the total Hg was removed from soil fractions with
water, showing a strong affinity of Hg for soil constituents. No correlation
between the total and dissolved Hg and SOM (both total
and dissolved) was identified for the studied soil.
Although different pH values affected Hg dissolution and an enhanced
Hg desorption was observed at pH 5 and 11, soil washing
by pH adjustment was insufficient for Hg removal, as the highest
amount of mobilized Hg at these two pH values was only up to
0.3% of the total soil Hg. The pH 3 should be avoided for Hg washing
since Hg was shown to be least soluble at this pH. Increased
chloride concentration through addition of 0.1 M HCl acid did not
improve Hg mobilization either in the studied soil.
The best result was obtained by the use of NaOH solution at pH
13, where 1.5% of the total Hg was removed from soil. This, however,
was still not sufficient to reach the acceptable Hg levels in
soil. Mercury was firmly bound to soil particles and the studied soil
washing conditions were not sufficient to extract Hg. Stabilization
techniques should be considered for the future soil treatment.

ผลลัพธ์ (ไทย) 1:

ที่ pH 3 (Figs. 2 และ 6) ก่อนหน้านี้ถูกรายงานโดยหยินและ al. (1996), ที่อธิบาย โดยฝนของส้มที่ pH นี้ ฮา อันนี้constituents หลักของส้มและละลายภายใต้ขอเปรี้ยวเงื่อนไข ดังนั้น Hg กับ HA จะคาดว่าจะ coprecipitateที่ pH 3 (เฮ็ม 1970 Reimers และ Krenkel, 1974 Wallschlägerร้อยเอ็ด al., 1996) นอกเหนือจาก ดูดซับของ Hg(II) ไปแร่ดินอนุภาคอาจยังเกิดขึ้นในช่วงการวัดนี้ การดูดซับสูงสุดของ Hg(II) ด้านล่าง pH 4 มีรายงานสำหรับเกอไทต์ (บาร์โร และค็อกซ์ 1992) ดูดซับ Hg จำนวนมากใน MnO2 รัตนระหว่างพบ pH 2.5 และ 3 โรงแรมแอมเบอคอร์ตและเฉิน (1973) พวกเขาอธิบายการก่อตัวของคอมเพล็กซ์ Mn ไฮดรอกไซด์รับผิดชอบสำหรับดูดซับ Hg ในช่วง pH นี้ เพิ่มขึ้นชัดเจนใน Hgถูกยุบที่ pH 5 และ 7 เมื่อเทียบกับ pH 3 (Figs. 2 และ 6)แนวโน้มที่จะเกิดจากการยุบของ HA ที่สะสมปรอทในการดินที่ pH 3 สามารถลดของ Hg desorbed จาก pH 5-7เกิดจากการแข่งขันระหว่าง Hg2 + และไอออน(H3O +) สำหรับไซต์การดูดซับบนอนุภาคดินที่ pH กรด (Semuร้อยเอ็ด al., 1987) เมื่อค่า pH เพิ่มขึ้นจาก 7 ถึง 9, Hg ยุบลดลง(Fig. 2), ส่วนใหญ่เนื่องจากที่ยกระดับเพิ่ม pHปริมาณค่าลบของอนุภาคดิน ซึ่งอาจดึงดูดและเก็บประจุ Hg(II) (Semu et al., 1987) นอกจากนี้ ไฮโตรไลซ์Hg เพิ่มกับเพิ่ม pH, mercuric ไฮดรอกไซด์ได้รับรายงาน