污水处理厂碳中和运行技术研究进展
导读：2021年河南暴雨导致的洪涝灾害给人类敲响一记警钟：如果继续任由全球变暖肆意发展，人类未来的境遇将不堪设想。温室气体排放存在于生产生活的各个环节，而且其与极端天气出现的连锁反应较长，导致常常选择性忽视温室气体排放的后果。但逃避解决不了问题，为了控制全球变暖的发展趋势，2016年4月22日全世界178个缔约方共同签署了《巴黎协定》，长期目标是将全球平均气温升幅控制在2 ℃以内。各国积极响应纷纷制定碳中和目标，我国在2020年9月提出二氧化碳(CO2)排放力争2030年前达到峰值，努力争取2060年前实现碳中和。
在气候变化产生影响的温室气体中，最主要的是CO2，因此，在讨论温室气体排放的时候，常用“碳排放”一词作为代表。据统计，污水处理行业的电力消耗占全球的3%，一座中型规模的污水处理厂(规模为10万m3/d)每日的CO2排放量等同于6 000辆轿车每日的排放量。随着社会的发展，污水处理总量与处理标准会持续上升，污水处理行业的能耗需求也随之增加，及时扭转这一趋势迫在眉睫。近年来，污水处理厂的设计和运行越来越注重在不影响出水质量的前提下，尽量减少能源消耗，如实施低碳新工艺(厌氧氨氧化工艺)，提高设备性能和设备运行的供需平衡。仅是被动节能无法实现污水处理厂的碳中和运行，污水中蕴藏着丰富的化学能和物理热能，因此，还可以主动开发污水中的能源。污水处理是耗能行业，能量输出看似天方夜谭，但是国际上早已有污水处理厂碳中和运行并向外输出能量获利的先例，如奥地利Strass污水处理厂。
本文首先明确城市污水处理厂的碳排放源，后从“节能”和“开源”两个角度详细介绍了实现污水处理厂碳中和运行的技术。
一、城市污水处理厂的碳排放源
1.1直接排放
污水处理厂直接排放的温室气体有3种：CO2、甲烷(CH4)、氧化亚氮(N2O)。谢淘等评价了北方某座污水处理厂的温室气体排放，结果表明该厂温室气体直接排放占总排放的60%以上。
非CO2的温室气体(CH4和N2O)的温室效应增温潜势比CO2大很多，根据联合国政府间气候变化专门委员会(IPCC)报告，CH4温室效应增温潜势是CO2的25倍，N2O温室效应增温潜势是CO2的296倍。污水处理厂是非CO2温室气体排放的主要贡献者，据估计，在2005年—2030年相当于全球非CO2温室气体总排放的4.6%～5.2%。
1.1.1 CO2的直接排放
IPCC于2006年发布了最新温室气体指南《IPCC国家温室气体清单指南》，其中将CH4和N2O列为城市污水处理厂直接排放的温室气体，CO2的直接排放未被列入。原因是这部分碳元素一般被认为来源于植物光合作用，起因是大气中CO2被吸收、固定到植物中所形成的有机碳，这部分碳被称为生源碳，是大气中原本就存在的CO2。然而，污水处理厂进水中不只有生源碳，如洗涤剂、化妆品和药物等最初来源为石油化工产品，并非原生态的自然原料，这部分碳不应与生源碳混为一谈，称为化石碳。且尽管生源碳来自于大气碳库，但目前大气碳库早已非原生态下的碳存量，所以很难将生源碳和化石碳划分清晰。鲍志远计算了4座污水处理厂化石源CO2排放量，占总CO2排放的29.59%～51.80%，因此，忽略化石碳的直接排放会造成温室气体碳足迹计算的缺失。
污水处理过程中CO2的直接排放有3个途径：一是进水中CODCr的好氧降解；二是微生物的内源呼吸作用；三是反硝化过程，主要来源是好氧细菌的降解活动。Shahabadi等估算了某一食品加工废水处理厂的CO2排放，结果表明CO2直接排放占总CO2排放量的38%。
1.1.2 N2O的直接排放
