水鐵礦對磷的吸附及膠體態(tài)磷遷移能力預(yù)測*

馬 杰，馬玉玲，錢曉燕，王智巧，陳雅麗，翁莉萍**，李永濤，3

(1.農(nóng)業(yè)農(nóng)村部環(huán)境保護科研監(jiān)測所/農(nóng)產(chǎn)品質(zhì)量安全環(huán)境因子控制重點實驗室 天津 300191； 2.天津大學(xué)地球系統(tǒng)科學(xué)學(xué)院 天津 300072； 3.華南農(nóng)業(yè)大學(xué)資源環(huán)境學(xué)院 廣州 510642)

磷是作物生長發(fā)育必需的營養(yǎng)元素之一。農(nóng)作物對于磷肥的當(dāng)季利用率很低，一般為10%～20%[1-2]，大部分磷被固定在土壤中，無法被作物所利用。但是為追求高效生產(chǎn)，農(nóng)業(yè)生產(chǎn)者往往會過量投入磷肥，加劇了磷在農(nóng)業(yè)土壤中的累積。從土壤磷水平看，1980—2007年，我國土壤Olsen 磷平均含量從7.4 mg·kg-1增長到24.7 mg·kg-1，已超過我國大多數(shù)作物高產(chǎn)所需有效磷的臨界值(20 mg·kg-1)[3]。土壤中積累的磷可能通過侵蝕、地表徑流和淋溶等方式進入地表水和地下水環(huán)境[4]，引起水體富營養(yǎng)化問題。

鐵氧化礦物廣泛存在于土壤中，由于其表面羥基含量高、比表面積大等特點，容易吸附磷等污染物[5-7]。有研究表明，磷肥施用初期，無機磷會大量吸附在鐵礦物上[8]。由于比表面積大，水鐵礦對污染物的吸附能力往往比其他鐵礦物更強[9-10]。作為土壤中典型的膠體物質(zhì)，吸附污染物后的水鐵礦可以在土壤中長距離遷移[11]，而這種遷移是以水鐵礦的穩(wěn)定性作為前提。胡敏酸(HA)是天然有機質(zhì)中重要的活性成分，也是調(diào)控污染物和膠體環(huán)境行為的重要因子。它可以吸附在各種膠體顆粒表面，如高嶺土、羥基磷灰石納米顆粒和金屬氧化物納米顆粒等[12-15]。因電荷零點在pH 8.2～8.7，水鐵礦膠體在通常情況下帶正電荷[16]。HA 電荷零點pH 小于3，在通常情況下表現(xiàn)為帶負電荷。因而在pH<9 的水環(huán)境中，HA 可通過靜電作用吸附在水鐵礦膠體表面，從而改變水鐵礦膠體的表面電性，使其在液相中保持穩(wěn)定[17]。同時，體系中pH 和離子強度也會對HA的吸附及水鐵礦的穩(wěn)定產(chǎn)生重要影響[14，17-20]，高離子強度和與膠體電荷零點接近的pH 都不利于膠體穩(wěn)定。

和HA 類似，帶負電的磷酸根可以與水鐵礦膠體表面的羥基發(fā)生配位交換反應(yīng)，并以化學(xué)鍵的方式被吸附，從而增加膠體表面負電荷的量； 當(dāng)負電荷量較大時，膠體間的靜電斥力使水鐵礦膠體分散性增強[20]。越來越多的研究發(fā)現(xiàn)，膠體，特別是含鐵膠體，可促進磷的遷移[21-24]。同樣地，在土壤中有一定遷移能力的水鐵礦膠體也可能作為磷遷移的載體，導(dǎo)致磷污染的擴散。但是有關(guān)于水鐵礦吸附磷后形成磷-水鐵礦膠體能力，以及這種膠體穩(wěn)定性的報道較少。本研究采用吸附試驗，利用吸附動力學(xué)和等溫吸附模型，明確水鐵礦對磷的吸附特征； 在此基礎(chǔ)上，研究pH、離子強度和HA 如何影響磷在液相、水鐵礦膠體和水鐵礦固相上的分布，通過DLVO 理論預(yù)測水鐵礦膠體結(jié)合態(tài)磷的穩(wěn)定性和遷移能力，以期為磷淋失的風(fēng)險評估提供理論支撐。

