1.2　国内外研究现状

1.2.1　城市道路雨水排除与管理

近年来随着城市化进程加剧，不透水面积急剧增长，城市洪峰流量增加、洪峰峰形更加尖瘦，加剧了城市内涝风险、增大了河道行洪压力。然而，径流携带大量道路沉积污染物进入雨水管道、排入河湖水体，导致河湖水体水质的恶化，道路径流已成为城市面源污染的主要来源。与此同时，道路雨水快速排除也使得大量雨水未经利用迅速流失，不仅浪费了珍贵的雨水资源，同时也破坏了自然水循环过程，减少了雨水下渗量。因此，发达国家已转变发展思路，从注重雨水径流排放转为实施全方位、多角度的雨洪资源综合管理，从径流的源头、中途、末端进行全过程调控，BMPs、SUDS、LID等雨洪管理体系应运而生。特别地，“低影响开发”从减少城市开发建设对水循环影响的角度出发处理城市排水问题，侧重于源头性措施的运用，更符合现代城市发展需求，逐渐成为研究和应用的重点、热点。

美国在20世纪70年代末提出了城市雨水资源管理和径流污染控制的“最佳管理措施”，从控制雨水径流水量及造成的污染出发解决雨水排放问题，即进行雨水的收集、储存和净化。在英国，类似BMPs的管理体系称为“可持续城市排水系统”，它对城市排水系统进行统筹考虑，在设计中引入了可持续发展的概念和措施。这些管理体系由于环境和经济上的优势，在北美洲、欧洲、大洋洲的多数发达国家被普遍应用于解决城市洪灾、溢流等雨水问题。发达国家对于城市雨水已转变了传统的“排”水概念，而是将雨水视为资源，将雨水循环视为城市水文循环的重要环节，在开发建设过程中，通过各种管理措施“留住”雨水，在城市中恢复城市开发前的自然水文循环过程。在这些概念的基础上，“低影响开发”的理念日渐形成，它更注重采用各种分散、小型、多样、本地化的技术对径流实施小规模的源头控制。如对于城市道路雨水，在20世纪80年代初，美国提出了“就地滞洪蓄水”（On-Site Detention）的概念，道路绿化带通常被设计成一些暴雨管理措施（如植被沟渠、雨水花园、干塘/湿塘、湿地等），以进行径流污染控制、雨水资源化利用及改善生态。日本利用城市路面收集雨水，同时采取蓄排设施有效利用雨水，将道路排水和雨水利用结合了起来。通过对城市道路雨水排放的管理，发达国家基本实现了道路绿化、生态排水、水环境有效改善及城市可持续发展。

而在我国城市中，道路雨水仍以直接排放为主，对道路雨水生态排放方面的研究较为缺乏。道路绿化带、隔离带等宝贵空间滞蓄雨水功能基本上未进行充分利用，道路绿化多为单纯的造景绿化，甚至是耗水的园林景观。“绿地高于道路”情况的普遍存在，造成了水土流失加剧、土地功能单一。总体上，我国道路雨水排放系统几乎没有针对道路自身特点对城市宝贵的雨水资源进行滞蓄、净化和充分利用，而是直接、快速排入管道和河道，引发城市滞涝风险、河道行洪压力增大、河湖面源污染、雨水资源流失等问题。

1.2.2　城市机动车道径流污染控制技术

1.2.2.1　工程措施

城市机动车道径流污染控制措施通常包括非工程措施和工程措施。非工程措施采取控制污染源的管理方法，主要包括路面清扫和控制除冰盐的使用等；工程措施主要有植被控制、湿式滞留池、湿地系统、渗滤系统等多种形式，见图1.1。

Maestri和Lord认为植被控制、湿式滞留池、渗滤系统和湿地是几种有效的道路径流污染控制措施；Lee采用沉淀和升流式过滤的方法处理城市道路雨水，经过4个月试验，对SS、COD、重金属和PAHs的去除率分别保持在60%、40%、60%和40%以上；Sansalone等研究表明渗滤系统可以有效去除道路径流中的重金属、SS和PAHs；Alexandre等研究了渗滤系统、干式和湿式滞留池、沉淀池等径流控制设施，分析了各种设施的设计方法及对污染物的去除机理和去除效率，认为渗滤系统中的渗坑是一种最有效的径流污染控制措施。

