CN107758756B - 一种环保水处理剂 - Google Patents

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Abstract

本发明公开了一种环保水处理剂，所述水处理剂由沸石、表面活性剂和水为原料制得，具体地，先将表面活性剂与水混合得到表面活性剂水溶液，再将表面活性剂水溶液与沸石混合，得到环保水处理剂；其中，所述表面活性剂包括季铵盐类表面活性剂和离子液体表面活性剂。本发明所述水处理剂能够吸附水中的重金属，实现水中重金属的有效脱除；所述水处理剂原料简单、成本低，并且制备方法简单，适合大规模生产应用。

Description

一种环保水处理剂
技术领域
本发明涉及水处理领域，尤其涉及水处理剂领域，特别地，涉及一种环保水处理剂。
背景技术
水资源是人类生活和生产过程中不可或缺的一部分，但是，随着经济的快速发展，各种污染物被排放到环境中造成水体严重污染，严重影响了人们的日常生活和生产。对水污染的处理有多种方法，其中，吸附法由于其低成本、无二次污染的优点而备受关注。
沸石的内部含有大量孔穴或孔道，具有很强的吸附性能，是一种良好的吸附剂。同时，沸石的空间结构是硅、铝氧四面体，其结构中空穴里的K、Na、Ca等阳离子和水分子与格架结合得不紧，氧原子中有的价键未得到中和，使整个沸石带有负电，为保证沸石的电中和性，其可与周围水溶液里的阳离子发生交换作用(如K+，Na+，Ca2+，Mg2+等碱土金属离子)，且交换后的沸石结构并不被破坏。因此，赋予沸石离子交换性能。
中国专利CN104973655A公开了一种天然沸石水处理剂，所述水处理剂包括沸石、活性炭和天然粘合剂，其充分利用了沸石的吸附性能，去除水中的有害物质。
但是，单纯沸石的吸附性能有限，即其水处理效果有限，尤其是对水中污染性重金属的去除效果不佳。
发明内容
为了解决上述问题，本发明人进行了锐意研究，将表面活性剂水溶液与沸石进行混合，其中，表面活性剂中的阳离子成分与沸石中的K、Na、Ca等阳离子发生离子交换，使得表面活性剂吸附到沸石表面，并且在一定的表面活性剂浓度范围内，在沸石表面形成表面活性剂的双分子层，得到了一种环保水处理剂。
本发明一方面提供了一种环保水处理剂，具体体现在：
(1)一种环保水处理剂，其中，所述水处理剂包含沸石、表面活性剂和水；
(2)根据上述(1)所述的水处理剂，其中，所述沸石的主要成分为斜发沸石，其中，斜发沸石的含量为60～70％，优选为65％，优选地，
所述沸石的粒径为0.5～1.5mm，优选为1～1.5mm；
(3)根据上述(1)或(2)所述的水处理剂，其中，所述表面活性剂包括季铵盐类表面活性剂和离子液体表面活性剂，优选地，所述季铵盐类表面活性剂为十六烷基三甲基氯化铵，所述离子液体表面活性剂为十六烷基三甲基咪唑氯化物；
(4)根据上述(1)至(3)之一所述的水处理剂，其中，基于100重量份的沸石，表面活性剂的用量为3～7重量份，优选为4～6重量份，更优选为5重量份；
(5)根据上述(1)至(4)之一所述的水处理剂，其中，基于100wt％的表面活性剂，离子液体表面活性剂的用量为2～20wt％，优选为5～15wt％，更优选为10wt％；
(6)根据上述(1)至(5)之一所述的水处理剂，其中，基于100重量份的沸石，水的用量为0.5～3.5份，优选为1～3.5份，更优选为1.5～3.5份，例如2.5份。
本发明另一方面提供了一种制备上述环保水处理剂的方法，具体如下：
(7)根据上述(1)至(6)之一所述的水处理剂，其中，所述水处理剂由包括以下步骤的方法制备：
步骤1、将天然沸石进行破碎、过筛，得所述沸石，
步骤2、将表面活性剂与水混合，得到表面活性剂水溶液，