1 材料與方法

1.1 水鐵礦的制備

二線水鐵礦(2-line)的制備方法是將 40 g Fe(NO3)3·9H2O(中國醫(yī)藥集團有限公司)溶于500 mL的Milli-Q 超純水中，滴加4 mol·L-1NaOH(中國醫(yī)藥集團有限公司)至pH 為7.5，充分振蕩后過濾，收集沉淀物質(zhì)，用Milli-Q 超純水振蕩清洗至上清液電導(dǎo)率小于10 μS·cm?1[5，20]。所得含水的水鐵礦固體經(jīng)冷凍干燥后，用球磨儀磨細備用。之前研究結(jié)果表明，該水鐵礦的X 射線衍射圖譜與兩線水鐵礦一致[20]，其比表面積為227.9 m2·g-1[5]。

1.2 吸附動力學(xué)和吸附等溫試驗

使用NaH2PO4·2H2O(中國醫(yī)藥集團有限公司)配制濃度為1000 mg·L-1的磷儲備液，后續(xù)試驗稀釋后使用。準確稱取0.1 g 水鐵礦固體置于50 mL 離心管中，并向離心管中加入50 mg·L-1磷溶液，調(diào)節(jié)試驗背景離子強度設(shè)置為100 mmol·L-1NaCl，并用10 mmol·L-1NaOH 和HCl 將體系pH 調(diào)節(jié)至7.0，保證最終液體體積為25 mL。離心管用N2吹掃5 min后立即加蓋放入恒溫搖床中，在恒溫 25 ℃和180 r·min-1條件下振蕩，并在0.1～72 h 時取樣，每個時間點設(shè)4 個重復(fù)。樣品過0.1 μm 濾膜后，用鉬藍比色法在 800 nm 下用紫外可見分光光度計(UV-2700，Shimadzu，Japan)分析磷濃度[25]。

吸附等溫試驗中，準確稱取0.2 g 水鐵礦固體置于50 mL 離心管中，初始磷濃度設(shè)置為5 mg·L-1、20 mg·L-1、50 mg·L-1、100 mg·L-1和200 mg·L-1，振蕩時間為48 h。背景離子強度、pH 和其他試驗操作與動力學(xué)試驗一致。

1.3 不同pH 下離子強度和胡敏酸(HA)對磷吸附的影響

使用HA 固體(中國醫(yī)藥集團有限公司)溶于一定量0.01 mol?L-1NaOH 溶液中，加超純水稀釋，制備5000 mg·L-1HA 儲備液備用。在pH 3.0、4.0、5.0、6.0、7.0、8.0、9.0、10.0 和11.0 的9 個梯度下研究水鐵礦吸附磷的變化。稱取0.1 g 水鐵礦固體置于50 mL 離心管中，加入100 mg·L-1磷溶液，加入相應(yīng)濃度的NaCl 將背景離子強度調(diào)至1 mmol·L-1、10 mmol·L-1和100 mmol·L-1NaCl； 在HA 濃度為100 mg·L-1的條件下，加入相應(yīng)濃度的NaCl 將背景離子強度調(diào)至10 mmol·L-1和100 mmol·L-1NaCl，調(diào)節(jié)pH 后保證最終液體體積為25 mL?；驹囼灄l件同前，振蕩48 h 后靜置1 h，取上層懸浮液5 mL 過0.1 μm 濾膜后測定磷濃度，記為液相磷濃度(PL)，由此可計算出磷的總吸附量； 另取5 mL 用HCl 將懸浮水鐵礦溶解后，測量磷濃度和鐵離子濃度，該磷濃度與液相磷濃度的差值為膠體相磷含量(PC)，通過該磷濃度與加入磷濃度的差值計算固相吸附磷的含量(PS)，通過鐵離子濃度計算膠體態(tài)水鐵礦的量； 再次取5 mL 懸浮液用納米粒度電位儀(Zetasizer Nano ZS，Malvern，U.K.)測定其中水鐵礦膠體粒徑和zeta電位。

1.4 數(shù)學(xué)模型

1.4.1 吸附模型

用假一級動力學(xué)模型[公式(1)]和假二級動力學(xué)模型[公式(2)]對磷在水鐵礦表面的吸附動力學(xué)結(jié)果進行擬合，模型公式如下：

式中： qe1和qe2分別為假一級動力學(xué)模型和假二級動力學(xué)模型的平衡吸附量(mg·g-1)； qt為在時間t (h)時的吸附量(mg·g-1)； k1(h-1)和k2分別為假一級動力學(xué)模型和假二級動力學(xué)模型的速率常數(shù)[g·(mg·h)-1]。