传统活性污泥工艺脱氮要经过进水氨氮硝化过程和反硝化过程，这两个过程都是产生N2O的主要途径。硝化过程中发生的硝化细菌反硝化作用是活性污泥系统产生N2O的主要途径，尤其是在缺氧或低氧条件下更为明显。在硝化过程中另一个产生N2O的途径是，硝化细菌将NH2OH氧化为NO2-的过程中产生副产物N2O，或者由亚硝酸盐或氨氧化中间产物羟胺的化学分解作用产生。反硝化过程中N2O是中间产物，在N2O还原酶的活性因外界因素的影响降低或失活的情况下，N2O还原受阻，导致N2O的积累与排放。赵丛对山东省诸城市某污水处理厂各处理构筑物中N2O释放量进行了测定，结果表明厌氧池、缺氧池、好氧池和污泥浓缩池是N2O的主要释放来源。
1.1.3 CH4的直接排放
污水中的CH4来源于产甲烷菌厌氧降解有机物，产甲烷菌一般为专性厌氧菌，所以在厌氧的环境下有可能产生CH4。
在污水收集和输送的管道中，污水处在厌氧环境，这给产甲烷菌厌氧降解有机物制造了条件，使污水处理厂的进水中携带了大量溶解态CH4，可能会在后续搅拌和曝气的过程中排放。根据赵丛对山东省诸城市某污水处理厂各处理构筑物中CH4释放量测定结果，最高CH4通量出现在曝气沉砂池中。鲍志远对厌氧好氧(AO)工艺运行的污水处理厂进行温室气体的监测，结果表明CH4在好氧池中排放量最大，非曝气单元的排放量较低，可能是由于AO工艺缺少严格的厌氧环境。张星等对南京市某污水处理厂的各个构筑物进行了采样分析，结果表明氧化沟、厌氧区、旋转沉砂池、二沉池和缺氧区是该污水厂的主要CH4释放构筑物。因此，好氧处理单元和厌氧处理单元都是重要的CH4的排放源。
1.2间接排放
污水处理厂的间接碳排放来源于电耗和药耗。
电能主要来源于煤炭的燃烧，会间接排放CO2。污水处理厂主要耗电设备有曝气设备、污泥处理设备、提升泵。曝气设备是污水处理厂最大的电能消耗来源，占总电能消耗的49%～60%，污泥浓缩过程占11%、厌氧消化占9%、提升泵占8%。总的来说，污水处理厂超过一半的碳排放可以归因于电力消耗。
药耗主要有外加碳源、絮凝剂和助凝剂、液氯、控制酸碱度消耗的碱。每种药剂在其生产及运输等过程中也会有温室气体的排放，用其相应的碳排放系数进行衡量。
二、城市污水处理厂碳中和运行技术
为实现城市污水处理厂碳中和运行，节能是必要的，如应用低能耗的碳氮两段法(新型AB工艺)，提高设备性能和设备运行的供需平衡。除了被动节能，污水中还蕴藏着有丰富的能源，如化学能和物理热能(图1)。
图1 城市污水处理厂的碳中和运行技术路线
2.1节约能源
2.1.1 工艺
传统活性污泥法是将污水中的有机物通过曝气转化为生物质和CO2，其结果是“以能消能”“转嫁污染”，虽然传统活性污泥法从20世纪初得到推广应用，100多年来一直作为污水处理行业的主流技术，但是显然其与现在追求的可持续发展观念背道而驰。未来可持续的工艺是新型AB工艺，即A段负责高效碳捕获，目的是使污水中的有机物在生物氧化之前被捕获，后续用于能量回收，经A段处理后的污水呈现低碳氮比的特性，所以在B段实施低碳源需求新技术(厌氧氨氧化技术)，进一步去除污水中的污染物。
新型AB工艺现在大多停留在实验室规模和中式规模的研究，近年国内外学者对新型AB工艺的成功实践如表1所示。
表1 近年国内外学者对新型AB工艺的成功实践
注：PN/AMX为短程硝化厌氧氨氧化工艺。
2.1.1.1 高效碳捕获
典型城市污水处理厂中初沉池的出水化学需氧量(COD)/总氮(TN)一般为7～10，这对于厌氧氨氧化反应来说明显过高，预先去除CODCr对于创造适宜的CODCr/TN是必要的。碳捕获技术可分为生物捕集、化学捕集、物理捕集。
(1)生物捕集
①HRAS
HRAS的本质是限定参数下的活性污泥工艺。与传统活性污泥法相比(表2)，HRAS需要控制较低的污泥龄(SRT)、水力停留时间(HRT)和溶解氧(DO)。HRAS在中试规模中对CODCr捕获率为25%～50%，小试规模下能达到55%的CODCr捕获率。HRAS具有有机物的矿化率低、富集有机物污泥的产量大和污泥产CH4潜势高等特点。