步骤3、将步骤2制得的表面活性剂水溶液与经步骤1处理过的沸石混合，并进行搅拌，得到环保水处理剂；
(8)根据上述(7)所述的方法，其中，在步骤2中，所述表面活性剂水溶液的浓度为2～3.5g/mL，优选为2～3g/mL，更优选为2～2.5g/mL，例如2g/mL；
(9)根据上述(7)所述的方法，其中，在步骤3中，搅拌2～4h，优选搅拌1.5～3.5h，更优选搅拌3h；
(10)根据上述(1)至(6)之一所述的水处理剂，其中，所述水处理剂按照上述(7)至(9)之一所述的方法进行制备。
附图说明
图1示出表面活性剂在沸石表面的作用机理图一；
图2示出表面活性剂在沸石表面的作用机理图二；
图3示出实施例3、实施例5和对比例1～4制得的水处理剂对铬离子的静态吸附结果；
图4示出在实验例2中做动态吸附所使用的实验装置图；
图5示出以对比例5制得的水处理剂为吸附介质测得的动态吸附结果；
图6示出以实施例5制得的水处理剂为吸附介质测得的动态吸附结果；
图7示出以对比例2制得的水处理剂为吸附介质测得的动态吸附结果。
附图标记
1-沸石表面
2-表面活性剂分子
3-胶束
4-重金属溶池
5-蠕动泵
6-导管
7-玻璃柱
具体实施方式
下面通过对本发明进行详细说明，本发明的特点和优点将随着这些说明而变得更为清楚、明确。
根据本发明的一方面，提供了一种环保水处理剂，所述水处理剂由沸石、表面活性剂和水为原料制得，具体地，先将表面活性剂与水混合，得到表面活性剂水溶液，然后再与沸石混合，得到所述环保水处理剂。
其中，由于沸石具有离子交换性能，表面改性剂的阳离子端被吸附到沸石表面。如图1所示，当表面活性剂浓度低于临界胶束浓度(CMC)时，表面活性剂分子2在沸石表面1形成单分子层，憎水基团吸附在沸石表面，亲水基团朝外。此时沸石不具备吸附重金属离子的性能。如图2所示，当表面活性剂浓度大于第一临界胶束浓度(CMC)时，表面活性剂分子2聚合在沸石表面1形成双分子层，第二层表面活性剂分子憎水基团朝外，提供了重金属离子静电作用负载的位置(图2中的A-)，此时改性沸石具备吸附重金属的能力；但是，当继续提高浓度，沸石表面不能够负载更多的表面活性剂分子时，多余的表面活性剂分子自身聚合形成亲水基团朝内，憎水基团朝外的胶束3。
根据本发明一种优选的实施方式，所述沸石的主要成分为斜发沸石。
在进一步优选的实施方式中，所述沸石中斜发沸石的含量为60～70％。
在更进一步优选的实施方式中，所述沸石中斜发沸石的含量为65％。
其中，沸石的主要成分是斜发沸石，其次是辉沸石，然后是正长石和石英。并且，斜发沸石是含水的碱金属铝硅酸盐，它脱水后可具有分子筛的功能，斜发沸石还可作为离子交换剂，在本发明中就利用这条性质将其加工成水处理剂，用于去除水中的重金属。
根据本发明一种优选的实施方式，所述沸石的粒径为0.5～1.5mm。
在进一步优选的实施方式中，所述沸石的粒径为1～1.5mm。
其中，所述水处理剂的重金属吸附量与其表面的双分子层结构的面积有关。沸石的粒径越小，沸石的表面积越大，构成的双分子层面积越大，能够吸附重金属离子的量也就越多。但是，粒径太小会造成一定的经济消耗，因此，综合考虑吸附性能及经济效益，选用粒径为0.5～1.5mm，尤其是1～1.5mm的沸石。
根据本发明一种优选的实施方式，所述表面活性剂包括季铵盐类表面活性剂和离子液体表面活性剂。
在进一步优选的实施方式中，所述季铵盐类表面活性剂为十六烷基三甲基氯化铵。
在更进一步优选的实施方式中，所述离子液体表面活性剂为十六烷基三甲基咪唑氯化物。
其中，传统的季铵盐类表面活性剂是常用的水处理剂改性剂，其价格低廉应用广泛，但其表面饱和蒸气压较高，会对环境造成污染。离子液体类表面活性剂是绿色改性剂，其表面饱和蒸气压较低，但其成本相对较高。因此，在本发明中，将上述两种表面活性剂共同使用，这样，在最低成本下得到了一种环保水处理剂。