用Langmuir[公式(3)]和Freundilich[公式(4)]吸附等溫模型對磷在水鐵礦表面的等溫吸附結(jié)果進行擬合，兩種模型公式如下：

式中： Qe為吸附介質(zhì)的平衡吸附量(mg·g-1)； Qm表示單層最大吸附量(mg·g-1)； Ce是溶液中剩余的磷濃度(mg·L-1)； b 為Langmuir 模型吸附能相關(guān)常數(shù)(·L-1)；KF是吸附能力常數(shù)[(mg·g-1)·(L·mg-1)-n]； n 是Freundlich 模型吸附能相關(guān)常數(shù)，當(dāng)n>1 時，說明磷容易吸附在吸附介質(zhì)上[5]。

1.4.2 DLVO 理論

根據(jù)DLVO 理論，膠體的凝聚與分散取決于雙電層重疊時，納米顆粒體系的受力情況(ETOT)，其值等于膠體間的靜電力(EEDL)和范德華引力(EVDW)之和，可由公式(5)計算。

利用公式(6)和公式(7)可分別計算膠體之間的范德華引力和靜電力。

式中： A 為Hamaker 常數(shù)(J)，與納米顆粒極化率、單位體積內(nèi)原子數(shù)等性質(zhì)有關(guān)； r1和r2為體系中相互作用的膠體半徑(nm)，本研究中r1=r2； h 表示膠體間距離(nm)； λ 是相互作用的特征波長，設(shè)置為100 nm；ψ1和ψ2為膠體stern 電勢(mV)，在低濃度體系中通常用zeta 電位代替，本研究中ψ1=ψ2； n∞為離子數(shù)量密度(m-3)； k 是波爾茲曼常數(shù)(1.38×10-23J·K-1)； T 表示絕對溫度(298 K)； κ 為德拜-休克爾參數(shù)(m-1)，與離子強度有關(guān)，可由公式(8)得到。

式中： I 表示離子強度(mol·L-1)。

2 結(jié)果與分析

2.1 水鐵礦對磷的吸附特征

試驗結(jié)果表明，在初始階段，磷迅速吸附在水鐵礦上，其吸附量隨時間延長而增加，在前30 min后速度逐漸減慢，24 h 后基本趨于穩(wěn)定(圖1a)。這可能是由于隨著吸附的進行，水鐵礦表面吸附位點減少，且磷濃度降低，吸附傳質(zhì)動力逐漸減小。其他研究也表明在試驗開始20 min 時水鐵礦對磷的吸附率已達98.1%[6]。將吸附動力學(xué)結(jié)果分別用假一級動力學(xué)模型和假二級模型進行擬合，擬合相關(guān)系數(shù)如表1 所示。結(jié)果表明，相比于假一級動力學(xué)模型(R2=0.945)，假二級動力學(xué)模型擬合結(jié)果(R2=0.964)較好，更適用于描述整個吸附動力學(xué)過程。這表明磷在水鐵礦上的吸附過程并非僅受外部傳質(zhì)阻力的影響，而是存在多種吸附機理，包括液膜擴散、內(nèi)部擴散和化學(xué)吸附[26]。初始階段，磷在水鐵礦表面快速吸附； 之后，吸附速率受內(nèi)擴散速率影響； 最后，吸附和解吸達到平衡[27]。

在不同磷初始濃度下，水鐵礦對磷的吸附變化如圖1b 所示。隨著初始磷濃度的增加，水鐵礦對磷的吸附量也增加。在初始濃度為5 mg·L-1、20 mg·L-1和50 mg·L-1時，體系中的磷幾乎被完全吸附； 當(dāng)初始濃度繼續(xù)增高至100～200 mg·L-1時，水鐵礦對磷的吸附逐漸達到飽和。吸附結(jié)果用 Langmuir 和Freundlich 吸附等溫模型擬合，如圖1b 所示，相關(guān)擬合參數(shù)如表1 所示。擬合結(jié)果表明，F(xiàn)reundlich 模型(R2=0.970)的擬合效果好于 Langmuir 模型(R2=0.842)，表明水鐵礦對磷的吸附為多層吸附，這可能是由于水鐵礦微孔發(fā)達且表面具有更高的不均一性導(dǎo)致的[28]。從水鐵礦對含氧陰離子的配位體交換吸附模式[29]上也可以看出，該吸附為多層吸附，且較高n 值(5.03)表明吸附較容易進行。從Langmuir模型參數(shù)中可得，水鐵礦對磷的最大理論吸附量Qm為22.55 mg·g-1，明顯高于針鐵礦對磷的吸附量(3～5 mg·g-1)[15，30]。