HRAS出现于1923年，因其耗能较低，曾经被广泛应用，但是其高效捕捉CODCr的能力导致后续传统反硝化脱氮碳源不足，因此，HRAS被逐渐淘汰。随着可持续发展的深入人心和厌氧氨氧化反应的出现(厌氧氨氧化恰好需要低碳氮比)，HRAS重新焕发生机。碳中和运行的先驱奥地利Strass污水处理厂采用HRAS捕获了进水中60.7%的CODCr。
HRAS应在最大限度地捕获污水中CODCr的同时，最大限度地减少CODCr矿化量(损失量)。低DO浓度似乎是控制CODCr氧化损失的有效手段，但Jimenez等的试验结果显示，DO质量浓度在0～0.5 mg/L时，随着DO的升高CODCr的捕获量显著增加；DO质量浓度在0.5～2 mg/L时，随着DO的升高CODCr的捕获量缓慢上升，且DO越高混合液的胞外聚合物(EPS)含量越高。大量研究表明，碳捕获率与EPS的产量呈现正相关。并且在较低的DO条件下，污泥中微生物种类较少，多种丝状细菌适合在低DO条件下生长，导致污泥难以沉降。因此，依靠DO浓度来控制CODCr氧化损失是不明智的。研究表明，SRT与CODCr矿化量有关，Jimenez等的试验结果还显示，运行SRT越短，系统中CODCr矿化损失量越少，这与Meerburg等的试验结果一致。
在高负荷率和短SRT下产生的污泥具有较差的沉降特性，一些作者指出HRAS系统较差的沉降特性是主要的运行缺陷之一，Cagnetta等将HRAS与溶气气浮(DAF)结合使用，成功地改善了HRAS系统的固液分离能力。
高负荷-再生法/高负荷接触-稳定工艺(HRCS/HiCS)结合了“吸附-再生”工艺(CS)和HRAS的优势。HRCS的装置形式是HRAS的基础上再设置一个池子，用于在与进水接触之前对回流污泥进行曝气，使污泥处于“盛宴-饥饿”状态，回流污泥在与废水(盛宴)接触之前，在一个稳定阶段(饥饿)曝气，被间歇喂食的污泥提高了活性污泥吸附容量、CODCr去除率和絮凝能力。据报道，实验室规模的HRCS可以捕获55%～(70%～80%)的CODCr。Dolejš等在中试规模采用HRCS工艺对原污水进行生物絮凝，在不使用化学药剂沉淀的情况下，高达76%的CODCr被捕获到污泥中，46%的CODCr用于随后的厌氧消化，能量回收潜力达到每克进水CODCr生成0.33～0.37 g CH4。
表2 传统活性污泥法与HRAS运行参数的比较
②厌氧工艺
经过厌氧处理的出水通常可获得低于2.5的CODCr/TN，CODCr去除率为60%～92%，可以为后续的B段处理提供一个理想的环境。厌氧工艺不需曝气，污泥的生长率仅为活性污泥工艺的10%～20%，并且不同于HRAS的是可以将进水中被捕获的CODCr直接产生沼气。
厌氧工艺的反应器形式有上流式厌氧污泥床(UASB)、膨胀颗粒污泥床(EGSB)、厌氧流化床生物反应器(AFBR)等。实验室规模的UASB总CODCr去除率为65%～90%，用于主流城市污水处理;大规模的单级UASB系统可以去除城市污水中45%～75%的总CODCr；实验室规模的AFBR总CODCr去除率为88%。
Gu等研究开发了一种新型的一体化A-2B工艺，以AFBR为A级，序批式反应器(SBR)为B1级，厌氧氨氧化移动床生物膜反应器(MBBR)为B2级。A级的出水一部分进入B1级，另一部分与B1级的出水混合进入B2级，实现了稳定、可持续的厌氧氨氧化，脱氮率为74%。详细的质量平衡清楚地显示，A段CODCr捕获率为92%，进水中58%的CODCr直接转化为CH4，减少了至少75%的剩余污泥。