（1）植被控制。植被控制是控制路面径流污染的一种有效而广泛使用的方法，其主要原理是通过延缓径流的汇集时间，增加径流的渗透率，通过过滤、吸附、沉淀、共沉淀和生物作用将污染物从径流中分离并去除，此外，地表植被还有助于减轻径流对土壤的侵蚀。植被控制包括地表漫流和植草渠道两种形式。其中植草渠道即在径流输送的水渠中密植草皮，通过水草降低流速，起到防止土壤侵蚀并提高悬浮固体的沉降效率的作用。渠道的尺寸、植草面积以及草的种类、密度，叶片的尺寸等都会影响去除率。美国学者Youself和Jacobsen对佛罗里达州两座立交桥的植草渠的研究发现：植草渠道对重金属，尤其是溶解性的重金属具有较好的去除作用，渠道内水流流速越小，对重金属的去除效率越高，对Zn、Pb、Ni和Cd的去除效率可分别达62%、57%、51%和43%；对P和无机氮也有较好的去除效果。Barrett等人研究表明，植草渠道对TSS、油脂、NO3-N和重金属有较好的去除效果，对TSS、油脂、NO3-N、Zn、Pb的去除效率分别为67%、67%～93%、74%、73%、83%。因此，在高速公路两侧设置绿化缓冲带和植草渠道是处理道路雨水的有效方法。

（2）湿式滞留池。滞留池是一种经济有效的控制路面径流污染的措施，常见的有湿式、干式和双重滞留池三种形式，其中湿式滞留池由于去除TSS的效果明显，是一种更广泛接受的形式，实践证明，湿式滞留池可以有效地去除SS、重金属、TN、TP、BOD等污染物质。Pettersson对瑞典Jarnbrott一个湿式滞留池的研究结果表明其对TSS、Zn和Pb的去除率分别可达14%～82%、74%和10%～82%。Hossain对华盛顿Spokane地区一个湿式滞留池的研究表明其对TSS去除率为68.1%～99.4%，平均达83.9%，对金属的去除率为54.7%～64.6%，并指出湿式滞留池的处理效率随径流污染物浓度、交通量、降雨前期干旱持续时间、季节、周围土地利用性质、汇水区地形等影响因素的变化而有较大的变化。在美国佛罗里达州，已有许多为处理暴雨径流而设计的湿式滞留池，在控制暴雨径流污染方面起到十分重要的作用。

（3）湿地系统。在路面径流汇集进入水体之前通过湿地进行处理，是一种有效控制径流污染的方法，它通过沉淀、植物吸收、生物降解、吸附、过滤等作用来去除悬浮态或溶解态的污染物质，是一种高效的径流污染控制措施。Youself等的研究表明，暴雨径流在人工湿地中停留72h，SS的去除率可达95%。赵剑强总结了美国佛罗里达州数十年暴雨径流控制的经验，认为一般情况下，湿地对TSS、BOD及TN的去除率可达60%～85%，P的去除率变化很大，难以确定。湿地系统有天然湿地和人工湿地两种，后者只有在具备条件的地方才能应用，具有一定的局限性。

（4）渗滤系统。渗滤系统是控制径流污染、补充地下水资源的常用方法，包括敞开式渗坑、渗水渠和渗井、多孔路面以及部分出流渗渠（Partial Exfiltration Trench，PET）系统等形式，其对污染物的去除机理主要是过滤、颗粒吸附和离子交换等。Sansalone和Buchberger等的研究表明，PET系统可以有效去除公路路面径流中的重金属、SS和PAHs等污染物质。Alexandre和Barry研究了干式滞留池、湿式滞留池、渗滤系统、沉淀池等径流控制措施的特点，以及对污染物的去除机理、处理效率和设计计算，指出PET系统中的渗坑是最有效的径流污染控制设施，设计合理、维护良好的渗坑对污染物的去除效率可达98%。