2.2 不同pH 和離子強度下磷吸附態(tài)水鐵礦膠體的zeta 電位和粒徑變化

吸附試驗結(jié)束后將離心管靜置1 h，上層懸浮液中所含水鐵礦膠體的粒徑和zeta 電位測定結(jié)果如圖2 所示。由于磷的吸附加載了負電荷，絕大部分條件下水鐵礦的zeta 電位為負值[20]。體系pH 升高，水鐵礦膠體表面的負電荷進一步增加，因而zeta 電位逐漸從15.6 mV 降低至?41.6 mV(圖2a)。在中低濃度背景(1 mmol·L-1和10 mmol·L-1NaCl)下，水鐵礦膠體zeta 電位絕對值高于高濃度背景(100 mmol·L-1NaCl)10～20 mV。這是由于離子強度的增加會壓縮膠體雙電子層的擴散層，使擴散層厚度減小，從而表現(xiàn)為zeta 電位絕對值降低[20]。姜軍等[31]對土壤膠體的研究也指出，土壤膠體的zeta 電位的絕對值隨電解質(zhì)濃度的增加而降低。

表1 磷在水鐵礦上吸附的動力學(xué)和吸附等溫模型擬合參數(shù)Table 1 Fitting parameters for kinetics and adsorption isothermal models of phosphorus adsorption on ferrihydrite

水鐵礦膠體的粒徑隨背景離子濃度的增加而增加，尤其是在高濃度下(100 mmol·L-1NaCl)尤為明顯(2026～3327 nm)。高離子強度下的凝聚作用導(dǎo)致大顆粒水鐵礦膠體的形成[32]，當(dāng)zeta 電位絕對值降低時，膠體體系不穩(wěn)定而發(fā)生凝聚。而在1 mmol·L-1和10 mmol·L-1NaCl 背景下水鐵礦膠體粒徑差別較小(圖2b)，由于中低離子強度下水鐵礦膠體負zeta電位逐漸降低，其粒徑也逐漸降低(從2474 nm 降低至528 nm)。

低離子強度下(1 mmol·L-1NaCl)體系可以產(chǎn)生更多的水鐵礦膠體，約為1.15～2.00 mg。其中pH 7.0～9.0 時，水鐵礦膠體量最大(1.44～2.00 mg) (圖2c)。而中高離子強度下(10 mmol·L-1和100 mmol·L-1NaCl)，產(chǎn)生的水鐵礦膠體相對較少，為0.60～1.41 mg (圖2c)。雖然10 mmol·L-1NaCl 條件下，膠體負zeta 電位的絕對值較大、粒徑較小，但一定的離子強度不利于水鐵礦膠體的產(chǎn)生。

2.3 不同pH 和離子強度下磷吸附和多相分布的變化

隨著pH 的升高，水鐵礦對磷的總吸附量逐漸減少，pH 3.0 時，總吸附量約為24.90 mg·g-1，表明絕大部分的磷被水鐵礦吸附； 而當(dāng)pH 為11.0 時，磷的總吸附量下降至6.59～11.59 mg·g-1(圖3a)。這是由于pH 升高，水鐵礦表面的正電荷減少，不利于磷酸根離子和水鐵礦表面羥基間發(fā)生配體交換[7]。堿性條件下，氫氧根離子與磷酸根離子也會發(fā)生吸附位點的競爭從而降低磷的吸附。Chitrakar 等[33]的研究也表明，磷在針鐵礦和四方纖鐵礦上的吸附也有類似規(guī)律。在pH 3.0 時，由于磷的大量吸附，無法看出離子強度對磷在水鐵礦上吸附的影響； 在pH>3.0 時，水鐵礦對磷的吸附量隨著離子強度的增加而增加(100 mmol·L-1NaCl 處理>10 mmol·L-1NaCl 處理>1 mmol·L-1NaCl 處理)。相鄰離子強度間吸附量差值約為1.5～2.5 mg·g-1。王慧等[34]也發(fā)現(xiàn)磷在針鐵礦和赤鐵礦表面的吸附量隨離子強度的增加而增加。

