高含盐工业废水是指工业生产活动中排放含盐总量大于1%的废水，所含盐类物质有氯离子、硫酸根离子、钠离子等，其主要来源有农药厂、电力厂、石油化工行业和煤化工行业等，本文主要讨论的是含盐量大于5%的废水处理技术。无机高含盐废水满足一定的指标可以直接外排临近海域，其他高含盐废水若不经处理直接排放，将会对生态环境产生巨大的破坏，因此需要对其进行合理处置。
1、高含盐废水的处理
对于高含盐工业废水，常规处置方法主要有生物法、膜法、热法等。生物法不适合含盐量大于2%的废水处理，热法处理主要是多级闪蒸和多效蒸发，膜法主要是反渗透。随着环境标准的提高以及环保技术的更迭，近年来，高含盐有机废水工业化应用较多是机械式蒸汽再压缩(MVR)、氧化、正渗透(FO)、焚烧等处置技术，有的企业甚至采用多种技术的联合来资源化处置高含盐废水。
2、各种技术的进展
(1)多效蒸发技术以单效蒸发为基础，利用前效产生的二次蒸汽作为后效的加热蒸汽，将多个蒸发器串联起来组成多效蒸发的过程。MVR技术与多效蒸发技术相比，显著的区别在于传统蒸发的能源来自蒸汽，蒸发过程中损失的能量都来自蒸汽，而MVR技术的能源来自电力，通过蒸汽压缩机做功，将物料蒸发产生的低温低压蒸汽压缩成高温高压的蒸汽，再次作为热源对原料液进行加热，大程度地回收了蒸汽潜能。因此相比于传统蒸发技术，MVR更加节能，并且具有热效率高、运行成本低、设备自动化程度高、占地面积小等特点。
由于MVR与传统多效蒸发均是物理处置过程，所以蒸发的原水水质不能太差，否则系统需要频繁置换和清洗，也会影响处置过程的效率;另外蒸发装置运行一段时间后累积的浓缩液处置也是一大瓶颈，现如今多数厂家往往采用浓缩液焚烧、氧化预处理等联合技术来彻底解决高含盐有机废水。
(2)氧化法以生成羟基自由基为主体，利用羟基自由基引发链式氧化反应迅速破坏有机物的分子结构，几乎可以无选择的氧化降解高浓度有机废水，而盐浓度的高低对该方法的影响可以忽略。根据产生自由基的方式和条件的不同，可分为湿式氧化法、超临界水氧化法以及其他催化氧化法等。
湿式氧化是指在高温和高压的条件下，利用空气或氧气作氧化剂，将水中有机物氧化成小分子有机物或无机物。湿式氧化的条件温度一般在120～320℃，压力在0.5～20MPa。若提高反应的温度和压力至水的临界点以上(温度374.3℃、压力22.05MPa)，水的基本性能会发生很大的变化，表现出类似于非极性有机化合物的性质，此状况下的反应就称为超临界水氧化。超临界水能与非极性物质和其他有机物完全互溶，同时超临界水还可以和空气、二氧化碳等气体完全互溶，而无机物特别是盐类在超临界水中的电离常数和溶解度则很低，多数盐类能够分离出来，对氧化反应几乎无影响。所以当用超临界水氧化法处理废水时，具有强氧化性的羟基自由基可将有机污染物彻底降解。
虽然湿式氧化、超临界氧化等氧化技术可以无选择的氧化降解各类污染物，但反应条件苛刻、对设备要求高的缺点限制其广泛应用。
(3)膜法是利用压力为推动力，利用不同孔径、不同材料的膜在一定的压力下将水与水中的污染物分离去除，根据膜的孔径大小可分为微滤、超滤、纳滤和反渗透等，近年来又陆续出现了正渗透(FO)技术。
正渗透技术用于高浓盐水的浓缩，可以将其浓缩至22～26万mg/LTDS。FO使用半透膜(原理等同于反渗透膜)，利用自然渗透压差,使水分子从待处理的高浓盐水中自然扩散到汲取液中，FO优点在于它运作过程不需要高压泵，系统能耗低，可以去除高盐水的溶解盐成分，由于FO低压工作特性，使得FO膜不可逆转的污染及结垢倾向比高压反渗透系统更低，系统更加安全可靠。汲取液是影响正渗透技术的关键因素之一：汲取液本身的渗透压直接影响正渗透的运行效率;汲取液的再生是正渗透工艺能耗的主要部分。因此，相关研究人员都将进一步增加汲取液的渗透压，增加正渗透过程的水通量，开发更加节能的再生工艺作为研究的一个重要方向。
(4)焚烧法是指在800～1000℃的高温条件下，高含盐废水中的可燃组分(主要是有机物)与空气中的氧进行剧烈的化学反应，释放能量并转化为高温的燃烧气和少量性质稳定的固体残渣，从而使高盐废水减容，实现无害化的目的。高含盐废水的焚烧通常有二燃室(温度控制在1100℃以上)，可以保证废水中有机物完全分解，炉子下端产出的固体盐可达到工业级别回用，同时废水产生的能量可以用于原料的加热、副产蒸汽等。受制于焚烧成本、盐的浓度和种类等因素，并不是所有的高含盐有机废水都适合焚烧，此外该工艺容易产生氮氧化物、二噁英等有毒物质，废水中的盐类对装置和设备也会产生一定程度的腐蚀。