1.2.2.2　非工程措施

欧美国家早就提出保持地面清洁是最简便、最经济且最有效的径流污染控制措施，它从源头上消除地面扬尘-地面沉积-径流污染的恶性循环，因此，非工程措施通过加强对路面的管理和群众教育、参与来达到路面径流污染削减目的，主要包括以下几个方面。

（1）合理规划与设计城市用地，减少地面污染的侵蚀。

（2）对城区内建筑施工场地、垃圾堆放场地、储煤场等处进行重点监控，要求将土堆、煤堆等覆盖以防止扬尘及减少地面和屋面的沉积物。

（3）强化路面交通管理。交通管理部门应控制适当的车流量和速度，尽可能减少因加速、减速、刹车、起动等带来的污染，实施严格的车辆漏油、尾气排放超标控制等。严格控制污染物排放量明显超标的车辆上路，禁止超载及运送散装粉状货物的车辆上路，严格监控运载危险品的车辆。

（4）加强对雨水口的管理，严禁倾倒污水和垃圾。

（5）制定道路清扫管理办法，对清扫范围、清扫次数等做出具体要求。路面清扫对改善地表径流水质具有重要影响，在某些大气降尘严重、交通繁忙的路段加大清扫频率是十分必要和有效的。路面污染的去除率很大程度上取决于清扫工作的方式，常见的清扫工具及作业效果见表1.1，可以看出，传统的人工清扫效率仅为50%，在条件可行时，可采用几种清扫工具相结合的作业方法。目前北京市有部分主要干道采用湿真空清扫，但是清扫频率不够高。一般道路多采用人工清扫，且每天清扫次数多在2～3次以上，但清扫的目标主要是可视垃圾。而且清洁工人喜欢在大雨后，路面积水尚未退尽时清扫道路边沟的沉积泥垢，此时进入管道的污染物很可能溢流进入水体。

（6）控制融雪剂的使用。NaCl、CaCl2及砂粒、煤渣等融雪剂的使用，会加剧路面与轮胎的磨损，形成更多的颗粒物质，且盐类融雪剂本身溶解于冰雪水中随径流排出，使径流水中氯离子含量大大增加，对地表水体造成严重污染，因此限制融雪剂的使用，可以有效减缓这种污染。

（7）加强对道路及周边绿化带的维护和管理，使用环保型的除草剂、肥料等。

（8）加强对群众的宣传教育，增加群众的参与行为，如定期举办展览、讲座，建立公共网站增加与群众的互动，对于热点问题征求群众意见等。

1.2.3　生物滞留措施净化雨水水质技术

削减雨水径流中污染物是雨洪管理措施最普遍的目标之一。在美国，许多州政府明确规定一次降雨过程中，一定量的径流量（如1.8cm、2.5cm或5.1cm）应该被消纳并得到净化。通常认为如果这些径流量能够被有效控制，则其水质也能够达标。对城市径流污染物的监测结果表明，通过控制降雨初期径流，可以很好地削减污染物。基于生物滞留槽去除降雨径流中污染物的文献资料，将雨水径流中TSS、TN、TP与Zn的去除效果分别列于表1.2～表1.5。

（1）TSS的去除。众多研究结果表明生物滞留槽对雨水径流中TSS有较好的去除效果。对位于美国新罕布什尔州大学雨洪研究中心（UNHSC）生物滞留槽的一系列现场监测结果显示，雨水径流中97%的TSS能够被有效去除，这一结果和位于维拉诺瓦的现场监测结果类似。美国马里兰州实际运行的生物滞留槽的现场监测结果表明，两个生物滞留槽单元对TSS的去除率分别为54%和59%。位于挪威特隆赫姆市三条不同类型城市道路周围的生物滞留槽的运行结果表明，其对融雪水中TSS的去除率均可达99%。然而在某些情况下，新建的生物滞留槽对TSS的去除效果并不佳，其主要原因是雨水径流对其内部填料的淋洗作用。对运用成熟、运行稳定的生物滞留槽的长期监测数据表明，降雨径流中TSS的去除机理主要是沉淀和过滤作用。关于被截留于生物滞留槽内的悬浮固体的最终处置方法和填料堵塞问题的初步研究最近也有所报道。

