Utredningen av dimensioneringskravet i Stockholms stads åtgärdsnivå genom fallstudien har visat att växtbädden (som har kontinuerlig avtappning) kan dimensioneras för ett mindre regndjup än det som anges i åtgärdsnivåns dimensioneringskrav. Växtbädden i fallstudien kan omhänderta 90% av den årliga avrinningsvolymen med ett regndjup på 10 mm, istället för 20 mm som åtgärdsnivån anger. Detta resultat visar att dimensioneringskravet är kraftigt tilltagen för den typen av anläggning som undersökts.
Däremot visar resultatet att det inte går att garantera att en reningseffekt på minst 70% uppnås för de undersökta föroreningar (fosfor, koppar och zink), även fast 90% av den årliga avrinningsvolymen omhändertas i växtbädden. Resultatet visar att en reningseffekt på 70% ej nås för fosfor och koppar även för ett regndjup på 20 mm, vilket i fallstudien motsvarar att 98% av den årliga avrinningsvolymen omhändertas. Att reningseffekten på 70% inte nås kan ha att göra med valet av dagvattenanläggning och anläggningens utformning, detta diskuteras vidare i avsnitt 4.2.2. Modellen i StormTac. Det kan även bero på osäkerheter i ekvationen och dess parametervärden som används i StormTac för att beräkna reningseffekten (Ekvation 16).
Åtgärdsnivån bygger på grova förenklingar för få fram ett så enkelt mått som möjligt uttryckt i mm nederbörd som ska vara möjligt att applicera på flera typer av dagvattenanläggningar, vilket har bevisats vara svårt då hänsyn inte har tagits till avtappning i dagvattenanläggningar samt att olika dagvattenanläggningar lämpar sig bättre att avskilja vissa typer av föroreningar. Uttrycket att 90% av årsnederbörden ska omhändertas har gjorts för att det är enklare att räkna på vattenflöden än föroreningar eftersom de kemiska reaktionerna är komplexa och det finns mindre kännedom om koncentrationer i dagvattnet. Det finns däremot problem med att uttrycka att 90% av årsnederbörden ska omhändertas. Det hade varit bättre att uttrycka i åtgärdsnivån att 90% av den årliga avrinningsvolymen ska uppnå en reningseffekt på minst 70% för att minska föroreningsbelastningen till recipienten, eftersom det är detta som undersöks i praktiken. Däremot ska det fortfarande läggas en stor vikt vid att omhänderta en stor volym av årsnederbörden genom att implementera flera olika LOD-lösningar inom avrinningsområdet och att ett dimensioneringskrav ska appliceras med avseende på LOD-lösningarnas specifika avrinningsområde. Flera LOD-lösningar resulterar i en mindre volym ytavrinning då en stor andel av årsnederbörden omhändertas. Detta är en viktig aspekt som inte ska utelämnas då en snabb ytavrinning orsakar en ökad tillförsel av föroreningar som följer med dagvattnet till recipienter.
Den främsta motiveringen till att 20 mm valdes som dimensioneringskrav i åtgärdsnivån är för att regndjupet motsvarar att en hög andel av årsvolymen omhändertas (= 91%), vilket konstaterades i åtgärdsnivån vara nödvändigt för att uppnå MKN. I underlagsrapporten till åtgärdsnivån framgår det däremot att flera av marktyperna som presenteras inte uppnår MKN trots en reningseffekt på 70% för ämnena fosfor, koppar och zink samt 91% omhändertagen årsvolym. Exempel på detta är för marktyperna Gata (>5000 fordon/dygn), Tät stenstad, inkl. lokalgator och Flerbostadshus inkl.