溶解CH4是厌氧工艺不可忽视的问题，据报道，20%～50%的CH4被溶解在处理过的污水中，溶解的CH4将导致城市废水处理厌氧过程的能量效率降低，并增加其释放到环境中的风险。为此，一些技术如下流式悬挂海绵反应器、脱气膜、闪蒸室等，已经开发用于溶解CH4的回收或去除。
(2)化学捕集
化学捕集常称为化学强化一级处理(CEPT/CEPS)。CEPT的原理是投加絮凝剂中和污水中胶体表面的负电荷使胶体脱稳，促进形成更大的絮凝体、增加沉降速率。CEPT可看作是初沉工艺的强化形式。一项对美国100家污水处理厂的调查结果表明，CEPT可去除80%～90%的总悬浮固体(TSS)、50%～80%的BOD5和45%～80%的CODCr，增加了近45%的污泥产量。
CEPT的CODCr捕集效果取决于化学絮凝剂的种类、投加量及进水水质。无机絮凝剂如明矾和氯化铁(FeCl3）是CEPT工艺中最常用的絮凝剂。Dong等评估了7种不同类型的聚合物与FeCl3结合，确定了一个最佳组合：15 mg/L FeCl3和0.5 mg/L聚合氯化铝(PAC)，对总CODCr、可溶性CODCr、TSS和总磷(TP)的去除率分别为76%、58%、89%和84%。
可溶性CODCr难以通过CEPT去除，即几乎所有可溶性CODCr(至少占城市污水总CODCr的30%)都可能进入B段，并且据报道添加化学混凝剂会对废污泥后续厌氧消化效率产生不利影响。
(3)物理捕集
物理捕集主要有膜分离、DAF、动态滤池技术。
膜分离是以具有选择性透过功能的薄膜为分离介质，以压力差、浓度差、电势差等为推动力，使原料中的一种或多种组分选择性优先透过膜，从而达到对混合物分离和产物提取、浓缩、捕集等目的。根据膜孔径大小的不同可以分为微滤(MF)、超滤(UF)、纳滤(NF)和反渗透(RO)，膜污染和膜能耗这两个突出问题阻碍了膜分离的大规模工程应用。
DAF原理是由气体(通常是空气)使液体过饱和而产生直径为10～100 μm的空气微气泡，微气泡与污水中的颗粒物黏附，在密度差的作用下气泡携带颗粒物上浮到水面，它在去除颗粒方面非常有效。据报道，两级DAF和双介质过滤的组合可使悬浮固体(SS)和CODCr去除率分别达到99%和75%～85%。
动态滤池工作原理是砂床作为絮凝反应器和过滤器同时工作，由于不需要任何浓缩、沉淀、浮选步骤，可使处理厂空间要求减少70%～80%。根据水力加载率、过滤器设计和介质特性的不同，SS的去除效率可能为50%～90%。
2.1.1.2 低碳新技术
经A段高效碳捕获后，传统污水处理工艺因碳源不足而无法实现后续充分异养反硝化过程，而厌氧氨氧化恰好不需要有机碳源。厌氧氨氧化是微生物直接以HCO3-或CO2作为碳源，将NH4+和NO2-转变成N2的过程，它被认为是传统污水处理工艺规则的改变者(图 2)。
图2 厌氧氨氧化原理示意图
20世纪80年代末期厌氧氨氧化现象在荷兰被发现，荷兰代尔夫特理工大学进行了厌氧氨氧化菌的富集与证实，这成为了污水处理领域的里程碑事件，很快世界范围内开始了相关研究。其优势有：不需投加碳源；节省60%的需氧量；剩余污泥的产量减少80%，节省污泥处置费用；温室气体产量少。
实现厌氧氨氧化反应，NO2-的产生是先决条件。目前有两种NO2-的产生途径，一是短程硝化(PN)，二是短程反硝化(PDN)，PN与PDN对比如表 3所示。Zhang等认为PN/AMX在曝气相关能耗、污泥产率和CODCr利用率方面均优于短程反硝化厌氧氨氧化(PDN/AMX)，表明PN/AMX可能比PDN/AMX更具经济可行性。李健伟等则认为PDN/AMX是一项具有较强可行性的新型污水处理工艺技术，有助于城市污水处理中AAO工艺的脱氮。
表3 PN与PDN对比