（2）N、P营养物质的去除。生物滞留槽对降雨径流中营养物质的去除效果很不稳定，可能是由所选填料中化学成分的复杂性造成的。通常认为N、P营养物质的去除是生物滞留槽中填料和植物系统共同作用的复杂过程。Davis在实验室模拟生物滞留槽的运行过程，结果表明降雨径流中70%～85%的P可以被去除。Hsieh和Davis的土柱试验研究发现，在所测污染物指标中，P的去除效果最不稳定。马里兰州的现场试验结果显示77%～79%的P可以被去除。诸多研究结果表明，生物滞留槽填料中P的初始含量对雨水径流中P的去除效果有至关重要的作用。位于美国北卡罗来纳州的现场研究结果更是证明了这一点，多个不同试验现场的监测结果显示P的去除率从0到65%不等，以至于到-240%。

氨氮（NH3-N）的去除效果有时稍不稳定，Davis等人研究发现，氨氮（NH3-N）的去除率与填料的阳离子交换容量有关。有机氮能够被很好地去除，显然是由于填料中有机物质的作用。Davis等的实验室箱体试验研究发现凯氏氮的去除效果较好，一般能达到55%～65%。阴离子态氮不易被填料吸附，一般游离于土壤填料溶液中。

生物滞留槽填料中存在生物硝化和反硝化过程，这取决于生物滞留槽的设计和操作条件。被截留的氨和有机氮在运行间歇期能够被硝化为硝酸盐，导致在后来的运行过程中会有过量的硝酸盐被冲刷出来。接着，在相当长的时期内，如果允许生物滞留槽填料处于饱和状态，通过自然过程或采用工程措施可以使硝酸盐的反硝化作用有可能实现。这种通过控制氧化还原条件、有机物含量和停留时间的操作方法在营养物质为主要去除对象时被证明是非常有效的，当然，还需更多的研究来不断完善。对位于美国新罕布什尔州大学生物滞留槽的现场监测显示44%的硝酸盐类能够被去除。对美国北卡罗来纳州实际运行的生物滞留槽多年的现场监测结果表明TN的去除率为33%～66%。位于维拉诺瓦的现场测试结果印证了这一结果，其对硝酸盐的去除率为46%。

（3）重金属的去除。生物滞留槽对颗粒态重金属表现出良好的去除效果，溶解态重金属的去除并不理想。Muthanna等对挪威三条不同类型道路周围生物滞留槽的监测结果显示，融雪水中颗粒态总铜、总锌、总铅和总镉的去除率分别为25%～90.4%、81.2%～97.5%、93.5%～99.4%、86.4%～94.1%，溶解态金属中除溶解态铅以外，其余的去除率均为负值。Dietz发现生物滞留槽出水中重金属浓度非常低，当然进水中浓度也很低。位于美国新罕布什尔州大学和维拉诺瓦的生物滞留槽对锌的去除率分别达到99%和74%。Lee和Davis研究发现，降雨径流中绝大部分的重金属被截留于生物滞留槽的表层覆盖层中，颗粒状的金属通常被过滤截留，溶解态的金属则主要被吸附。

（4）油脂类的去除。Hsieh和Davis的生物滞留槽土柱试验研究表明降雨径流中的油类物质几乎完全被去除（去除率大于96%）。Hong等人研究发现降雨径流中的机油和两类石油烃，特别是甲苯和萘，能够很快被位于生物滞留槽上层的树叶堆肥覆盖层所吸附，并且，在接下来的几天里，覆盖层中原有的细菌能够对截留于其中的烃类污染物进行生物降解，表明生物滞留槽内的有机覆盖层可对烃类污染物的去除发挥持续的作用。碳氢化合物的去除效果在美国新罕布什尔州大学的现场试验中得到了确认，检测结果表明降雨径流中总石油烃及柴油的去除率为99%。