adsorbed มีมากขึ้น โดย constituents ดินจาก pH 5 ถึง 9 (Farrah และ Pickering, 1978) กลไกนี้สามารถส่วนหนึ่งของการดูดซับ Hg สูงที่ pH 9 เปรียบเทียบpH 7 เพิ่มขึ้นชัดเจนในยุบ Hg จาก pH 9-11 (Fig. 2)อาจเกิดจากฮาที่ยุบอย่างต่อเนื่องHg. ผลของการยุบของ Hg ที่เกี่ยวข้องกับสสารฮิวมิค(ตาราง 4) ยืนยันสมมติฐานนี้ เพิ่มเติม มีมากเพิ่มขึ้นยุบ Hg ที่ pH ประมาณ 13 เมื่อเทียบกับค่า pH ที่เป็นกลาง นอกจากนี้ลดความเข้มข้นของ Hg2 + และ HgOH + กับเพิ่ม pHเป็นไฮโตรไลซ์เหล่านี้ ชนิดที่คิดค่าธรรมเนียมดำเนินการ unchargedFig. 4 (ก) อ้างอิงวัดโค้งเทอร์โม desorption Hg ของดิน (ข) ความร้อน desorption การโค้งของ Hg ในดินจำนวนมากหลังจากการไทเทรต HCl กับ pH 3 3 จำลองตัวอย่างหลังจากการไทเทรตใน triplicate (เก้าดังนั้นกราฟทั้งหมด)เจ. Xu et al. / 109 Chemosphere (2014) 99-105 103Hg (OH) 2 อาจทำให้การยุบ Hg สูงที่ด่างค่า pH กับค่าลบของดิน (Farrah และ Pickering, 1978)4.2.3. คลอไรด์คลอไรด์จะถือเป็นหนึ่งของ complexing มือถือมากที่สุดสำหรับ Hg (Kabata Pendias, 2011) และสามารถแข่งขันกับโอ้ และแม้กระทั่งอินทรีย์ ligands สำหรับยึดติด (Payne, 1964; Hg Reimersและ Krenkel, 1974 Gabriel และ Williamson, 2004) ตามการจำลองแบบจำลอง คลอไรด์ได้แข่งขันด้วยส้มสำหรับ complexing ส่วนยุบ Hg ที่ pH กรด (Fig. 5) สำรองละลาย Hg ก็คาดว่า จะเพิ่มค่า pH ต่ำใน HClleachates (Figs. 5 และ 6) อย่างไรก็ตาม ผลลัพธ์ของการทดลองบ่งชี้ว่า คลอไรด์มีผลน้อยกับ Hg การเคลื่อนไหวในการศึกษาดิน (Fig. 6) ความขัดแย้งเหล่านี้อาจกำหนดข้อมูลที่ในฐานข้อมูล Minteq ภาพที่ใช้พารามิเตอร์รวมรับสำหรับ Hg (II) -ฮา FA (Gustafsson, 2012) มีไม่เพียงพอในการจำลองเงื่อนไขในการศึกษาของเรา นอกจากนี้ คลอไรด์สูงมากความเข้มข้นมากกว่าศึกษา (0.1 M HCl) อาจต้องระดมHg (USEPA, 2007)พบคล้ายเป็นสิ่งที่แสดงใน Fig. 3 ได้รับโดยยินและ al. (1996), ซึ่งพบว่า การเพิ่มของ Cl ที่ pH 3 มีเกือบไม่มีผลต่อการ desorption Hg(II) ในดินเนื้อปูนสูง SOM. จึงสุดที่ส้มไม่ละลายคอมเพล็กซ์สามด้วยHg-Cl (ยิน et al., 1996) เนื้อหาคลอไรด์ leachate จาก HClการไทเทรตการ pH 3 คำนวณลด (ไม่แสดง), ระบุที่ถูก sorbed คลอไรด์กับดิน นอกจากนี้ ความร้อนเส้นโค้งการ desorption ระบุว่า Hg(II) ถูกผูกไว้กับส้มด้วยเป็นคลอไรด์ (Fig. 4a และ b), หน้าที่ก่อตัวเป็นไปได้ของสมผูก Hg-Cl5. บทสรุปดิน studied ถูก coarse-grained และความเข้มข้นของ Hg รวมลดลง ด้วยการเพิ่มขนาดของอนุภาค อย่างไรก็ตาม แม้แต่การปนเปื้อนน้อยเศษ (2-4 mm) มากเกินกว่าหลักเกณฑ์ทั่วไปที่สวีเดนค่า Hg ในดินเนื้อปูนมีสำคัญน้อยกว่าใช้ (kg1 2.5 