CN116514346A - 一种抗生素废水的电强化处置方法 - Google Patents
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Abstract
本发明公开了一种抗生素废水的电强化处置方法，属于水处理技术领域。所述方法为：将抗生素废水进行非均相催化氧化降解后进行生物降解；其中，在非均相催化氧化降解过程中施加直流电，且在生物降解过程中施加直流电场。非均相催化氧化降解中的电化学过程可促进催化剂所含金属元素的氧化还原循环与电子转移，显著提高催化反应速率与氧化剂利用效率，实现新污染物的高度矿化、降低废水的生物毒性并提高其可生化性；生物降解过程中施加的二维直流电场可增强有机污染物、细菌细胞和营养物质的传质及其相互作用，提高微生物呼吸及代谢速率，从而加速生化处理过程并实现废水深度处置。
Description
技术领域
本发明涉及水处理技术领域，特别是涉及一种抗生素废水的电强化处置方法。
背景技术
新污染物(Emerging contaminants)是指由人类活动排放到环境中，具有生物毒性、环境持久性、生物累积性等特征，对生态环境或人体健康存在较大风险，但尚未纳入管理或现有管理措施不足的有毒有害化学物质。新污染物的生产使用历史相对较短或发现危害较晚，具有不同于传统或常规污染物的新特征，如隐蔽性、持久性、危害大且不易治理等。目前，国际上尚无统一的新污染物分类，但通常可以分为内分泌干扰物、药品与个人护理用品、全氟化合物、溴代阻燃剂、饮用水消毒副产物、纳米材料、微塑料等。国内外的新污染物治理工作均处于起步阶段，相应的检测、治理手段等较为匮乏。
近年来，水环境中新污染物的检出频率和检出种类逐渐增多。新污染物治理越来越受重视。然而，由于来源广、含量低、持久性和毒性强，传统水处理工艺去除效果有限，使得新污染物的水环境污染防治困境重重。尤其是色度高、难降解和生物毒性强的高浓度抗生素工业废水。目前，成熟的抗生素废水处理技术较少，以好氧工艺为主的处置工程的投资和处理成本均较高，但废水实际处理率很低。化学混凝、膜过滤、高级氧化(AOPs)等技术可作为制药废水生物处理工艺的预处理方法。但膜过滤技术成本较高，而化学混凝和AOPs技术存在高化学品投入等问题。基于非均相催化剂的AOPs虽然具有催化剂稳定可回收、无二次污染风险等优势，但催化活性位点金属元素的氧化还原循环是以消耗氧化剂为代价实现，仍存在催化剂活性保持时间短、应用成本较高等问题。因此，开发出高效、低耗、运行稳定的抗生素废水处置方法，尤其是高浓度难生化降解抗生素废水处置方法迫在眉睫。
发明内容
本发明的目的是提供一种抗生素废水的电强化处置方法，以解决现有技术中存在的抗生素废水，尤其是高浓度抗生素废水处置技术匮乏、常规生物处理工艺效率低、其它物化(前)处理工艺成本高、操作复杂、易于造成二次污染等问题。一方面，以电化学过程促进非均相催化剂所含金属元素的氧化还原循环与电子转移，提高催化反应速率、氧化剂利用效率与抗生素矿化效率，实现废水脱毒并提高其可生化性；另一方面，基于直流电场，增强有机污染物、细菌细胞和营养物质的传质及其相互作用，提高微生物呼吸及代谢速率，加速生化处理过程并实现废水深度处置。
为实现上述目的，本发明提供了如下方案：
本发明的技术方案之一：一种抗生素废水的电强化处置方法，将所述抗生素废水进行非均相催化氧化降解后进行生物降解；在非均相催化氧化降解过程中施加直流电，且在生物降解过程中施加直流电场。
进一步地，所述在非均相催化氧化降解过程中施加直流电的电流参数为：电化学体系电流30-90mA；所述直流电通过直流电源施加，所述直流电源为恒流输出，电流范围0-2A；所述在生物降解过程中施加直流电的电流参数为：电势梯度0.3-1.0V/cm，所述直流电通过直流电源施加，所述直流电源为恒压输出，工作电压0-200V。
进一步地，上述抗生素废水的电强化处置方法，具体包括以下步骤：
(1)将抗生素废水进行预处理；