磷在水鐵礦膠體上的吸附比例隨著 pH 的升高而增加(圖3b)。在pH 為3.0 時，不同離子強度背景下水鐵礦膠體對磷吸附比例僅為1.1%～1.7%；而pH 為7.0～9.0 時，中低離子強度下(1 mmol·L-1和 10 mmol·L-1NaCl)水鐵礦膠體吸附比例增加至7.1%～18.3%，膠體結(jié)合態(tài)磷的量相當(dāng)可觀。隨著pH上升，水鐵礦膠體所帶負電荷增加，吸附帶負電的磷酸根離子難度增大，然而水鐵礦膠體對磷的吸附量卻明顯增加，這也表明水鐵礦膠體對磷吸附的主要機理，并不僅是依靠靜電作用，化學(xué)吸附才是主要的吸附機理[26]。此外，水鐵礦膠體在中低離子強度和高pH 下的分散特性也是膠體吸附磷增加的原因，膠體間分散而不容易發(fā)生聚集，導(dǎo)致更多比表面積高的小粒徑膠體吸附更多的磷。對于中等離子強度(10 mmol·L-1NaCl)，雖然其產(chǎn)生的水鐵礦膠體的量不及低離子強度(10 mmol·L-1NaCl)，但是較好的膠體分散條件和中等的磷吸附能力(總吸附量)使其吸附的磷的比例最高(1.6%～18.4%)?？梢娝F礦膠體總量并不是磷吸附量的唯一決定因素。

2.4 不同pH 和離子強度下吸附磷和胡敏酸(HA)之后的水鐵礦膠體的zeta 電位和粒徑變化

100 mg·L-1HA 存在導(dǎo)致所有條件下水鐵礦膠體的zeta 電位均為負值，并保持相對的穩(wěn)定； 高離子強度下(100 mmol·L-1NaCl)水鐵礦膠體的zeta 電位為-16.0～21.8 mV，中等離子條件下(10 mmol·L-1NaCl)為-28.2～37.0 mV(圖4a)。但堿性條件下的zeta電位沒有比無HA 條件下進一步降低(圖2a 和4a)。由于高離子強度下穩(wěn)定的zeta 電位，HA 存在時水鐵礦膠體粒徑明顯下降(從 2026～3327 nm 下降至699～887 nm，圖4b)。而中高離子強度下(10 和100 mmol·L-1NaCl)，產(chǎn)生的水鐵礦膠體的量相對穩(wěn)定(0.70～1.18 mg)(圖4c)，相比HA 不存在時(0.60～1.41 mg，圖2c)，總體上略有減少。磷的吸附已經(jīng)使水鐵礦懸濁液的分散程度達到較好的狀態(tài)，HA 沒能進一步增強分散性，反而微弱增加了體系中的異質(zhì)凝聚。

2.5 不同pH 和離子強度下胡敏酸(HA)對磷吸附和多相分布的影響

HA 存在時，水鐵礦固相對磷的總吸附量從24.59～24.80 mg·g-1(pH 3.0)下降至9.97 mg·g-1(pH 11.0，10 mmol·L-1NaCl)和12.35 mg·g-1(pH 11.0，100 mmol·L-1NaCl) (圖5a)，此變化趨勢與無HA 處理相同(圖3a)。pH 變化過程中，水鐵礦對磷的總吸附量與無HA 時相比平均增加0.6～0.7 mg·g-1(圖3a 和圖5a)。Weng 等[15]對HA 存在時針鐵礦對磷的吸附研究中發(fā)現(xiàn)，HA 的存在會影響磷在針鐵礦表面的結(jié)合形式，導(dǎo)致部分雙齒配合會轉(zhuǎn)變?yōu)閱锡X配合。這可能是本研究中水鐵礦表面磷吸附量增加的原因。水鐵礦膠體吸附磷的比例變化趨勢與無HA 時也十分相似。當(dāng)pH 大于7.0 時，中等離子強度(10 mmol·L-1NaCl) 磷在水鐵礦膠體上的吸附比例很大(5.5%～20.4%)。