มิลลิกรัม). แยกขนาดอนุภาคและการใช้น้ำมีไม่เพียงพอเอา Hg ระดับยอมรับได้ เป็นเพียงเล็กน้อยเป็น 0.03 – 0.2% ของ Hg ทั้งหมดถูกลบออกจากเศษดินด้วยน้ำ แสดงความสัมพันธ์ที่แข็งแกร่งของ Hg ในดิน constituents มีรวม และละลาย Hg และส้ม (ทั้งจำนวนและส่วนยุบ) ที่ระบุสำหรับดิน studiedถึงแม้ว่าค่า pH ที่แตกต่างกันผลกระทบยุบ Hg และการเพิ่มHg desorption ถูกสังเกตที่ pH 5 และ 11 ดินซักผ้าโดย pH ปรับปรุงไม่เพียงพอสำหรับ Hg เป็นสูงสุดจำนวน Hg ระดมที่สองเหล่านี้ค่า pH ได้เท่านั้นค่า0.3% ของยอดรวมดิน Hg ค่า pH 3 ควรหลีกเลี่ยงสำหรับ Hg ซักผ้าเนื่องจาก Hg ที่แสดงจะละลายน้ำได้น้อยที่สุดที่ pH นี้ เพิ่มขึ้นไม่มีความเข้มข้นของคลอไรด์ โดยเพิ่มกรด 0.1 M HClปรับปรุงเปลี่ยนแปลง Hg ดิน studied อย่างใดอย่างหนึ่งว่ากล่าว โดยใช้โซลูชัน NaOH ที่ pH13 ที่ 1.5% ของ Hg ทั้งหมดถูกลบออกจากดิน นี้ อย่างไรก็ตามก็ยังไม่เพียงพอถึงระดับ Hg ที่ยอมรับในดิน ดาวพุธได้อย่างมั่นคงกับอนุภาคดินและดิน studiedล้างเงื่อนไขไม่เพียงพอที่จะแยกเสถียรภาพ Hgเทคนิคที่ควรพิจารณาในการรักษาดินในอนาคต

ผลลัพธ์ (ไทย) 2:

3 พีเอช (มะเดื่อ. ที่ 2 และ 6) ก่อนหน้านี้ได้รับการรายงานจากอิม et al, (1996)
ที่อธิบายได้โดยการตกตะกอนของSOM ที่ค่า pH นี้ ฮาเป็นหนึ่งในองค์ประกอบหลักของ SOM และไม่ละลายน้ำที่เป็นกรดอย่างยิ่งภายใต้เงื่อนไข จึงปรอทผูกไว้กับ HA จะคาดว่าจะร่วมตกตะกอนที่pH 3 (เหม 1970; Reimers และ Krenkel 1974; Wallschläger., et al, 1996) นอกจากนี้การดูดซับของปรอท (II) แร่ดินอนุภาคนอกจากนี้ยังอาจเกิดขึ้นในช่วงนี้ค่าpH การดูดซับสูงสุดของปรอท (II) เพียงด้านล่างค่า pH 4 รายงาน goethite (บาร์โรว์และ Cox, 1992) การดูดซับปรอทมากใน MnO2 hydrous ระหว่างค่าpH 2.5 และ 3 ถูกพบโดยล็อควู้ดและเฉิน (1973) พวกเขาอธิบายว่าการก่อตัวของความซับซ้อนMn-ไฮดรอกไซรับผิดชอบสำหรับการดูดซับปรอทค่าpH อยู่ในช่วงนี้ การเพิ่มขึ้นเห็นได้ชัดในปรอทสลายตัวที่ pH 5 และ 7 เมื่อเทียบกับค่าพีเอช 3 (มะเดื่อ. ที่ 2 และ 6) ได้มีแนวโน้มที่จะเป็นผลมาจากการสลายตัวของHA ที่สะสมปรอทในช่องดินที่pH 3. ปรอทลดลงหลุดออกจากพีเอช 5 ไป 7 อาจจะเกิดขึ้นจากการแข่งขันระหว่างHg2 + และไฮโดรเนียมไอออน(H3O +) สำหรับเว็บไซต์ในการดูดซับอนุภาคดินที่เป็นกรดที่ pH (Semu et al., 1987) เมื่อค่าความเป็นกรดเพิ่มขึ้น 7-9 สลายปรอทลดลง(รูปที่. 2) ส่วนใหญ่เกิดจากการที่ค่าความเป็นกรดสูงเพิ่มปริมาณของประจุลบของอนุภาคดินที่อาจดึงดูดและรักษาปรอท(II) ไอออน (Semu et al., 1987) นอกจากนี้การย่อยสลายของปรอทเพิ่มขึ้นกับค่าความเป็นกรดเพิ่มขึ้นและไฮดรอกไซเมอร์คิวได้รับรายงานที่จะดูดซับมากขึ้นโดยองค์ประกอบดินจากพีเอช5-9 (ฟาร์ราห์และพิกเคอริ 1978) กลไกนี้จะยังมีส่วนร่วมในการดูดซับปรอทสูงที่ pH 9 เมื่อเทียบกับค่าpH 7. การเพิ่มขึ้นอย่างเห็นได้ชัดในการสลายตัวปรอทจากค่า pH 9-11 (รูปที่. 