(2)在预处理后的废水中投加催化剂与氧化剂，施加直流电，进行电化学强化非均相催化氧化降解；
(3)在电化学强化非均相催化氧化降解后的废水中投加功能菌剂，施加直流电场，进行电刺激生物降解；
(4)电刺激生物降解后的废水经检验达标后进入沉淀池自然沉降，而后外排。
进一步地，步骤(2)中所述催化剂为尖晶石型催化剂或铁碳催化剂，所述氧化剂为过一硫酸盐、过二硫酸盐或过氧化氢，所述催化剂的投加量为5-100mg/L，所述氧化剂的投加量为25-500mg/L，所述催化剂与氧化剂的质量比为1:3-5。
进一步地，步骤(3)中所述功能菌剂为硝化菌群和反硝化菌群的混合物，所述功能菌剂的投加量为0.5-1.0g/L。
进一步地，所述硝化菌群和反硝化菌群的混合物为甘度复合菌种(型号GANDEW-MIX)。
进一步地，步骤(1)中所述预处理的具体方法为混凝沉淀法、气浮法或吸附过滤法。进行预处理的目的是为了去除废水中的悬浮物、色度和胶体。
进一步地，所述抗生素废水包括抗生素生产过程中各个流程产生的含有抗生素的废水，所述方法不仅对低浓度或者中等浓度的抗生素废水具有优秀的处置效果，对高浓度抗生素废水，比如抗生素浓度为5-20mg/L的废水同样具有良好的处置效果。
抗生素生产过程中产生的废水一般含抗生素母体，且化学需氧量(COD)、生化需氧量(BOD)等常规水质指标浓度也很高，即有机污染物含量较高，由于抗生素的抑菌作用，此类废水的生化处理效果很差，本发明中先利用电强化非均相催化氧化实现废水中抗生素的高效降解，而后进行生物降解，从而避免高浓度抗生素对生物降解过程的抑制作用，实现对废水中抗生素和有机物的协同高效降解。
进一步地，混凝沉淀法和气浮法适用于悬浮物浓度≥500mg/L的抗生素废水；吸附过滤法适用于悬浮物浓度<500mg/L的抗生素废水。
进一步地，步骤(3)中投加功能菌剂前先以H2SO4(1M)或NaOH(1M)调节废水pH值至中性。
进一步地，步骤(4)中所述检测的标准为《发酵类制药工业水污染物排放标准》(GB21903-2008)或《化学合成类制药工业水污染物排放标准》(GB 21904-2008)。
进一步地，步骤(2)中所述电化学强化非均相催化氧化降解的反应时间为240-360min。
进一步地，步骤(3)中所述电刺激生物降解的反应时间为24-96h。
进一步地，步骤(2)中所述电化学强化非均相催化氧化降解过程中以螺杆搅拌器进行混合。
进一步地，步骤(2)中所述电化学强化非均相催化氧化降解完成后催化剂通过管道过滤器过滤回收，所述管道过滤器为自动清洗过滤器，可自动滤出催化剂，过滤精度为5-3000μm。
进一步地，电刺激生物降解后的废水若经检测不达标，可返回电刺激生物降解过程继续处置，直至检测达标。
本发明的技术方案之二：一种用于进行上述抗生素废水的电强化处置方法的装置，包括依次设置的调节单元(RU)、电化学强化非均相催化氧化单元(EHU)、中和调质单元(NRU)和电刺激生物降解单元(EBU)。
进一步地，步骤(1)所述预处理在调节单元中进行，步骤(2)所述电化学强化非均相催化氧化降解在电化学强化非均相催化氧化单元中进行，步骤(3)所述电刺激生物降解在电刺激生物降解单元中进行。电化学强化非均相催化氧化降解后的废水的pH值调节过程在中和调质单元中进行。
进一步地，所述电化学强化非均相催化氧化单元中布设有呈二维对称分布的电极组，所述电极组包括2组阳极和1组阴极。
进一步地，所述电化学强化非均相催化氧化单元中每组电极包含柱状电极3-15根，所述柱状电极的直径为30-60mm，电极材质选择石墨、钛金属、硼掺杂金刚石中的一种。
进一步地，所述电刺激生物降解反应单元中布设有呈二维分布的电极组，所述电极组包括1组阳极和2组阴极。
进一步地，所述电刺激生物降解单元中每组电极包含柱状电极3-15根，所述柱状电极的直径为30-60mm，电极材质选择石墨、钛金属、硼掺杂金刚石中的一种。
电化学强化非均相催化氧化降解过程在利用电化学过程的加速电子转移作用提高催化反应速率的同时，还可以利用阳极氧化作用实现污染物的降解，所以其电极组包括2组阳极和1组阴极。