lokalgator, där det kan avläsas att föroreningshalten för fosfor efter rening inte är inom spannet för
44 acceptabel halt till recipienten (når ej upp till MKN) (se Bilaga III). Detta betyder för parkeringen i fallstudien, som liknar de nämnda marktyperna, att halten ut efter rening på 70% inte kommer nå upp till kraven för den acceptabla halten ut till recipienten, om recipienten antas ha samma reduktionsbehov som recipienterna i åtgärdsnivån. Detta tyder på att reningskravet är otillräckligt för ämnet fosfor gällande marktyper som har en stor andel hårdgjorda ytor och att det behövs en högre reningseffekt än 70%. För att en sådan hög reningseffekt ska uppnås behöver dagvattenanläggningen anpassas specifikt för att avskilja fosfor, vilket växtbädden i fallstudien ej är anpassad för. Däremot, att höja kravet i åtgärdsnivån så att en större volym vatten omhändertas kommer inte resultera i en högre reningseffekt, vilket även konstateras i underlagsrapporten till åtgärdsnivån genom kopplingen mellan första smutspuls och magasinsvolym - att det inte är sannolikt att avrinningen efter 20 mm är lika smutsig som efter 15 mm. Detta innebär enligt underlagsrapporten till åtgärdsnivån att en ökning av den volym som kan magasineras i dagvattenanläggningen inte ger en linjär ökning av avskiljningen av föroreningar (Andersson, Stråe & Svensson, 2016).
När åtgärdsnivån blev framtagen togs det ingen hänsyn till kontinuerlig avtappning, vilket har resulterat i att dagvattenanläggningar med en kontinuerlig avtappning, såsom växtbäddar, ofta blir överdimensionerade när dimensioneringen utgår ifrån ett regndjup på 20 mm. Resultatet i fallstudien påvisar även detta, då växtbädden kan dimensioneras efter ett mindre regndjup än 20 mm. När man har en kontinuerlig avtappning så tar man hand om en större volym vatten i anläggningen, men detta påverkar uppehållstiden i anläggningen som blir kortare vilket i sin tur påverkar reningseffekten.
Åtgärdsnivån har gett en riktlinje kring att en viss uppehållstid i anläggningen måste uppnås genom att uttrycka att infiltrationskapaciteten får maximalt vara 100 mm/h men resultatet i StormTac visar trots detta en lägre reningseffekt än 70%.
Det finns ett beräkningsverktyg skapat av Pramsten (2018), som kan appliceras på ytliga dagvattenanläggningar (som har en kontinuerlig avtappning) för att beräkna anläggningens yta med hänsyn till kravet som ställs i åtgärdsnivån angående 90% omhändertagen årlig avrinningsvolym. Enligt beräkningsverktyget kan ytliga dagvattenanläggningar dimensioneras efter ett mindre regndjup än dimensioneringskravet på 20 mm. Detta verktyg har dock inte fått tillräckligt genomslag och används inte i den utsträckning som önskas enligt Pramsten (2020), vilket även kan vara en anledning till att dimensioneringskravet fortfarande appliceras i stor utsträckning för dagvattenanläggningar med kontinuerlig avtappning. Dessutom kan det vara svårt att garantera att en långsiktig infiltrationskapacitet uppnås på maximalt 100 mm/h enligt kravet i Stockholms stads åtgärdsnivå (Stockholms stad, 2017a), vilket kan vara en ytterligare anledning till att dimensioneringskravet fortfarande appliceras.
En ytterligare anledning är att anläggningens funktion och reningseffekt måste redovisas för att kunna frångå dimensioneringskravet och dimensionera anläggningen utifrån ett mindre regndjup (Stockholms stad, 2016a). Detta kan vara svårt att genomföra eftersom kvalitetsmätningar på dagvattnet är kostsamt och därmed kan inte den förväntade reningseffekten garanteras, utan endast uppskattas genom att använda exempelvis modelleringsverktyget StormTac. Även fast detta underlag finns tillgängligt så är det ändå vanligt att dimensionera ytliga dagvattenanläggningar direkt efter dimensioneringskravet vid ett tidigt planskede. Detta beror ofta på att man vill säkerställa att ytorna för dagvattenhantering i detaljplanearbetet är tillräckliga men även för att det inte finns tillräckliga underlag kring de platsspecifika förutsättningarna tidigt i processen (Myrdal, 2020).
Enligt Pramsten (2020) lämpar sig dimensioneringskravet med ett regndjup på 20 mm främst till anläggningar som baserar sin rening på att vatten ska bli stående under en längre tid, såsom
45 dagvattendammar där den huvudsakliga reningsprocessen är sedimentation (Blecken & Larm, 2019).