（5）氯化物的去除。生物滞留槽容易受到浓度非常高的间歇性氯化污染物的冲击，这些氯化物通常来自道路融雪剂。越来越多的证据表明生物滞留槽对进入其中的氯化物污染物常年具有去除作用。

（6）致病菌的去除。理论上讲，生物滞留槽能够去除绝大部分的细菌。在降雨期间，生物滞留槽收集径流并对其进行过滤；在干旱期，细菌处于干旱条件并被暴露于阳光下，最终慢慢死亡。Hunt等在美国北卡罗来纳州夏洛特最初的研究结果表明降雨径流中的指示性细菌能够被大量去除，粪大肠菌群和大肠杆菌的去除率大约为70%。最近的一项实验室研究发现生物滞留槽对粪大肠菌群有很好的去除效果，其平均去除率为91.6%。关于致病菌的去除效果及机理还需大量的试验研究。

1.2.4　生物滞留设施的设计与模拟

1.2.4.1　水文水力特性

城市化进程典型的水文响应包括总径流量的增加、洪峰流量的增加、较大流量和较小流量的径流在频率和持续时间方面的变化、洪峰流量发生的时间缩短、径流形态的变化、地下水入渗补给量的减少、地表积蓄水量的减少等。生物滞留系统通过对区域水量平衡要素中的地表径流和地下水入渗补给进行调控，使其恢复到接近天然状态。Hunt等发现生物滞留能够通过蒸散和渗透减少大量径流体积，但未给出具体的量。Sharkey研究表明设有防渗和淹没饱和区的生物滞留设施底部出流率为70%，11%溢流，19%通过蒸散损失，不设防渗的传统生物滞留设施底部出流率为50%，23%溢流，8%入渗，19%通过蒸散损失。Brown等通过试验研究北加州沿海平原两种类型（有、无淹没区）生物滞留系统不同植被和填料高度的处理效果，结果表明，含淹没区的设施有较好的体积削减效果，而传统的设施中填料深度较大的体积削减效果好。Davis对美国马里兰大学两个生物滞留设施（集水面积的2.2%）两年共49场降雨的水量调控效果监测表明，18%的小降雨事件径流被完全截留，典型洪峰削减率为44%～63%，洪峰到达时间延迟2倍以上。Donald等通过研究发现，目前应用较多的填料为不同比例含量的砂土，其中黏土是关键成分，一般为1%～25%不等。若全部由堆肥填料组成，则空隙率为60%，雨水滞留能力为115%；若全部为砂子，则空隙率为35%，滞留能力为14%，因此可根据不同需求进行配比。Hatt等对澳大利亚莫纳什大学生物滞留设施（集水面积的1%）28场降雨径流的监测结果显示，平均洪峰削减率为80%。孙艳伟等通过RECARGA软件模拟生物滞留设施的水文效应，当生物滞留槽面积占汇水区不透水性面积的15%左右时，能够充分入渗补给地下水，达到80%的径流削减量；天然土壤饱和传导度是影响入渗补给的关键因素，同时增加出流设施可以明显增加生物滞留槽处理水量。唐双成等通过现场试验结果表明，以西安地区黄土为基质的生物滞留槽能够有效滞蓄雨水径流，当设计蓄水深度为20cm，汇流面积比为20∶1时，在较湿润的2011年（场次雨量5.6～37.6mm共14场）没有出现溢流，当入渗率和蓄水深度一定时，溢流时间与汇流面积、降雨强度成反比。潘国艳等通过大、中、小3个典型的生物滞留槽径流过程，得出径流总量削减率为12.83%～48.12%，平均洪峰削减率为70.85%，延迟峰现时间约26.6min，对小流量峰现延迟时间最长达31.7min。孟莹莹等通过4年小试和中试试验，分析了生物滞留槽对道路雨水径流调控和水质净化效果，结果表明传统砂土填料对其10倍汇水面积上0.13～3.2年重现期的降雨产生径流的平均持留时间为19.3min，洪峰滞后时间为65.7min，洪峰削减率为84.3%，最大积水时间5h，不会对植物生长造成严重影响；添加大粒径的新型填料能增强渗透性，但洪峰削减效果欠佳，径流持留时间与降雨重现期呈反相关幂指数关系。