目前基于厌氧氨氧化原理的污水生物脱氮工艺主要有3种：一段式PN/AMX工艺、两段式PN/AMX工艺、PDN/AMX工艺。截至2014年，在欧洲、亚洲和北美，已有200多家基于厌氧氨氧化原理的污水处理厂成功运营，但都是应用在处理高氨氮废水，如污泥厌氧消化液(即侧流处理)和垃圾渗滤液方面。基于厌氧氨氧化原理的主流城市污水处理厂应用较少，目前较为成功的应用是新加坡樟宜回用水厂、奥地利的Strass污水处理厂以及中国西安第四污水处理厂(表4)。限制厌氧氨氧化工艺在主流城市污水处理厂应用的技术瓶颈：抑制厌氧氨氧化菌的竞争性微生物亚硝酸盐氧化菌(NOB)的生长；厌氧氨氧化菌大量富集为工程所用；获得高标准的脱氮效果。
表4 基于厌氧氨氧化原理的主流城市污水处理厂工艺应用
厌氧氨氧化技术符合现在污水处理行业低碳节能的发展目标，拥有广阔的应用前景，但限制其在主流城市污水应用的技术瓶颈在短时间内难以突破。与其追求实现城市污水完全的自养脱氮，还有两条不错的选择：一是主流部分厌氧氨氧化，即异养耦合自养脱氮过程，不仅有可能实现污水生物脱氮系统的高效处理和出水达标，同时还可能显著降低工程建设的造价、处理能耗和运行维护费用等；二是厌氧氨氧化技术与传统生物脱氮技术进行组合，即将厌氧氨氧化反应池与传统脱氮除磷反应池串联或并联，使二者的优势互补，工艺流程相对简单，不但适用于新建工程，也适合于提标改造工程，具有较强的可操作性。
2.1.2 设备
污水处理中最耗能的设备是曝气系统和泵送装置。曝气系统能耗占污水处理过程总能耗的49%～60%，泵送装置占8%。因此，设备节能方面主要集中在优化曝气和改善泵送。
例如，用超细气泡扩散器替代传统扩散器可实现10%～20%的曝气相关节能；美国的Gresham污水处理厂通过安装两台高效涡轮鼓风机和超细气泡空气扩散器，节约了6.5%以上的电能。Gruneck污水处理厂从高压涡轮桨轮鼓风机系统升级为Aerzen转叶鼓风机系统，节约了8%的能源。
除了提高设备本身的性能，设备运行的供需平衡也很关键。许多污水处理厂存在“小马拉大车”或“大马拉小车”的现象。
当今主流的曝气过程控制方式是DO作为后馈参数控制曝气，实践证明这种控制模式存在诸多缺欠。欧美等发达国家近些年开始采用基于营养盐信号的后馈或前馈/后馈闭环控制，在改善出水水质的同时，可以降低15%～30%的运行能耗，并提高处理过程稳定性。
采用变频调速技术是泵送系统最节能的流量控制方法，从小型污水处理厂(70 000 kW·h/a)到大型污水处理厂(2 800 000 kW·h/a)均能有效节能。但是如果没有正确选择和应用变频器反而会浪费能量，低于满负荷的75%运行时，变频器的效率可能非常低。
2.2开发能源
只降低废水处理过程中的能耗无法实现污水处理厂的碳中和运行，必须还要主动利用污水中的能源。
2.2.1 污水中的有机能源(CODCr)
城市污水处理厂的进水中含有大量的CODCr，为了使出水达到排放标准,需要去除污水中的CODCr。传统的污水处理工艺将进水中CODCr大部分好氧转化为CO2，CODCr实际上含有大量化学能，与其将CODCr用“以能消能”方式去除，不如转化为能源物质(如CH4)加以利用。CH4是一种燃烧热较高的清洁能源，其热值为8.4×104 kJ/kg，在燃烧时可以同时提供电能和热能。
去除每克CODCr大约需要1.5 kW·h电能，同时产生0.3～0.5 g的污泥，反之将1 g CODCr转化为CH4的理论化学能为13.9 kJ。这表明如果如前所述A段尽可能地捕获CODCr回收能源；减少与曝气有关的能源消耗；减少剩余污泥的产生。