Detta tyder på att åtgärdsnivåns dimensioneringskrav behöver kompletteras. Dessutom, under intervjuerna som har förts med kunniga inom branschen har åsikter uttryckts att ytterligare kompletteringar behöver göras till åtgärdsnivån för att skapa mer tydlighet kring när dimensioneringskravet är applicerbart. En genomarbetad tillämpningsanvisning behöver även utformas för när dimensioneringskravet kan frångås utöver den kompletterande rapporten till åtgärdsnivån (Stockholms stad, 2017a).
Ett problem som har uppstått med åtgärdsnivån är att dimensioneringskravet anammas av andra kommuner rakt av, trots att dessa kommuner har andra platsspecifika förutsättningar än Stockholms stad och inte lika förorenad miljö som Stockholm (Skönström, 2020). Kommuner som har anammat ett dimensioneringskrav på 20 mm regndjup är exempelvis Solna stad, Upplands-Bro kommun och Österåkers kommun (Solna stad, 2017; Upplands-Bro, 2019; Österåker, 2019). Då åtgärdsnivån bygger på föroreningsbelastningen specifikt för Stockholms stads recipienter, där det beräknade reduktionsbehovet utgår ifrån ett beräknat reningsbeting samt arealläckage, är det inte säkert att recipienter i andra kommuner har samma reduktionsbehov. I många fall kan det vara bättre att inte följa åtgärdsnivån till fullo utan att göra egna beräkningar för dimensionering, för att kunna ta hänsyn till den specifika platsen men även typen av vald dagvattenanläggning.
Dimensioneringsmetoden som valdes att appliceras i åtgärdsnivån är att dimensionera efter ett regndjup, men det finns även andra dimensioneringsmetoder som kan appliceras på dagvattenanläggningar (se avsnitt 2.6. Dimensionering av dagvattenanläggningar). Vilken dimensioneringsmetod som är bäst lämpad är i dagsläget inte fastställt, uppföljning genom flödesproportionell provtagning för olika anläggningar som har dimensionerats med olika metoder behöver göras. Detta för att kunna dra slutsatsen kring vilken dimensioneringsmetod som är bäst lämpad vid olika förhållanden. Provtagning är däremot tidskrävande och kostsamt, samt att det byggs allt fler dagvattenanläggningar vilket försvårar möjligheten att hinna provta alla anläggningar enligt Blecken och Larm (2019). Det kommer krävas mer forskning kring de olika dimensioneringsmetoderna i labbmiljö för att kunna uppskatta anläggningars funktion i fält (Blecken & Larm, 2019).
Vid en nybyggnation, vilket åtgärdsnivån ska appliceras för, måste flera funktioner tillgodoses och ekonomiska värden kommer spela en roll för hur stor den tillgängliga ytan kommer att bli för dagvattenanläggningen. Ekonomiskt värde syftar på kostnaden det innebär att inte kunna använda marken för något annat, exempelvis byggnader och tillgängliga gaturum. Detta kan innebära att byggherren väljer att prioritera någon aspekt högre än dagvattenhantering, vilket kan resultera i att ytan tillgänglig blir mindre eller justeringar måste göras i design och utformning vilket kan påverka dagvattenanläggningens hydrauliska effektivitet. En ytterligare aspekt som lyfts av skaparna av LOD-verktyget (Lodverktyg, u.å.) angående överdimensionering av växtbäddar är att dagvattenanläggningen blir kostsam, och att det är av stort intresse att de system som projekteras är kostnadseffektiva. Detta är även ett perspektiv som lyfts i Stockholms stads dagvattenstrategi, där ett av målen är att genomförandet av dagvattenhantering ska både vara miljömässigt och kostnadseffektivt (se avsnitt 2.7. Stockholms stads dagvattenstrategi). Genom att överdimensionera system så ger det egentligen endast en marginell ökning av den dagvattenmängd som tas omhand i systemet enligt Lodverktyg (u.å.), och därmed en låg miljömässig effekt. Därför behövs en rimlighetsbedömning göras gällande dimensionering och uppnådda reningseffekter, med avseende på typ av markanvändning och anläggningskostnader.