根据本发明一种优选的实施方式，基于100重量份的沸石，表面活性剂的用量为3～7重量份。
在进一步优选的实施方式中，基于100重量份的沸石，表面活性剂的用量为4～6重量份。
在进一步优选的实施方式中，基于100重量份的沸石，表面活性剂的用量为5重量份。
其中，当表面活性剂的用量低于3重量份时，其在沸石表面未形成双分子层结构，表面活性剂负载数量少，导致吸附量低；当表面活性剂用量为3～7重量份尤其是5重量份时，表面活性剂用量能够形成双分子层结构，为重金属提供了足够的吸附位点；但是当用量大于7重量份时，多余的表面活性剂分子可能会包裹在双分子层结构表面，影响双分子层结构的吸附性能，使吸附量逐渐下降。
根据本发明一种优选的实施方式，基于100wt％的表面活性剂，离子液体表面活性剂的用量为2～20wt％。
在进一步优选的实施方式中，基于100wt％的表面活性剂，离子液体表面活性剂的用量为5～15wt％。
在更进一步优选的实施方式中，基于100wt％的表面活性剂，离子液体表面活性剂的用量为10wt％。
其中，经过大量实验发现，在表面活性剂中，当离子液体表面活性剂的用量为2～20wt％或80～98％时，所述水处理剂对重金属的去除效率最好。但是，由于离子液体表面活性剂价格较贵，因此选择其用量为2～20wt％，优选为5～15wt％，尤其是10％时，达到重金属去除量的最高点。
根据本发明一种优选的实施方式，基于100重量份的沸石，水的用量为0.5～3.5份。
在进一步优选的实施方式中，基于100重量份的沸石，水的用量为1～3.5份。
在进一步优选的实施方式中，基于100重量份的沸石，水的用量为1.5～3.5份，例如2.5份。
其中，液体过少时，表现活性剂不能均匀的粘附在沸石表面，从而影响了吸附效果；而液体过多时，表面活性剂水溶液较稀，沸石颗粒无法充分地与表面活性剂分子接触，表面活性剂分子不能全部附着在沸石表面，而是残留在液体中，沸石无法携带大量液体，从而使表面活性剂随剩余的液体流失，造成浪费且改性效果受到严重影响。因此控制水用量为1～3.5份，其中，基于100重量份的沸石用量。
本发明另一方面提供了一种制备上述环保水处理剂的方法，其中，所述方法包括以下步骤：
步骤1、将天然沸石进行破碎、过筛，得所述沸石；
步骤2、将表面活性剂与水混合，得到表面活性剂水溶液；
步骤3、将步骤2制得的表面活性剂水溶液与经步骤1处理过的沸石混合，并进行搅拌，得到环保水处理剂。
根据本发明一种优选的实施方式，在步骤1中，所述沸石的粒径为0.5～1.5mm。
在进一步优选的实施方式中，在步骤1中，所述沸石的粒径为1～1.5mm。
其中，
根据本发明一种优选的实施方式，所述表面活性剂为季铵盐类表面活性剂和离子液体表面活性剂。
在进一步优选的实施方式中，所述表面活性剂为十六烷基三甲基氯化铵和十六烷基三甲基咪唑氯化物。
其中，十六烷基三甲基氯化铵价格低廉，降低了所述水处理剂的成本；十六烷基三甲基咪唑氯化物的饱和蒸汽压低，为环保原料，赋予所述水处理剂环保特性；同时，十六烷基三甲基氯化铵和十六烷基三甲基咪唑氯化物作为共表面活性剂对沸石进行改性后得到的水处理剂的重金属吸附量均大于单独的十六烷基三甲基氯化铵或十六烷基三甲基咪唑氯化物作为表面活性剂对沸石进行改性后得到的对比水处理剂。
根据本发明一种优选的实施方式，基于100重量份的沸石，表面活性剂的用量为3～7重量份。
在进一步优选的实施方式中，基于100重量份的沸石，表面活性剂的用量为4～6重量份。
在更进一步优选的实施方式中，基于100重量份的沸石，表面活性剂的用量为5重量份。