1.2.4.2　数值模拟

评价生物滞留槽性能的最好方法是利用实际监测数据分析，但是受到时间和监测条件制约，通过数学模型模拟也是一种有效途径。根据模拟目标的不同，软件分为水质模拟软件、水量模拟软件和两者综合模拟软件。

在水量模拟方面，Poresky等在SWMM的基础上利用达西定律及Van Genuchten方程对生物滞留槽内的水分运动进行了模拟，该模型理论完善，但仅用于单个生物滞留槽模拟，不适用区域内多个生物滞留槽。威斯康星大学研发的基于MATLAB程序语言的RECARGA模型可以模拟连续和单降雨事件，考虑了表面坑洼、各层最大含水量和暗管排水，以及用Richards方程模拟下渗；RECARGA模型的另一个版本，用简化的Green-Ampt方程计算入渗，被威斯康星州生物滞留系统的设计准则所采纳。由于生物滞留槽水流运动主要为非饱和区水流运动，HYDRUS模型可用来模拟水流在非饱和区的运动及相应溶质运移。喻啸利用HYDRUS模拟了不同土壤的绿地入渗过程，发现模拟过程与实测过程较为一致，且与入渗量-入渗能力曲线计算结果相近。Roger等利用HYDRUS准确模拟绿色屋顶降雨出流过程。Brown等应用DRAINMOD模型来验证和校准生物滞留槽的水文特性，通过土壤水分分布特征曲线来研究填料水文特性，该模型对于长时间序列具有一定模拟优势。

在水质模拟方面，Deletic研发了一维TRAVA模型模拟生物滞留槽的泥沙去除效果。该模型假设植物未被水流淹没条件下预测径流产生和泥沙运移，采用Green-Ampt模拟渗透，用运动波模型模拟地面漫流，还能够预测出流沉积物的粒度分布。Li等建立了简单的一维平流/扩散/吸附溶解方程，对污染物在生物滞留槽中迁移进行模拟，得出较为准确的出水TSS，揭示了Zn、Pb、Cu表面积累现象，以及基质吸附金属和颗粒物的相应联系。喻啸应用HYDRUS一维对流-扩散模型模拟污染物在生物滞留槽中运移转化过程，推算出不同厚度土壤对于重金属污染物（Hg、Cr、Cd、Pb等）和可降解污染物（NH3-N、COD等）的相对安全使用年限（污染物穿透土层年限）。

1.2.4.3　设施设计

生物滞留槽应用设计主要包括：①设计目标的确定，主要包括污染控制及削减洪峰、地下水补给等；②生物滞留槽表面积计算；③填料的选择组成；④植物的选择组成；⑤排水系统和溢流系统的设计。

（1）生物滞留槽表面积。生物滞留槽表面积计算是生物滞留槽关键问题，因为生物滞留槽面积的大小直接决定了生物滞留槽的水文调控功能。自Prince George's County于1993年首次颁布《生物滞留槽设计手册》以后，一系列生物滞留槽设计方法便得以发展和应用。Muthanna总结了常用的8种生物滞留槽面积计算方法，主要取决于降水量和不透水面积，这些方法均采用了以水质调控为主要目的的设计思路，而没有考虑洪峰流量的削减等目标。以PGC1.27（Prince George's County 1.27）法为例，该方法是一个典型的通过不透水面积比例的计算方法，普遍认为降雨事件存在初期冲刷现象，初始径流中污染物含量较大，而在12.7mm的降雨径流中约含有90%的污染物，这也表明目前生物滞留槽设计目标以水质调控为主。