2) อาจเป็นเพราะการสลายตัวต่อเนื่องของ HA ที่ผูกพันปรอท ผลของการสลายตัวของปรอทที่เกี่ยวข้องกับเรื่องฮิวมิก(ตารางที่ 4) ได้รับการยืนยันอีกสมมติฐานนี้มีเพิ่มขึ้นมากการสลายตัวปรอทที่pH ประมาณ 13 เมื่อเทียบกับค่า pH เป็นกลาง นอกจากนี้การลดความเข้มข้นของ Hg2 + + HgOH และมีค่าความเป็นกรดเพิ่มขึ้นเป็นสายพันธุ์ย่อยสลายของค่าใช้จ่ายเหล่านี้ดำเนินการประจุรูป 4. (ก) การวัดการอ้างอิงของปรอทโค้งคายความร้อนของดิน (ข) เส้นโค้งคายความร้อนของปรอทในดินจำนวนมากหลังจากที่ไตเตรท HCl ค่าพีเอช 3 สามตัวอย่างซ้ำหลังจากการตรวจสอบในการไตเตรทเพิ่มขึ้นสามเท่า(เพราะฉะนั้นเก้ากราฟทั้งหมด). เจ Xu et al, / Chemosphere 109 (2014) 99-105 103Hg (OH) 2 นอกจากนี้ยังอาจทำให้เกิดการสลายตัวสูงปรอทที่เป็นด่างค่าpH ที่มีประจุลบของดิน (ฟาร์ราห์และพิกเคอริ 1978). 4.2.3 คลอไรด์คลอไรด์ได้รับการยกย่องว่าเป็นหนึ่งใน complexing มือถือมากที่สุดตัวแทนปรอท(Kabata Pendias 2011) และสามารถแข่งขันกับOH และแม้กระทั่งแกนด์อินทรีย์พันธะปรอท (เพน 1964; Reimers และ Krenkel 1974; กาเบรียลและวิลเลียมสัน, 2004) . ตามการจำลองรูปแบบการแข่งขันคลอไรด์มากกับSOM สำหรับ complexing ละลายปรอทที่ pH ที่เป็นกรด (รูปที่. 5) นอกจากนี้ยังสามารถในการละลายปรอทเป็นที่คาดการณ์ว่าจะเพิ่มขึ้นที่ต่ำกว่าค่าพีเอชใน HCl น้ำชะ (มะเดื่อ. 5 และ 6) อย่างไรก็ตามผลการทดลองแสดงให้เห็นว่าคลอไรด์มีผลเพียงเล็กน้อยต่อการระดมปรอทในดินการศึกษา(รูปที่. 6) ความแตกต่างเหล่านี้อาจจะเป็นเพราะว่าข้อมูลในฐานข้อมูล Visual Minteq ใช้เพื่อให้ได้ค่าพารามิเตอร์ที่มีผลผูกพันสำหรับปรอท(II) -FA / HA (กุสตาฟ 2012) มีไม่เพียงพอที่จะจำลองสภาพในการศึกษาของเรา นอกจากนี้ที่สูงมากคลอไรด์ความเข้มข้นกว่าการศึกษา (0.1 M HCl) อาจจะจำเป็นในการระดมปรอท(USEPA, 2007). ผลการวิจัยที่คล้ายกันเป็นสิ่งที่แสดงให้เห็นในรูป 3 ที่ได้รับจากหยินet al, (1996) ที่พบว่าการเพิ่มขึ้นของ Cl ที่ pH 3 มีเกือบจะไม่มีผลกระทบต่อการคายของปรอท(II) ในดินสูงใน SOM มันเป็นไปได้ที่ไม่ละลาย SOM รูปแบบคอมเพล็กซ์ ternary กับปรอท-Cl (หยิน et al., 1996) เนื้อหาคลอไรด์ในน้ำชะขยะหลังจาก HCl ไตเตรทค่าพีเอช 3 ที่คำนวณได้จะลดลง (ไม่แสดง) แสดงให้เห็นว่าคลอไรด์ที่ถูกดูดซับในดิน นอกจากนี้ความร้อนโค้งคายระบุว่าปรอท (II) ที่ถูกผูกไว้กับ SOM เช่นเดียวกับการคลอไรด์(รูป. 4a และ b) หมายความก่อตัวเป็นไปได้ของSOM ผูกพันปรอท-Cl. 5 