电刺激生物降解反应主要是利用直流电场增强有机污染物、细菌细胞和营养物质的传质及其相互作用，提高生物呼吸及代谢速率等，从而提高污染物生物降解效率。但是阳极电极反应及产酸过程会显著影响微生物的生长与活性，所以其电极组包括1组阳极和2组阴极。
进一步地，所述电刺激生物降解反应单元中还布置有微生物填料，所述微生物填料为半软性填料、多面空心球或多孔环。
微生物填料可以供微生物附着并形成生物膜，其中，半软性填料、多面空心球和多孔环比表面积大，易于微生物的附着和成膜。
进一步地，所述电刺激生物降解反应单元中还布置有曝气设备，所述曝气设备为盘型曝气器，溶解氧含量设定为3-5mg/L。
本发明公开了以下技术效果：
(1)本发明依据废水实际情况选择前处理工艺，以电化学手段强化非均相催化氧化反应，在延长催化剂使用寿命、节约氧化剂用量、提高催化反应速率的同时，以较短时间高效去除废水中的抗生素，实现废水的有效脱毒与可生化性提高；电化学过程仅作为辅助手段，以较低体系电流加速非均相催化反应，可有效实现节本降耗。脱毒废水经中和调质后接续电刺激生物降解处置，以较低的能耗代价实现废水的快速生化深度处置。各反应单元紧密衔接、运行效果稳定，具有能耗低、生物处理工序流程短等优点。
(2)在本发明的技术方案中，EHU的电化学过程可促进催化剂所含金属元素的氧化还原循环与电子转移，显著提高催化反应速率与氧化剂利用效率以及抗生素矿化效率，实现新污染物的高度矿化、降低废水的生物毒性并提高其可生化性；出水经中和调质后，EBU的二维直流电场可增强有机污染物、细菌细胞和营养物质的传质及其相互作用，提高微生物呼吸及代谢速率，从而加速生化处理过程并实现废水深度处置，在节能降耗的同时实现废水的高质量达标排放。
附图说明
为了更清楚地说明本发明实施例或现有技术中的技术方案，下面将对实施例中所需要使用的附图作简单地介绍，显而易见地，下面描述中的附图仅仅是本发明的一些实施例，对于本领域普通技术人员来讲，在不付出创造性劳动的前提下，还可以根据这些附图获得其他的附图。
图1为本发明抗生素废水的电强化处置工艺流程示意图，图中：1、调节池；2、电化学强化非均相催化氧化单元；3、螺杆搅拌器；4、阳极；5、阴极；6、催化剂颗粒；7、中和调质单元；8、管道过滤器；9、电刺激生物降解单元；10、微生物填料；11、盘型曝气器；12、回收的催化剂；
图2为本发明实施例1电化学强化非均相催化氧化单元反应过程pH变化；
图3为本发明实施例1电化学强化非均相催化氧化单元(EC/CoFe2O4/PMS)抗生素废水处置效果，其中：(a)为青霉素去除效率、(b)为NH3-N去除效率、(c)为NO3 --N去除效率、(d)为总氮去除效率、(e)为CODCr去除效率、(f)为BOD5去除效率、(g)为BOD5/CODCr值、(h)为TOC去除效率；
图4为本发明实施例1电化学强化非均相催化氧化单元(EC/CoFe2O4/PMS)处置后接续电刺激生物降解工艺的废水深度处置效果；
图5为本发明实施例2电化学强化非均相催化氧化单元(EC/Fe@C/H2O2)抗生素废水处置效果，其中：(a)为青霉素去除效率、(b)为NH3-N去除效率、(c)为NO3 --N去除效率、(d)为总氮去除效率、(e)为CODCr去除效率、(f)为BOD5去除效率、(g)为BOD5/CODCr值、(h)为TOC去除效率；
图6为本发明实施例2电化学强化非均相催化氧化单元(EC/Fe@C/H2O2)处置后接续电刺激生物降解工艺的废水深度处置效果。
具体实施方式
现详细说明本发明的多种示例性实施方式，该详细说明不应认为是对本发明的限制，而应理解为是对本发明的某些方面、特性和实施方案的更详细的描述。
应理解本发明中所述的术语仅仅是为描述特别的实施方式，并非用于限制本发明。另外，对于本发明中的数值范围，应理解为还具体公开了该范围的上限和下限之间的每个中间值。在任何陈述值或陈述范围内的中间值以及任何其他陈述值或在所述范围内的中间值之间的每个较小的范围也包括在本发明内。这些较小范围的上限和下限可独立地包括或排除在范围内。