Anläggningskostnaden varierar och beror på platsförutsättningar, reningskrav och val av utförande. En kostnadsberäkning på dagvattenanläggningar har gjorts av Alm, Persson och Sundin (2016) som också
46 lyfter osäkerheten kring kostnaden, och att deras resultat endast kan ses som jämförelsevärden mellan olika dagvattenlösningar. Det konstateras även att anläggningskostnaden är högre i större städer samt att schaktarbetet är det mest kostsamma. Den beräknade kostnaden för en växtbädd per kvadratmeter är enligt Alm, Persson och Sundin (2016) 5 600 SEK. Om denna kostnad appliceras på fallstudiens växtbädd med ett dimensionerat regndjup enligt åtgärdsnivån på 20 mm skulle kostnaden uppgå till 55 720 SEK. Ett mindre regndjup på 10 mm, vilket konstaterades vara det dimensionerande regndjupet i fallstudien som omhändertar 90% av den årliga avrinningsvolymen, ger en kostnad på 27 854 SEK. Det är alltså en betydande ekonomisk skillnad vid valet av dimensionerande regndjup, men det är däremot svårt att dra en slutgiltig uppskattning på vad skillnaden i kostnaden skulle bli. Vidare forskning skulle behöva göras kring kostnaden för att kunna göra en generell slutsats kring vad en överdimensionering skulle leda till i anläggningskostnad. Trots att det är en ekonomisk skillnad i anläggningskostnad vid valet av dimensionerande regndjup så är detta troligen inte den drivande faktorn i byggnadsprojekt utan det är snarare den ekonomiska förlusten att man inte kan använda ytan till något annat.
En aspekt som inte lyfts i åtgärdsnivån är skötsel och underhåll av dagvattenanläggningar. Det ställs inga krav på detta i åtgärdsnivån, vilket borde tas i beaktning då det har betydelse för att uppnå en hållbar dagvattenhantering. Om skötsel och underhåll inte upprätthålls kan det leda till att funktionen i anläggningen försämras och att belastningen på recipienten samt risken för översvämningar ökar, vilket kan leda till att MKN riskeras att inte uppnås. Då det läggs stor vikt vid att MKN ska uppnås i åtgärdsnivån borde detta inkluderas som en viktig aspekt. Anledningen till att detta inte inkluderas är troligen på grund av problematiken med att dagvattenhantering ska ske både på allmän platsmark och kvartersmark. Problematiken som uppstår är att det är svårt att garantera att dagvattenanläggningarna underhålls, specifikt på kvartersmark eftersom VA-huvudmannen egentligen inte kan ställa några krav på att kvartersmarken måste hantera sitt vatten.
4.1.1. Brister i framställningen av åtgärdsnivån
Under arbetet med att undersöka de bakomliggande beräkningarna till åtgärdsnivån har det konstaterats att det finns brister i hur metodiken för beräkningarna har presenterats i PM Åtgärdsnivå för dagvatten i Stockholm (2016) av Andersson, Stråe och Svensson. Följande stycken nedan presenterar vilka brister som har framkommit under granskningen av de bakomliggande beräkningarna.
Det har varit svårt att finna information gällande värdena i Tabell 3 då många av värdena kommer från beräkningar baserade på Stockholms recipientklassificeringsmodell (WRS & Calluna, 2011), som ej är publicerad. Att gränsvärdena för fosfor, koppar och zink är baserade på rapporterna Naturvårdsverket (2007) och Naturvårdsverket (2008) framkommer inte heller utan denna information erhålls från recipientklassificeringsmodellen. Antagandet om hur stor andel löst form av totalhalten som gjordes för att beräkna gränsvärdet för koppar och zink är inte definierat i underlagsrapporten till åtgärdsnivån. När ett antagande görs så medför det dessutom osäkerheter till resultatet och bör därför redovisas.
Gränsvärdena för koppar och zink som används i underlagsrapporten är baserade på gamla värden (Andersson, Stråe & Svensson, 2016) och sedan underlagsrapporten skrevs har det kommit nya gränsvärden som avser den lösta, biotillgängliga fraktionen av ämnet. Detta har dock presenterats som en kritisk del i underlagsrapporten till åtgärdsnivån.
Vid beräkning av acceptabel halt i tillrinning för koppar och zink har ett antagande gällande permanent partikelavskiljningsgrad i sjöar gjorts, vilket skapar osäkerheter. Detta antagande nämns ej i underlagsrapporten utan det framgår i recipientklassificeringsmodellen (WRS & Calluna, 2011).