其中，表面活性剂的用量对水处理剂的重金属去除量具有重要影响。若表面活性剂的用量太少，其不能在沸石表面形成双分子层结构，因此，对重金属的吸附性降低；若表面活性剂的用量太多，多余的表面活性剂围绕在双分子层结构沸石表面或周围，影响了双分子层结构沸石表面对重金属的吸附，因此，应该严格控制表面活性剂的用量，使其能在沸石表面形成双分子层，而不至于在双分子层结构沸石周围或外表面剩余多余的表面活性剂分子。其中，此处所述表面活性剂的用量为十六烷基三甲基氯化铵和十六烷基三甲基咪唑氯化物的总用量。
根据本发明一种优选的实施方式，基于100wt％的表面活性剂，离子液体表面活性剂的用量为2～20wt％。
在进一步优选的实施方式中，基于100wt％的表面活性剂，离子液体表面活性剂的用量为5～15wt％。
在更进一步优选的实施方式中，基于100wt％的表面活性剂，离子液体表面活性剂的用量为10wt％。
其中，随着离子液体表面活性剂的添加，所述水处理剂的重金属去除量增大，但是有一个范围，当离子液体表面活性剂用量超过20％时，所述水处理剂的重金属去除量低于纯季铵盐类表面活性剂时的去除量，因此控制离子液体表面活性剂的添加量为20％以内。需要说明：当离子液体表面活性剂的添加量为80～98％时，所得水处理剂的重金属去除量与添加量为2～20wt％时类似，即能提高所述水处理剂的重金属去除量，但是，考虑到离子液体表面活性剂的高成本，在本发明中，选择离子液体表面活性剂的添加量为2～20wt％，优选为5～15wt％，更优选为10wt％。
根据本发明一种优选的实施方式，在步骤2中，所述表面活性剂水溶液的浓度为2～3.5g/mL，优选为2～3g/mL，更优选为2～2.5g/mL，例如2g/mL。
其中，随着表面活性剂水溶液的浓度增大，所述水处理剂对重金属的去除量先增大后减小，因为，随着浓度增大，使得在高浓度下，表面活性剂不能均匀地粘附在沸石表面，从而影响其重金属去除。因此，需要控制表面活性剂水溶液在一最佳浓度范围内，因为适当浓度既可以使表面活性剂水溶液在搅拌的过程中与沸石充分混合覆盖在沸石表面，又可以避免过多液体造成表面活性剂流失而影响重金属去除，同时导致增加成本损害经济利益。
根据本发明一种优选的实施方式，在步骤3中，搅拌2～4h。
在进一步优选的实施方式中，在步骤3中，搅拌1.5～3.5h。
在更进一步优选的实施方式中，在步骤3中，搅拌3h。
其中，若搅拌时间小于2h，那么会导致表面活性剂分子与沸石表面不能充分接触混合，导致改性效果不佳；随着搅拌时间延长，表面活性剂分子能够充分地与沸石表面接触，并在沸石表面形成双分子层结构。一般，搅拌4h以内即可达到充分混合，因此，若搅拌时间大于4h会导致不必要的时间和能源浪费。
本发明所具有的有益效果：
(1)本发明所述水处理剂能够吸附水中的重金属，实现水中重金属的有效脱除；
(2)本发明所述水处理剂原料简单、成本低；
(3)本发明所述水处理剂的制备方法简单，适合大规模生产应用。
实施例
以下通过具体实施例进一步描述本发明。不过这些实施例仅仅是范例性的，并不对本发明的保护范围构成任何限制。
实施例中所用原料及其来源如下：
所用天然沸石选自河北承德围场县；
所述十六烷基三甲基氯化铵购于天津市星光助剂厂，为纯度为50％的液体；
所述十六烷基三甲基咪唑氯化物购于上海成捷化学品有限公司，为白色粉末。
实施例1
将天然沸石进行破碎、过筛，得所述沸石，取10g；
取0.006g十六烷基三甲基咪唑氯化物与0.294g十六烷基三甲基氯化铵混合，然后加入0.15mL水，搅拌均匀得到表面活性剂水溶液；
将所得表面活性剂水溶液与所取的10g沸石混合，搅拌2h，得到环保水处理剂。
实施例2
将天然沸石进行破碎、过筛，得所述沸石，取10g；
取0.02g十六烷基三甲基咪唑氯化物与0.38g十六烷基三甲基氯化铵混合，然后加入0.16mL水，搅拌均匀得到表面活性剂水溶液；