除非另有说明，否则本文使用的所有技术和科学术语具有本发明所述领域的常规技术人员通常理解的相同含义。虽然本发明仅描述了优选的方法和材料，但是在本发明的实施或测试中也可以使用与本文所述相似或等同的任何方法和材料。本说明书中提到的所有文献通过引用并入，用以公开和描述与所述文献相关的方法和/或材料。在与任何并入的文献冲突时，以本说明书的内容为准。
在不背离本发明的范围或精神的情况下，可对本发明说明书的具体实施方式做多种改进和变化，这对本领域技术人员而言是显而易见的。由本发明的说明书得到的其他实施方式对技术人员而言是显而易见的。本申请说明书和实施例仅是示例性的。
关于本文中所使用的“包含”、“包括”、“具有”、“含有”等等，均为开放性的用语，即意指包含但不限于。
以下实施例中使用的过一硫酸盐(PMS)为单过硫酸氢钾(KHSO5·0.5KHSO4·0.5K2SO4)；使用的功能菌剂为甘度复合菌种(型号GANDEW-MIX)，购自北京甘度环保技术有限公司。
实施例1
尖晶石型催化剂(CoFe2O4)的制备：
采用溶胶-凝胶法制备CoFe2O4催化剂，具体步骤为：将摩尔比为1:2:3的Co(NO3)2·6H2O(2.91g，0.01mol)、Fe(NO3)3·9H2O(8.08g，0.02mol)和C6H8O7·H2O(6.3g，0.03mol)加入持续搅拌的100mL去离子水中，而后混合物在120℃油浴中蒸发成凝胶。将干燥凝胶研磨成粉末，300℃下煅烧2h即得到CoFe2O4颗粒，而后以去离子水和乙醇分别清洗3次，70℃条件下干燥4h。
待处置高浓度难生化降解抗生素废水的采集：
采集抗生素生产企业废水，具体水质参数：pH＝5.8，CODCr＝5780mg/L，BOD5＝1176mg/L，NO3 --N＝231.5mg/L，NH3-N＝20.7mg/L，总氮＝378.6mg/L，青霉素＝7.8mg/L，悬浮物＝547mg/L，TOC＝2150mg/L。
废水处置工艺流程与设备：
抗生素废水的电强化处置工艺流程示意图如图1所示，图中：1、调节池；2、电化学强化非均相催化氧化单元；3、螺杆搅拌器；4、阳极；5、阴极；6、催化剂颗粒；7、中和调质单元；8、管道过滤器；9、电刺激生物降解单元；10、微生物填料；11、盘型曝气器；12、回收的催化剂；其中每组阳极包含6根直径为50mm的石墨柱状电极，每组阴极包含6根直径为50mm的石墨柱状电极(即电化学强化非均相催化氧化单元包括2组阳极1组阴极，每组6根电极，均为石墨材质，直径50mm；电刺激生物降解单元包括1组阳极2组阴极，每组6根电极，均为石墨材质，直径50mm)；螺杆搅拌器配备聚四氟乙烯搅拌桨；管道过滤器为自动清洗过滤器，过滤精度为5-3000μm；微生物填料为多孔环。
废水处置步骤：
(1)将抗生素废水引入调节单元进行预处理；采用混凝沉淀法进行处理，以聚合氯化铝(PAC，投加浓度30mg/L)+聚丙烯酰胺(PAM，投加浓度3mg/L)作为混凝剂，采用气体搅拌方式进行搅拌，反应时间30min，沉淀120min；
(2)预处理后的废水进入电化学强化非均相催化氧化单元，加入硫酸钠(10mM)作为电解质，并投加催化剂CoFe2O4(投加量50mg/L)与氧化剂PMS(投加量250mg/L)，在投加催化剂和氧化剂的同时启动直流电源，(直流电源恒流输出，电流范围0-2A)，调节电化学体系电流至50mA，进行电化学强化非均相催化氧化反应，反应时间为240min；
(3)电化学强化非均相催化氧化反应完成后，催化剂通过管道过滤器过滤回收，过滤废水进入中和调质单元(NRU)，以NaOH(1M)调节过滤废水pH值至中性(7.0)；
(4)通过蠕动泵将中性废水泵送至电刺激生物降解单元(EBU)，投加功能菌剂(投加量0.5g/L)的同时启动直流电源(直流电源恒压输出，工作电压0-200V)与曝气设备，调节电势梯度为0.5V/cm，溶解氧含量为5mg/L，进行电刺激生物降解反应，反应时间为36h；