สรุปผลการวิจัยได้ศึกษาดินเนื้อหยาบและความเข้มข้นของปรอทรวมลดลงด้วยการเพิ่มขนาดอนุภาค อย่างไรก็ตามแม้ส่วนที่ปนเปื้อนน้อย (2-4 มิลลิเมตร) อย่างมีนัยสำคัญเกินมูลค่าแนวทางทั่วไปสวีเดนสำหรับปรอทในดินที่มีความสำคัญน้อยกว่าการใช้งาน(2.5 มก. KG1) แยกขนาดอนุภาคและการใช้น้ำไม่เพียงพอที่จะเอาปรอทให้อยู่ในระดับที่ยอมรับได้ ในฐานะที่เป็นเล็ก ๆ น้อย ๆเป็น 0.03-0.2% ของทั้งหมดปรอทถูกลบออกจากเศษดินที่มีน้ำแสดงให้เห็นความสัมพันธ์ที่แข็งแกร่งของปรอทสำหรับองค์ประกอบของดิน ความสัมพันธ์ไม่มีระหว่างปรอทรวมและละลายและ SOM (ทั้งรวมและละลาย) ที่ถูกระบุสำหรับดินที่ศึกษา. แม้ว่าค่าพีเอชที่แตกต่างกันได้รับผลกระทบการสลายตัวปรอทและเพิ่มคายปรอทพบว่าที่ pH 5 และ 11 ดินซักผ้าโดยการปรับค่าpH ไม่เพียงพอ สำหรับการกำจัดปรอทที่สูงที่สุดปริมาณของปรอทที่กองกำลังทั้งสองค่าพีเอชเป็นเพียงไม่เกิน0.3% ของดินรวมปรอท ค่าพีเอช 3 ควรหลีกเลี่ยงสำหรับซักผ้าปรอทตั้งแต่ปรอทได้แสดงให้เห็นว่าอย่างน้อยที่ละลายน้ำได้ที่pH นี้ เพิ่มความเข้มข้นของคลอไรด์ที่นอกเหนือจากกรด 0.1 M HCl ไม่ได้ปรับปรุงการระดมปรอททั้งในดินที่ศึกษา. ผลที่ดีที่สุดที่ได้รับจากการใช้ของการแก้ปัญหา NaOH ที่ pH? 13 ที่ 1.5% รวมปรอทจะถูกลบออกจากดิน นี้ แต่ก็ยังไม่เพียงพอที่จะไปถึงระดับที่ยอมรับปรอทในดิน เมอร์กำลังมุ่งมั่นที่จะอนุภาคของดินและดินการศึกษาสภาพการซักผ้ามีไม่เพียงพอที่จะดึงปรอท ลดการสั่นไหวเทคนิคควรได้รับการพิจารณาสำหรับการรักษาดินในอนาคต

ผลลัพธ์ (ไทย) 3:

ที่ pH 3 ( Figs 2 และ 6 ) คือการรายงานก่อนหน้านี้โดยหยิน et al . ( 1996 ) ที่
อธิบายโดยการตกตะกอนของส้มที่เอก ฮา เป็นหนึ่งในองค์ประกอบหลักของโสมและ

ลงภายใต้เงื่อนไขที่เป็นกรดรุนแรง ดังนั้น ปรอท จะฮา จะคาดหวัง coprecipitate
ที่ pH 3 ( กุ๊น , 1970 ; ไรเมิร์ส และ krenkel , 1974 ; wallschl และเยอรมัน
et al . , 1996 ) นอกจากนี้ การดูดซับปรอท ( II )
แร่ดินอนุภาคยังอาจเกิดขึ้นที่ pH ช่วง
การดูดซับสูงสุดของปรอท ( II ) ด้านล่างพีเอช 4 มีรายงานสำหรับเกตเวย์ ( รถเข็นและ
Cox , 1992 ) การดูดซับปรอทมากใน mno2 ไฮดรัสระหว่าง
pH 2.5 และ 3 ถูกพบโดย ล็อควูด และ เฉิน ( 1973 ) พวกเขาอธิบาย
การก่อตัวของแมงกานีสไฮดรอกไซด์ที่ซับซ้อนที่เป็นผู้รับผิดชอบสำหรับการดูดซับปรอท
pH ในช่วง เพิ่มขึ้นเห็นได้ชัดใน HG
การละลายที่ pH 5 และ 7 เทียบกับ pH 3 ( Figs 2 และ 6 ) คือ
น่าจะเป็นผลจากการสลายตัวของฮาที่สะสมปรอทในดินที่ค่า
3 การลดลงของปรอทจากอศึกษา 5
7 อาจจะเกิดจากการแข่งขันระหว่าง hg2 และ hydronium ไอออน ( h3o

) บนเว็บไซต์ เพื่อดูดซับอนุภาคดิน pH ที่เป็นกรด ( semu
et al . , 1987 ) เมื่อพีเอชเพิ่มขึ้นจาก 7 ถึง 9 , ปรอทการสลายตัวลดลง