郝晓地等以北京某市政污水处理厂为例计算其化学能转化，案例污水处理厂的进水CODCr质量浓度为400 mg/L，将初沉与剩余污泥进行厌氧消化产CH4并实施热电联产，产能为11 805 kW·h，厌氧消化池的实际能耗为66 945 kW·h，能量产出远高于厌氧消化池的能量投入。
厌氧消化回收CODCr在欧美已广泛应用，奥地利Strass污水处理厂通过利用剩余污泥厌氧产CH4，运行能量平衡率能够达到108%，即该污水处理厂仅通过回收剩余污泥中的有机能源一项便能满足其全部能源消耗。尽管污泥厌氧消化能量回收产CH4的核心技术已发展成熟，但它只安装在大中型污水处理厂经济上是可行的，我国目前仅有不到5%数量的城市污水处理厂采用污泥厌氧消化系统。
许多现有的厌氧消化池负荷不足，且单一基质的厌氧消化存在一些与基质特性有关的缺陷。将有机废物(如厨余垃圾、油脂)与污泥混合进行厌氧共消化，有助于调整厌氧消化基质，增加有机负荷、沼气产量和能量回收，更有效地利用沼气池容积和减少生物固体产量，减少投资。Gruneck污水处理厂通过添加食物垃圾共同消化使能源自给率增加16%，Strass污水处理厂通过厨余垃圾与污泥的共消化提升CH4产气量，到2014年能量补偿率达到200%，不仅可以满足污水处理厂自身的运行，还能对外输出电能获得经济效益。
但是厌氧消化过程的整体能源效率较低，只有30%～50%的总CODCr能被降解成沼气，这意味着若没有足够的外源有机废物进行共消化，仅利用污水中的CODCr较难实现污水处理厂的碳中和运行。并且污泥厌氧消化后仍有大量的残渣要处理，厌氧处理不当(如CH4泄露)可能会影响邻近环境。实现高效稳定的CH4产出，还有很多技术上的瓶颈需要突破。
2.2.2 污水中的物理热能
污水中化学能的开发一直备受关注，厌氧消化产CH4已是老生常谈。但是我国市政污水处理厂有机物浓度普遍偏低，一般仅为欧洲国家的1/2，事实上污水中余温热能较化学能实际可利用量更大。
污水中的物理热能是一种重要的可再生能源，污水余温约占城市总废热排放量的40%。污水排放出口温度(平均温度为27 ℃)比自来水温度高出2～17 ℃，且污水四季水温波动不大、流量大而稳定。当CODCr质量浓度为400 mg/L时，热能与化学能的比值约为3。以我国为例，污水处理厂至少50%的能耗可以从热能中回收，完全有可能抵消化学能利用的不足造成的碳中和目标无法实现。
郝晓地等以北京某市政污水处理厂为例，计算将水源热泵系统从污水中获取的热能与污泥厌氧消化产CH4后热电联产转化的化学能，有机物化学能可满足碳中和运行能量需求的53.2%，碳中和赤字能量(46.8%)利用不足15%的出水量中热能即可获得满足。
在20世纪七八十年代，欧洲国家及日本就已开始利用污水中的热能，世界范围内现有至少500个污水源热泵应用实例。
污水余温热能利用有原位利用和集中利用两种方式。
(1)原位利用
原位利用可分为管道原位利用、居家原位利用。
居家原位利用是指在用户端安装家庭热交换器，污水经过热交换器所获得的热量直接供家庭使用。管道原位利用是指在市政管道中安装热交换器，获得的热量供周围建筑物使用。目前国内外污水余温热能利用以原位利用为主。
瑞士研究人员报告称，超过15%的建筑热能通过下水道系统流失。在法国，建筑物出口的废水温度为27～35 ℃，在进入污水处理厂之前，温度垂直下降到13 ℃。原位利用可以降低这部分的热损失。但是原位利用使得污水处理厂进水温度下降，低温不利于脱氮过程，可能会影响污水处理厂的正常运行。不同国家制定了各自的污水进水最低温度标准，以确保污水处理厂的高效运行，例如瑞士规定污水处理厂进水水温不得低于10 ℃。
在巴黎南特尔的一个低碳区建设过程中，将热交换器集成到下水道网络中，建设了一个800 m长的集中供热网络。Guo等评估发现热泵系统温室气体减排约75%，CO2排放量比燃气供暖少4倍。Wong等分析了香港高层住宅淋浴水热回收情况，将单通逆流热交换器水平安装在淋浴排水下方，用于预热冷水，结果表明可回收4%～15%的淋浴热水热量。