(5)电刺激生物降解后的废水经检验达标后进入沉淀池自然沉降，而后外排。
废水处置结果：
本实施例中，混凝沉淀预处理可实现悬浮物92％的去除率(出水浓度43.8mg/L)。电化学强化非均相催化氧化单元反应过程pH变化如图2所示，由图2可知，EHU内反应液的pH在20min时迅速跌至3.7，并在之后缓慢降低直至试验结束(pH＝3.3)。电化学强化非均相催化氧化单元(EC/CoFe2O4/PMS)抗生素废水处置效果如图3所示，其中，(a)为青霉素去除效率、(b)为NH3-N去除效率、(c)为NO3 --N去除效率、(d)为总氮去除效率、(e)为CODCr去除效率、(f)为BOD5去除效率、(g)为BOD5/CODCr值、(h)为TOC去除效率；由图3可知，经过240min的电化学强化非均相催化氧化处置后，CODCr、BOD5、NO3 --N、NH3-N、总氮、青霉素的去除效率可分别达到92.6％、80.6％、93.8％、95.2％、87.9％、97.9％，残留量分别为427.7mg/L、228.1mg/L、14.4mg/L、1.0mg/L、45.8mg/L、0.16mg/L，其中CODCr和BOD5未达到《发酵类制药工业水污染物排放标准》(GB 21903-2008)限值要求(CODCr：200mg/L，BOD5：60mg/L)；BOD5/CODCr值从初始的0.20提高至0.53；TOC去除率达到79.2％。EC/CoFe2O4/PMS单元处置后接续电刺激生物降解工艺的废水深度处置效果如图4所示，由图4可知，EBU反应结束时，CODCr、BOD5、青霉素的去除率分别达到82.3％、85.9％、47.5％，残留量分别为75.7mg/L、32.2mg/L、0.09mg/L，满足GB 21903-2008排放限值要求。
实施例2
铁碳催化剂(Fe@C)的制备：
采用水热法制备Fe@C催化剂，具体步骤为：将质量比为80:80:1的Fe(NO3)3·9H2O(8g)、蔗糖(8g)和十二烷基硫酸钠(SDS，0.1g)加入持续搅拌的100mL去离子水中，室温下超声处理1h。混合液于水热反应釜中150℃条件下反应3h，而后升温至160℃继续反应4h。反应液冷却至室温后将产物过滤，以去离子水和乙醇分别清洗3次，70℃条件下干燥4h。500℃氩氢气氛下碳化还原4h即得到Fe@C催化剂。
待处置抗生素废水的采集：
抗生素废水同实施例1。
废水处置工艺流程与设备：
废水处置工艺流程与设备同实施例1。
废水处置步骤：
(1)将抗生素废水引入调节单元进行预处理，预处理过程同实施例1；
(2)预处理后的废水进入电化学强化非均相催化氧化单元，加入硫酸钠(10mM)作为电解质，并投加催化剂Fe@C(投加量100mg/L)与氧化剂H2O2(投加量300mg/L)的，在投加催化剂和氧化剂的同时启动直流电源，直流电源恒流输出(工作电流为0-2A)，调节电化学体系电流至90mA，进行电化学强化非均相催化氧化反应，反应时间为360min；
(3)电化学强化非均相催化氧化反应完成后，催化剂通过管道过滤器过滤回收，过滤废水进入中和调质单元(NRU)，以NaOH(1M)调节过滤废水pH值至中性(7.0)；
(4)通过蠕动泵将中性废水泵送至电刺激生物降解单元(EBU)，投加功能菌剂(投加量1.0g/L)的同时启动直流电源(直流电源恒压输出，工作电压为0-200V)与曝气设备，调节电势梯度为0.5V/cm，溶解氧含量为5mg/L，进行电刺激生物降解反应，反应时间为36h；
(5)电刺激生物降解后的废水经检验达标后进入沉淀池自然沉降，而后外排。
废水处置结果