目前工业化应用较多的是鳞板式焚烧炉，该炉型已在染料、化工、农药等多个行业都有较多的应用案例。鳞板式焚烧炉可根据企业自身特点及所在的区域优势，采用天然气或者煤气，甚至是企业的副产甲醇、氢气等为燃料，将高盐有机废水通过焚烧处理，烟气达标处理的同时还能得到副产盐，一举双得。
在酸性(有氧)条件产生的电极电位差比酸性(无氧)条件产生的电极电位差高1.22V，曝气可以增加原电池氧化能力;阳极Fe不断生成的Fe2+离子避免了阳极钝化，而且Fe2+离子具有一定氧化性，促进了电化学腐蚀，提高了处理效果。
1.2 氧化还原理论
由方程式1-1、1-3可知，酸性条件下产生Fe2+离子和原子H以及阳极Fe0能改变废水中某些污染物的性质来提高废水可生化性，例如硝基苯类和偶氮有机物被还原产生胺基。Fe0是活泼金属，可以有效还原含Cu2+、Pb2+等属废水，Fe2+离子能降低含Cr2O72-废水的毒性，Fe0还可以还原硝酸盐。
1.3 氧化还原理论
吸附絮凝理论可以分为两种情况：电极使用的材料具有一定的吸附物质能力和反应过程生产一些具有吸附能力的化学物质。阳极使用的材料一般为铸铁屑，具有多孔结构和比较大的比较面积，其表面活性较强能吸附一些污染物质。当额外投加活性炭作为阴极材料时，活性炭也会吸附废水中的污染物质。
为阴极材料时，活性炭也会吸附废水中的污染物质。阳极Fe在工作过程中产生Fe2+，Fe2+在曝气条件下可以生成Fe3+，将废水溶液pH调至碱性可以产生具有高效絮凝能力的Fe(OH)2、Fe(OH)3，反应方程式见2-1、2-2：
废水中的胶体因电荷异性相吸而沉淀，其余的悬浮物和不溶物质通过吸附絮凝产生沉淀。
1.4 微电场理论
因微电解中Fe级(正极)和C级(负极)在工作过程中存在一定电位差，从而产生的电场。废水中不溶性颗粒和极性物质在电场作用下富集在电极附近，形成大颗粒后沉淀，具有去除部分污染物的效果。
2、影响因素
对于微电解的影响因素的研究目前主要关注废水pH值、反应时间、铁屑种类及粒径、铁碳比、曝气量等。
2.1 pH
由反应方程式1-1和1-4可知废水初始反应pH对于微电解具有显著的影响，酸性条件下产生的电极电位差比中性或碱性产生的高。虽然酸性越强反应越快，但是生成的Fe2+过多会导致产生的污泥量增加，以及废水溶液pH调整回中性时产生额外的碱消耗，一般大多中试实验以及工业应用选择pH为3~7左右。
李宏伟等利用微电解处理钻井废水时发现：pH<4时，随溶液pH值升高COD的去除率逐步升高。pH=1时COD去除率低，pH>4时COD去除率变化幅度不大；颜兵等研究双甘膦废水降解研究中利用微电解技术，考察pH值对COD去除率影响，pH=3时COD去除率高达72%，其余情况下COD去除率都有所降低。
2.2 反应时间
反应时间是影响微电解效果的一个重要因素，不同的废水具有不同的佳反应时间，而且溶液初始pH值也影响反应时间。
张金良在研究微电解处理某精细化工废水，该废废水特点水质水量波动大。控制废水pH=3、气水比≈400的条件下，反应时间达4h时COD去除率达高为53%，此后延长时间COD去除率没有提升。代秀兰研究微电解技术处理含铬电镀废水，实验过程中发现Cr6+的去除率不受时间影响；而Ni2+的去除率受时间影响，从20min到80minNi2+的去除率上升幅度比较大，80min后上升幅度减缓，到120min时达到。
2.3 铁屑种类和粒径
铁屑的种类决定了铁屑中碳含量，铁屑的粒径影响铁屑在反应过程中与废水的接触面积。铸铁屑比铁刨花和钢铁屑处理效果好，但材料成本高，而铁刨花和钢铁屑易得且属于废物再利用。相同一种铁屑活化后效果由于没有活化的;铁屑的粒径理论上是越细越好，因为越细铁屑的比表面积越大，反应效果越好，但粒径太细不容易控制导致铁屑随水流出或直接在反应器内板结，一般选择在60~80目之间。