（2）生物滞留槽填料筛选。填料层是生物滞留槽的主体部分，设施通过填料的物理、化学和其中微生物综合作用削减径流污染。国外较早的设计规程推荐使用渗透性较好的自然土壤作为填料，如壤质砂土、砂质壤土、壤土（最小吸水率分别为51mm/h、25mm/h、13mm/h）等。而目前设计中较为推荐使用渗透性能良好的、以土壤为基底的、有一定有机质含量的填料混合物，如Prince George's County使用了50%砂、30%土壤及20%腐殖土的填料混合物。美国大部分设计手册几乎都提到添加20%～30%的腐殖质来调理土壤，以增加土壤中的碳源、营养物、水分含量，通常使用硬木屑、草秆、落叶堆肥等，但腐殖质中的有机物含量高达35%～65%，腐殖质添加量较大往往造成填料中营养物本底值过高，出现强烈的淋洗作用。这个问题得到重视后，阿拉巴马州、康涅狄格州的最新设计手册都规定填料土壤中有机质含量为1.5%～3.0%，FAWB规定有机质含量为3%～5%。此外，对填料中营养物含量也做出了要求，如FAWB规定N含量小于1000mg/kg，P含量小于80mg/kg，如种植了对P敏感的植物，则P含量应小于20mg/kg。无论是单一土壤填料还是填料混合物，都应具有一定的黏土含量来保证对污染物的吸附效果，但目前不同地区对黏土含量的要求也有差异。如美国有些规程认为黏土含量应小于5%，EPA规定为10%～25%，而FAWB规定要小于3%。为了提高吸附能力，也可向填料中添加一些通透性好、比表面积大、吸附能力强的介质，如人工湿地中使用的可大幅提高N、P去除效果的陶粒、沸石、粉煤灰、煤渣、蛭石、石灰石等，以及Erickson等提到的钢丝绒。

向璐璐等认为种植土一般选用渗透系数较大的砂质土壤，砂子含量为60%～80%，有机成分含量5%～10%，黏土含量不超过5%。潘国艳等使用的填料层中，其种植土壤为碳土掺入粗砂（砂子质量比为65%～70%），覆盖层为松树皮。胡爱兵使用的种植土壤为65%的砂，壤质土、营养土采取不同比例的配比，自然填装状态下，营养土含量为5%～10%时，系统对水质的净化效果较好。彭文峰采用的种植土壤层由不同比例的砂土、高炉矿渣、草炭土按一定顺序混合而成。试验结果表明应用高炉矿渣及蛭石等新材料，填料渗透系数增大，径流污染物去除率也较高。

（3）生物滞留槽植物筛选。植物可促进污染物的吸收，并能通过蒸腾作用削减水量，其根系可以调节填料渗透能力。Lucas等研究表明植物利于生物滞留槽对营养元素控制，不同种类植物对N去除有显著影响，生长速度较快的植物、生物量较大的植物的去污效果相对更好，随着植物根系的生长在一定程度可以提升土壤的净化吸收能力。Bratieres等的试验结果也证明根系越发达的植物去污能力越强。潘国艳等分别用两种植物草皮和小叶黄杨试验，得出草皮对TN和TP的去除率比小叶黄杨稍高，两者对CODCr的削减量几乎相等；草皮对小径流的洪峰削减效果较好，而小叶黄杨对大径流量的削减效果较好。李俊奇等则选择大花萱草、沙地柏、景天等短时耐水淹植物。王佳等概括了生物滞留槽中植物的选择与设计方法，并以北京为例，列举了适合应用在生物滞留槽中的植物。彭文峰等提出选择植物的原则是根系发达，吸收营养物质能力强，且耐旱、耐涝，最终选择两种北京本地生植物：麦冬草和黄花鸢尾。孟莹莹等研究发现，密集发达的植物根系可以保持甚至提高系统的渗透性能。