将所得表面活性剂水溶液与所取的10g沸石混合，搅拌2.5h，得到环保水处理剂。
实施例3
将天然沸石进行破碎、过筛，得所述沸石，取10g；
取0.05g十六烷基三甲基咪唑氯化物与0.45g十六烷基三甲基氯化铵混合，然后加入0.17mL水，搅拌均匀得到表面活性剂水溶液；
将所得表面活性剂水溶液与所取的10g沸石混合，搅拌3h，得到环保水处理剂。
实施例4
将天然沸石进行破碎、过筛，得所述沸石，取10g；
取0.09g十六烷基三甲基咪唑氯化物与0.51g十六烷基三甲基氯化铵混合，然后加入0.3mL水，搅拌均匀得到表面活性剂水溶液；
将所得表面活性剂水溶液与所取的10g沸石混合，搅拌3.5h，得到环保水处理剂。
实施例5
将天然沸石进行破碎、过筛，得所述沸石，取10g；
取0.14g十六烷基三甲基咪唑氯化物与0.56g十六烷基三甲基氯化铵混合，然后加入0.2mL水，搅拌均匀得到表面活性剂水溶液；
将所得表面活性剂水溶液与所取的10g沸石混合，搅拌4h，得到环保水处理剂。
对比例
对比例1
重复实施例3中水处理剂的制备过程，其中，十六烷基三甲基咪唑氯化物的用量为0.5g，不添加十六烷基三甲基咪唑氯化物，其余条件均不变。
对比例2
重复实施例3中水处理剂的制备过程，其中，十六烷基三甲基咪唑氯化物的用量为0.2g，十六烷基三甲基氯化铵的用量为0.3g。
对比例3
重复实施例3中水处理剂的制备过程，其中，十六烷基三甲基咪唑氯化物的用量为0.3g，十六烷基三甲基氯化铵的用量为0.2g。
对比例4
重复实施例3中水处理剂的制备过程，其中，十六烷基三甲基咪唑氯化物的用量为0.5g，不添加十六烷基三甲基氯化铵，其余条件均不变。
对比例5
重复实施例5中水处理剂的制备过程，其中，不添加任何表面活性剂(十六烷基三甲基咪唑氯化物和十六烷基三甲基氯化铵)。
实验例
实验例1水处理剂对铬离子的静态吸附
在该实验例中，所述模拟废水为20mg/L的铬离子溶液。
分别对实施例3、实施例5和对比例1～4制得的水处理剂进行铬去除效果检测，其中，将相同量的上述水处理剂加入10mL模拟废水中，实验结果如图3所示。
由图3可以看出：
(1)实施例3的效果优于对比例1和对比例4，其中，对比例1和对比例4分别只添加了十六烷基三甲基氯化铵和十六烷基三甲基咪唑氯化物，因此，说明上述两种表面活性剂共使用时对铬的去除效果最佳；
(2)实施例3的效果优于对比例2和对比例3，其中，在实施例3、对比例2和对比例3中，离子表面活性剂(十六烷基三甲基咪唑氯化物)的添加量分别为10％、40％和60％，说明，当两种表面活性剂共使用是，需要严格控制其中各自的比例，在本发明中，离子表面活性剂的用量占表面活性剂总用量的2～20％，优选为5～15％，更优选为10％。
实验例2水处理剂对铬离子的动态吸附
在本实验例中，动态吸附实验采用如图4所示实验装置(箭头表示水流方向)，重金属溶池4内放有待吸附的重金属溶液，待吸附重金属溶液用蠕动泵5经导管6由下至上穿过装载吸附介质的玻璃柱7，在玻璃柱7中污水从吸附介质颗粒缝隙中流动的过程中，与颗粒表面的表面活性剂反应从而被固定下来，起到吸附净化水源的作用。从玻璃柱7上方流出的液体被收集起来进行污染物浓度测试，从而计算得到该吸附剂的吸附性能及该装置对污水的处理能力。其中，本实验装置中，玻璃柱7的直径为5cm，高为15cm；导管为内径为2mm、外径为4mm、长60cm的蠕动泵软管。
从玻璃柱上方流出的溶液经导管导出，导管接在编好取样程序的机器臂上进行自动取样，每隔20分钟取样一次，一次取样进行10分钟，不同流速下可以取5～15mL左右的样品，过滤待测分光光度，并计算浓度和吸附量，绘制吸附曲线图。当从玻璃柱上方流出的溶液中铬离子浓度接近原液浓度且浓度稳定时，吸附过程接近饱和。