Acceptabel belastning på recipienten för fosfor beräknades genom modellen OECD Management model
47 och medför osäkerheter. Modellen är baserad på Vollenweider och Kerekes (1982) arbete och är en bearbetad metod för Norden. Modellen bygger på en formel som tar hänsyn till olika faktorer som t.ex.
sjöns djup, omsättningstid och den retentionsprocess som sker naturligt i sjöar (WRS & Calluna, 2011).
Denna formel presenteras inte i underlagsrapporten och inte heller värdena som användes som underlag till beräkningarna. Modellen är däremot välkänd och används vanligtvis för att beräkna fosforbelastningen i sjöar.
Både beräknad belastning (Tabell 3) och totalhalter (Tabell 4) bygger på schablonvärden (uppmätta genom flödesproportionell provtagning), där totalhalterna bygger på medelhalter som varierar beroende på den specifika marktypen. Detta påverkar dessutom resultatet för arealläckage då beräkningen bygger på totalhalten. Schablonvärdena uppdateras kontinuerligt då nya undersökningar görs (StormTac, 2019) vilket bekräftar att värdena för arealläckage i underlagsrapporten inte är absoluta och inte konstanta över tiden. De olika markanvändningarna som används vid beräkning av arealläckage har tilldelats en avrinningskoefficient, men det specifika värdet för avrinningskoefficienten presenteras inte. För marktypen Tät stenstad inkl. lokalgator konstaterades dess avrinningskoefficient genom mejlkontakt (Öckerman, 2020). Även värdet för årsnederbörden som används vid beräkning av arealläckage redovisas inte, utan detta värde erhölls också genom mejlkontakt (Öckerman, 2020).
Beräkningen av föroreningshalter (fosfor, koppar och zink) efter 70% rening gjordes för regndjupen 20 mm, 15 mm och 10 mm endast för marktypen Gata (>5000 fordon/dygn). Det presenteras inga beräkningar för de andra marktyperna som totalhalter har tagits fram för. När samma beräkning görs för de resterande marktyperna visar resultatet att “halterna ut” för Tät stenstad inkl. lokalgator och Flerbostadshus inkl. lokalgator överskrider den acceptabla halten till recipienten (se Bilaga III). Det framgår inte varför endast marktypen Gata (>5000 fordon/dygn) redovisas i underlagsrapporten till åtgärdsnivån och det förekommer inte någon diskussion angående “halt ut” för de andra marktyperna som överskrider den acceptabla halten, och som därmed inte uppnår MKN. Detta skulle ha varit en viktig aspekt att diskutera i åtgärdsnivån.
Ytterligare en aspekt som inte har tagits i beaktning är hänsyn till kontinuerlig avtappning under ett regntillfälle, då grafen i Figur 5 representerar en statistisk analys över de regn som faller över Stockholm och inte en specifik dagvattenanläggning. Om hänsyn tas till avtappning under ett pågående regn blir det erforderliga regndjupet mindre vilket innebär att dagvattenanläggningar kan dimensioneras mindre, men detta kommer att påverka uppehållstiden i anläggningen och därmed reningseffekten. Detta har även kunnat konstateras utifrån resultatet i fallstudien, då växtbädden som har en kontinuerlig avtappning kan dimensioneras efter ett mindre regndjup än dimensioneringskravets regndjup på 20 mm.
Valet av regndefinition kommer ha en inverkan på den statistiska bearbetningen av nederbördsdatan och därmed påverka utseendet av grafen i Figur 5. Valet av en uppehållstid på 12 timmar gjordes troligen för att återspegla en dagvattenanläggning som har till syfte att rena vattnet genom att uttrycka dess “sedimenteringstid”, d.v.s. tiden det tar för att uppnå en god partikelavskiljning i anläggningen. I P104 (Svenskt Vatten, 2011a, s. 52) finns en liknande graf som i Figur 5, där fördelningen av regnvolymer presenteras beroende på olika regndefinitioner och hur storleksfördelningen påverkas av vald regndefinition. Exempelvis för en regndefinition på 36 timmars uppehållstid inryms endast 70%
av den totala regnvolymen för magasinsvolymen som motsvarar ett regndjup på 15 mm, medan en uppehållstid på 12 timmar resulterar i att 86% av den totala årsnederbörden inryms (Svenskt Vatten, 2011a). Valet av uppehållstid i regndefinitionen har alltså en stor betydelse på volymen nederbörd som kan inrymmas i magasinet för ett visst regndjup.
48