2.6 膠體態(tài)磷的穩(wěn)定性

基于DLVO 理論，本研究計算了磷-水鐵礦膠體之間的相互作用能隨距離的變化。除個別低pH 外，1 mmol·L-1和10 mmol·L-1NaCl 以及100 mg·L-1HA存在時10 mmol·L-1NaCl 條件下，膠體之間具有較明顯的一級勢壘(118.6～513.1 kt)(圖6a，6b 和6d)。膠體凝聚的一個重要途徑就是突破一級勢壘，而較高的一級勢壘使膠體體系處于比較穩(wěn)定的狀態(tài)。膠體間的一級勢壘主要是由膠體之間的靜電斥力主導(dǎo)的[20]，因此較大絕對值的負zeta 電位對膠體的穩(wěn)定性起著決定性作用。由于pH 控制膠體的粒徑和zeta電位，因此同樣控制膠體之間的作用力。在穩(wěn)定體系中，一級勢壘隨pH 的升高而升高，膠體分散性逐漸增強。在高離子強度下(100 mmol·L-1NaCl)，由于膠體的雙電層被壓縮，zeta 電位絕對值較小，靜電斥力較弱； 而粒徑主導(dǎo)的范德華引力相對較大，因此膠體之間難以出現(xiàn)一級勢壘(圖6c)。雖然HA 存在時，高pH 條件下膠體間出現(xiàn)了一級勢壘，但此勢壘較低(20.6～25.5 kt)，難以保證膠體長期處于穩(wěn)定狀態(tài)。

3 討論和結(jié)論

眾多研究表明，帶負電荷的水鐵礦膠體可在土壤或含水層等帶負電的含水介質(zhì)中長距離遷移[11，14，19，35]。在這些研究中，水鐵礦膠體帶負電的原因多是由于HA 等有機質(zhì)的吸附引起的。和吸附HA 相似，本研究證實了水鐵礦吸附磷之后也能改變其表面電性，使其帶負電，從而有利于其在天然含水介質(zhì)中穩(wěn)定和遷移。穩(wěn)定性較好的小粒徑膠體顆粒不容易被含水介質(zhì)濾除，從而得以進行長距離的遷移[36]。越來越多的研究發(fā)現(xiàn)，磷在自然界中的移動受膠體遷移的促進[21-24]，這些結(jié)果也從側(cè)面證明了磷和水鐵礦膠體共遷移的可能性。在實際農(nóng)業(yè)活動中，磷肥的過量施用可能會使大量的磷酸根離子吸附在鐵礦物上，促進土壤孔隙水中形成穩(wěn)定的、帶負電的鐵礦物膠體，這種磷-鐵礦物復(fù)合膠體的遷移很可能成為磷遷移的另一種形式。本研究定性預(yù)測了不同pH、離子強度和HA 條件下，磷-水鐵礦膠體的產(chǎn)生和遷移能力，可為膠體促進下磷淋失風(fēng)險評估提供理論和數(shù)據(jù)支撐。但對于復(fù)雜的土壤體系，共存離子的螯合作用和沉淀作用也可能對磷-鐵礦物復(fù)合膠體歸趨產(chǎn)生重要影響，需要進一步考察。

假二級動力學(xué)模型更適合用于描述磷在水鐵礦上的吸附過程(R2=0.964)，吸附受液膜擴散、內(nèi)部擴散和化學(xué)吸附等過程控制。Freundlich 模型(R2=0.970)對等溫吸附的擬合效果較好，水鐵礦對磷的吸附為多層吸附。從Langmuir 模型參數(shù)中可得，水鐵礦對磷的最大理論吸附量Qm為22.55 mg·g-1。

水鐵礦對磷的吸附隨pH 的升高而降低，隨離子強度的升高而升高。然而，低離子強度和高pH 有利于反應(yīng)體系中水鐵礦膠體的釋放。HA 存在時，磷在水鐵礦上的總吸附量略有增加。在堿性且離子強度不高(1～10 mmol·L-1)條件下，有約5%～20%的磷會與水鐵礦膠體結(jié)合。

無論胡敏酸是否存在，堿性土壤環(huán)境中，中低離子強度條件下，磷-水鐵礦膠體之間的靜電斥力較大，膠體穩(wěn)定性較好，有一定的遷移能力。