寿命以孔隙体积(PV)为单位进行衡量，其表示玻璃柱中填充介质颗粒间的孔隙体积，流出液体与PV的比值可表示流过玻璃柱中孔隙体积的倍数，即经过玻璃柱处理的水体积量，是衡量玻璃柱寿命的重要标准。当浓度比(Ct/C0)为0.5时对应的PV值若大于20即为性能优良，其中，C0表示重金属溶液中铬的原始浓度，Ct表示经处理后(由图4所示装置末端)流出的溶液中铬的浓度。
其中，玻璃柱的孔隙体积(PV)可以由下式(1)计算得到：
Figure BDA0001084721890000151
在式(1)中，m1表示玻璃柱的重量，m2表示玻璃柱被去离子水完全填充后的重量，ρ为待吸附液体的密度。
实验例2-1表面活性剂的添加对吸附性能的影响
在该实验例中，玻璃柱所采用的吸附介质分别为实施例5和对比例5制备的水处理剂。其中，实施例5以季铵盐类表面活性剂和离子液体表面活性剂为共表面活性剂，结果如图6所示；对比例5不添加表面活性剂，结果如图5所示。
在图5中，纯的沸石具有一定的吸附性能，但是吸附容量非常小，4小时后玻璃柱吸附很快即达到饱和，寿命也只有1.2个PV。
在图6中，在11.5小时以前几乎将铬离子吸附完全，流出的液体中铬离子的浓度基本为0；约11.5小时后，流出的液体中铬离子浓度随时间增加，直到约28小时时，玻璃柱吸附饱和，与图4相比，本发明所提供的水处理剂的有效处理时间延长了7倍之多，并且，寿命为30个PV左右，与图5相比，寿命延长了约25倍，且性能达到优良。
结合图5与图6，说明表面活性剂的加入明显提高了沸石的吸附性能，同时说明本发明所提供的水处理剂具有很强的重金属吸附性能。
实验例2-2离子液体表面活性剂的添加量对吸附性能的影响
在该实验例中，玻璃柱所采用的吸附介质分别为实施例5和对比例2制备的水处理剂。其中，在实施例5中，离子液体表面活性剂用量为20％(占总表面活性剂用量)，在对比例2中，离子液体表面活性剂用量为40％(占总表面活性剂用量)。实验结果分别如图6和图7所示。
在图6中，在约11.5小时以前几乎将铬离子吸附完全，约11.5小时后，流出的液体中铬离子浓度随时间增加，直到约28小时时，玻璃柱吸附饱和，并且，寿命为30个PV左右。
在图7中，在约8.5小时以前几乎将铬离子吸附完全，与图6相比，减小可约3个小时；约11.5小时后，流出的液体中铬离子浓度随时间增加，直到约23小时时，玻璃柱吸附饱和，与图6相比，提前了约5个小时；寿命为23个PV，与图6相比，降低了约5个PV。
结合图6和图7，说明离子液体表面活性剂(十六烷基三甲基咪唑氯化物)的用量不能太多，太多会影响水处理剂的吸附性能与吸附寿命。
以上结合具体实施方式和范例性实例对本发明进行了详细说明，不过这些说明并不能理解为对本发明的限制。本领域技术人员理解，在不偏离本发明精神和范围的情况下，可以对本发明技术方案及其实施方式进行多种等价替换、修饰或改进，这些均落入本发明的范围内。本发明的保护范围以所附权利要求为准。

Claims (1)

1.一种制备环保水处理剂的方法，其特征在于，所述水处理剂由沸石、表面活性剂和水组成，
所述沸石的主要成分为斜发沸石，其中，斜发沸石的含量为65%，沸石的粒径为1~1.5mm，
所述表面活性剂由十六烷基三甲基氯化铵和十六烷基三甲基咪唑氯化物组成，
所述方法包括：
将天然沸石进行破碎、过筛，得所述沸石，取10 g；
取0.05 g十六烷基三甲基咪唑氯化物与0.45 g十六烷基三甲基氯化铵混合，然后加入0.17 mL水，搅拌均匀得到表面活性剂水溶液；
将所得表面活性剂水溶液与所取的10 g沸石混合，搅拌3 h，得到环保水处理剂。
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