（4）生物滞留槽排水系统设计。生物滞留措施根据土壤和设施本身的入渗性能，决定是否设置排水系统。当设施本身、土壤的渗透性能较差，应在底部设置排水系统，当底部防渗时，则必须设置排水系统。排水管材大多采用厚壁管，包括聚氯乙烯管、柔性ADS管、高密度聚乙烯管等。美国北卡罗来纳州提出滑壁塑料管排水速率大且不易滋生蚊虫，效果明显好于非滑壁波纹管。USEPA提出开缝HDPE管能够有效避免雨水径流大颗粒物质进入，效果好于开孔PVC管。而PVC管由于价格便宜、便于加工，在实际工程中被广泛应用。通常排水管单管直径为4～6英寸[1]，若超过该范围则需要增加排水管数量。即使1根排水管排水能力足够，为保证安全，在空间允许条件下，一般建议至少设置2根排水管，管间距通常为4.5～6.0m，管坡度至少为0.5%。排水管开孔/缝放置取决于系统设计，位于管底时可以取得较大的排水能力，位于管顶时则在开放空间下部形成一定的滞蓄容积，滞蓄能力增强，且出水水质提高。与此同时，开孔/缝尺寸应小于周围集料粒径，防止集料进入。开孔条件下，美国市场上目前销售的PVC管开孔尺寸为0.5英寸或0.25英寸，孔心距为6英寸，开孔2～3排。开缝条件下，美国科罗拉多州对常用的4英寸、6英寸直径排水管推荐了开缝尺寸（见表1.6）。

排水管一般布置于由碎石或砾石组成的级配良好的排水层中，以收集上层土壤层的排水。排水层与土壤层过渡部分应合理设计集料粒径，以防上层细颗粒被冲入下层，也可使用土工布将土壤层与排水层分隔。排水层集料粒径一般为2～5mm，厚度要求各有不同，但至少能将排水管完全包裹，如澳大利亚西澳州、美国科罗拉多州和缅因州分别使用了6英寸、6英寸和12～14英寸。排水管应位于排水层中部，管上、管下留有一定的安全距离，尤其是开缝/孔的下部，应垫有一定厚度的集料，如EPA提出排水管上至少布置8英寸的碎石，Prince George's County在开缝/孔下部至少留有2～3英寸碎石，缅因州提出管上、管下至少留有4英寸碎石，西雅图市则提出管上至少留1英尺，管下至少留6英寸，侧面至少留1英尺。国外对排水层的集料级配均制定了标准，方便于推广应用，如EPA提出排水管上方8英寸厚碎石，包括2英寸厚的7号集料和6英寸厚的57号集料，西雅图市使用集料为该市26号矿物集料。

总结国内外生物滞留技术相关研究现状可得出以下几点认识：

（1）道路雨水排放首要关注的问题是如何将雨水迅速排除，防止道路积滞水，同时还应尽量削减径流量及洪峰流量、延迟峰现时间，减小对雨水排放系统的冲击负荷，其次考虑对雨水径流水质的改善效果。目前较多的重视该技术对水质的净化效果，而忽略了对水量的调控能力，缺乏针对道路排水的特定条件而进行的研究，因此预测多种污染物（包括超细、溶解性污染物）动态演变、水质水量耦合模拟，统筹水量削减与水质净化效果的最优化效应是今后的重点发展方向。

（2）生物滞留技术对径流中TSS、重金属、油脂类及致病菌等污染物去除效果较好，但对TN、NO3-N、TP等营养物的去除不稳定。生物滞留槽面积设计主要基于径流初期冲刷现象，而多数研究发现径流初期冲刷现象普适性有待进一步商榷，未经充分分析论证而直接采用推理公式等常用方法，可能会导致区域内的污染物得不到有效治理。

（3）生物滞留槽是一项很有潜力的低影响开发措施，目前在发达国家的研究与应用较多。北京市地方标准虽明确给出生物滞留槽排水集料层厚度、排水管材料等规格范参数，但对植物、填料筛选、排水管开孔数等没有要求，缺乏生物滞留槽详细设计标准规范，因此亟需结合现实气候条件和工程要求，系统研究实用的理论技术方法。

（4）生物滞留槽研究大多基于小试、中试试验情景，对各种污染物的去除机理、水量调控机理、整体效能发挥的限制性因素等多方面尚未摸清，缺乏实际工程中的长期运行监测验证，亟需开展长期天然降雨观测以提供系统、全面的数据支撑。现有数值模型未能解析描述系统蒸散发、径流削减率和污染物控制率等情况，缺乏模拟区域不同发展情景下，生物滞留槽调控水文、水质性能的系统综合模型。