马业英等在研究铁屑、铸铁屑及磁性铸铁屑这三种铁屑处理含铬废水，磁性铸铁屑效果佳。陈水平研究铁屑微电解技术处理船舶含油废水时，铁屑粒度(目)分为20~40、40~50、60~80、>90，柴油基废水油份去除率分别为65.1%、73.1%、92.1%、93.2%，渣油基废水油份去除率分别为57.2%、66.3%、90.1%、92.3%。从实验数据来看粒度越大，油份去除率越高，但粒度在60~80和>90油份去除率相差不足3%，考虑处理效率，粒度在60~80目之间即可以取得良好的效果。
2.4 铁碳比
加入的碳与铁屑可以形成宏观电池，加快了铁屑的腐蚀速率且可以保持填料层一定的空隙率。碳的选型对于微电解处理效果也具有一定影响，铁碳比(体积比)由实验确定，一般为1︰1~2︰1。
张荣全研究微电解技术处理霜脲氰废水时考察了不同铁碳比COD和CN-的去除率，具体铁碳比为1︰10、1︰5、1︰3、1︰1、3︰1、5︰1、10︰1，COD和CN-的去除率都在铁碳比为3︰1时达到高。孙莹莹等研究微电解技术处理聚氯乙烯(PVC)离心母液，考察铁碳比对COD和聚乙烯醇(PVA)去除率的影响，具体铁碳比为1︰3、1︰2、1︰1.5、1︰1、1.5︰1、2︰1、3︰1，铁碳比=3︰1时COD去除率高，铁碳比=1︰3、1︰1.5、2︰1时PVA去除率高。
2.5 曝气量
由化学反应方程式1-2、1-4可知有O2参与，微电解电位差很大，对于处理效果有很大影响。曝气可以增加铁屑与弹力的接触程度，避免出现板结现象。
于璐璐等研究微电解处理含氰废水时，考察了曝气对COD的去除效果和Fe2+溶出量。曝气量从0到300L/h，当曝气量=150L/h时Fe2+溶出浓度为高达到3g/L，此时COD的去除率高为61.6%。此后曝气量增加，效果变差，曝气产生的气泡阻止了填料与污染物质的接触反应。杨玉峰应用微电解技术处理制药废水，控制其他实验参数对比曝气与不曝气去除COD的效果，曝气情况下COD去除率比不曝气情况下COD去除率高13.6%，实验说明曝气对微电解具有一定影响。
3、技术优缺点
微电解研究和应用至今体现出一些氧化技术无法比拟的优点，例如：材料易获得且符合废物再利用、设备造价成本低、应用广泛且操作简单等;但也体现出一些需要改进的现象，例如：长时间运行容易出现板结现象、物化污泥量大等。
4、工业应用
4.1 电镀废水
邓小红等在某电镀厂改造过程中以微电解技术作为主体处理单元，控制进水pH=3~4，铸铁屑、活性炭、鹅卵石比例为3︰2︰1。调试运行稳定后Cr6+、Ni2+、COD和PO43-(以P计)的平均去除率分别为99.5%、95.8%、44.6%和99.2%。孙萍等利用铁炭微电解处理电镀混合废水，控制进水pH=2~3、曝气量0.25~0.35m3/min、铸铁与炭质量比为1:1和反应时间为25~30min，出水Cr6+、总铜、总镍和总氰去除率分别为85%、98.8%、99.6%和99.7%。
4.2 印染废水
董岁明等采用微电解处理染料废水，同时探讨了静态和动态两种模式的废水pH、铁碳投加量、反应时间对处理效果的影响，静态模式中研究发现pH=4，铁碳质量浓度为450g/L，反应时间90min，COD和色度去除率分别为77%和79%；动态模式研究发现，反应时间100min，铁碳质量浓度为700g/L，COD和色度去除率分别为89%和98.7%。Han等自制一种新型的内循环微电解反应器,他们通过对比传统固定床微电解反应器与自制的内循环微电解反应器对染料废水的处理效果,发现自制的内循环微电解反应器的COD和色度的去除率分别比传统的高50%和58.5%。
4.3 化工废水
杨家村利用铁碳微电解与生化联用技术处理高浓度医药废水，采用上流反冲型式及强制机械搅拌来避免铁碳填料板结和失活。经过微电解处理废水pH由1.5提升到4.5，且废水B/C得到提高，降低了后续生化负荷，实现出水达标。黄燕萍等采用铁碳微电解+水解酸化/+MBR组合工艺对制药废水进行预处理试验，研究结果表明，反应初始废水pH=4、铁碳质量比4︰5、铁碳填料质量浓度为400g/L、曝气量为3L/min、反应时间为180min时，微电解工艺的COD去除率达47.5%，废水的可生化性由0.23提高至0.38，降低了后续水解酸化和MBR的负荷。