本实施例中，采用Fe@C作为催化剂、H2O2作为氧化剂的EHU体系同样可以实现抗生素废水的高效处置，本实施例电化学强化非均相催化氧化单元(EC/Fe@C/H2O2)抗生素废水处置效果如图5所示，其中，(a)为青霉素去除效率、(b)为NH3-N去除效率、(c)为NO3 --N去除效率、(d)为总氮去除效率、(e)为CODCr去除效率、(f)为BOD5去除效率、(g)为BOD5/CODCr值、(h)为TOC去除效率；由图5可知，经过360min的电化学强化非均相催化氧化处置后，CODCr、BOD5、NO3 --N、NH3-N、总氮、青霉素的去除效率可分别达到92.8％、82.8％、87.5％、89.9％、85.3％、93.3％，残留量分别为416.2mg/L、202.3mg/L、28.9mg/L、2.1mg/L、55.7mg/L、0.52mg/L，其中CODCr和BOD5未达到《发酵类制药工业水污染物排放标准》(GB 21903-2008)限值要求(CODCr：200mg/L，BOD5：60mg/L)；BOD5/CODCr值从初始的0.20提高至0.49；TOC去除率达到76.5％。EC/Fe-C/H2O2单元处置后接续电刺激生物降解工艺的废水深度处置效果如图6所示，由图6可知，EBU处置结束时，CODCr、BOD5、青霉素的去除率分别达到75.1％、78.7％、39.4％，残留量分别为103.6mg/L、43.1mg/L、0.32mg/L，满足GB 21903-2008排放限值要求。
以上所述的实施例仅是对本发明的优选方式进行描述，并非对本发明的范围进行限定，在不脱离本发明设计精神的前提下，本领域普通技术人员对本发明的技术方案做出的各种变形和改进，均应落入本发明权利要求书确定的保护范围内。
Claims (10)
1.一种抗生素废水的电强化处置方法，其特征在于，将所述抗生素废水进行非均相催化氧化降解后进行生物降解；其中，在非均相催化氧化降解过程中施加直流电，且在生物降解过程中施加直流电场。
2.如权利要求1所述的抗生素废水的电强化处置方法，其特征在于，所述在非均相催化氧化降解过程中施加直流电的电流参数为：电化学体系电流30-90mA；所述在生物降解过程中施加直流电场的电场参数为：电势梯度0.3-1.0V/cm。
3.如权利要求1所述的抗生素废水的电强化处置方法，其特征在于，具体包括以下步骤：
(1)将抗生素废水进行预处理；
(2)在预处理后的废水中投加催化剂与氧化剂，施加直流电，进行电化学强化非均相催化氧化降解；
(3)在电化学强化非均相催化氧化降解后的废水中投加功能菌剂，施加直流电场，进行电刺激生物降解；
(4)电刺激生物降解后的废水经检验达标后进入沉淀池自然沉降，而后外排。
4.根据权利要求3所述的抗生素废水的电强化处置方法，其特征在于，步骤(2)中所述催化剂为尖晶石型催化剂或铁碳催化剂，所述氧化剂为过一硫酸盐、过二硫酸盐或过氧化氢，所述催化剂的投加量为5-100mg/L，所述氧化剂的投加量为25-500mg/L，所述催化剂与氧化剂的质量比为1:3-5。
5.根据权利要求3所述的抗生素废水的电强化处置方法，其特征在于，步骤(3)中所述功能菌剂为硝化菌群和反硝化菌群的混合物，所述功能菌剂的投加量为0.5-1.0g/L。
6.如权利要求3所述的抗生素废水的电强化处置方法，其特征在于，步骤(1)中所述预处理的具体方法为混凝沉淀法、气浮法或吸附过滤法。
7.如权利要求3所述的抗生素废水的电强化处置方法，其特征在于，步骤(3)中在投加功能菌剂前先调节废水pH值至中性。
8.一种用于权利要求1-7任一项所述的抗生素废水的电强化处置方法的装置，其特征在于，包括依次设置的调节单元、电化学强化非均相催化氧化单元、中和调质单元和电刺激生物降解单元。
9.如权利要求8所述的装置，其特征在于，所述电化学强化非均相催化氧化单元中布设有呈二维对称分布的电极组，所述电极组包括2组阳极和1组阴极。
10.如权利要求8所述的装置，其特征在于，所述电刺激生物降解反应单元中布设有呈二维分布的电极组，所述电极组包括1组阳极和2组阴极。
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