需要注意的是若污水含污染物较多，污垢会在热交换器表面堆积，它增加了热交换器的热阻，一般称为污垢阻力。由于污垢阻力，热交换器的传热性能下降，节能较少，并增加了设备的维护成本。挪威从1980年开始便专注于建设管道原位利用的污水热能热泵系统，并开发了淋水式热交换器，用以解决热交换器堵塞问题。因此，原位利用需要足够的清洁技术，以保持热交换器有效传热。
(2)集中利用
集中利用是指从污水处理厂出水中提取热能供污水处理厂内部、周边住宅或企业利用。
污水处理厂进水温度较高，但是进水含有大量污染物会影响热交换器的性能。出水中的污染物含量很低，研究发现出水比进水有更大的潜热值，且从出水中提取热能不会对污水处理过程造成任何影响，所以选择出水进行热能的利用。
因远距离传输热损失较大，集中利用受限于短距离利用(3～5 km)，这使废水中只有一小部分可用热量被利用。Chae等在韩国的Kiheung Respia污水处理厂利用回收的热量提供了污水处理厂区域内建筑物所需的供热需求，但是供热需求仅使用了出水中可用热量的2.2%。由此可见污水中的许多可用热量仍未被利用，污水处理厂热能利用的稳定出路是如今需要关注的问题。
利用污水处理厂出水进行热能交换早已不是技术难题，荷兰等欧洲国家早在20世纪七八十年代便建成超过50个污水处理厂余温热能利用工程。
被热泵交换出的热能温度一般在50～80 ℃，属于低品位能源，不能用于发电，只能被就近直接利用，这只能很有限地利用污水中的余温热能。原位利用解决了远程输送导致热损失的问题，但是存在热交换器堵塞、损坏等问题，并且在冬季很可能导致污水处理厂进水温度低而影响后续生物处理的正常运行。
基于此，未来污水余温热能的利用方向应是在出水集中利用的基础上，应用利用污水余温热能干化污泥的技术，干化后的污泥可用于焚烧发电。这实现了低品位热能向高品位热能的“华丽转变”，使集中利用不再受距离限制，污水中余温热能有了大而稳定的出路。此外，污水处理厂多建在郊区，可以在其附近发展种植业，为农业大棚供热。
三、结论与展望
污水中含有丰富的淡水、能源和营养物，而不是“废物”，污水处理厂不应再被认为是污染去除系统，而应是资源和能源回收工厂。实现污水处理厂碳中和运行的方案有如下几点。
(1)应用新型AB工艺。即A段负责高效碳捕获，目的是使污水中的有机物在生物氧化之前被捕获，后续用于能量回收，经A段处理后的污水呈现低碳氮比的特性，所以在B段实施低碳源需求新技术(厌氧氨氧化技术)，进一步去除污水中的污染物。
(2)污水处理中最耗能的设备是曝气系统和泵送装置。曝气系统能耗占污水处理过程总能耗的49%～60%，泵送装置占8%，可以通过提高设备性能和设备运行的供需平衡来减少能耗。
(3)城市污水处理厂的进水中含有大量的CODCr，为了使出水达到排放标准，需要去除污水中的CODCr。传统的污水处理工艺将进水中CODCr大部分好氧转化为CO2，CODCr实际上含有大量化学能，与其将 CODCr 用“以能消能”方式去除，不如转化为能源物质(如CH4)加以利用。
(4)污水中的物理热能是一种重要的可再生能源。污水余温约占城市总废热排放量的40%，污水排放出口温度(平均温度为27 ℃)比自来水温度高出2～17 ℃，且污水四季水温波动不大、流量大而稳定。
研究者们应当跳出传统污水处理技术的象牙塔，攻坚克难，实现我国“2030年前达到峰值，2060年前实现碳中和”的承诺。经济发展固然重要，但若没有了赖以生存的家园何谈发展，在减少碳排放这件事上拖延只会让人类最后自食恶果，亡羊补牢、犹未晚也。
