En utredning av Stockholms stads åtgärdsnivå för dagvatten: Modellering av omhändertagen vattenvolym och reningseffekt i en planerad växtbädd

INOM TEKNIKOMRÅDET EXAMENSARBETE

ENERGI OCH MILJÖ OCH HUVUDOMRÅDET MILJÖTEKNIK,

AVANCERAD NIVÅ, 30 HP STOCKHOLM SVERIGE 2020,

En utredning av Stockholms stads åtgärdsnivå för dagvatten -

modellering av omhändertagen vattenvolym och reningseffekt i en planerad växtbädd

CAROLINE ELIASSON LOVISA GIDLÖF

KTH

SKOLAN FÖR ARKITEKTUR OCH SAMHÄLLSBYGGNAD

Sammanfattning

I Sverige förväntas klimatförändringar leda till ökad nederbörd med kraftiga skyfall samt längre regnvaraktighet, vilket resulterar i att en större mängd vatten behöver tas omhand. I urbana miljöer kan detta bli svårare eftersom mängden tillgängliga ytor minskar och andelen hårdgjorda ytor ökar vilket leder till en snabb dagvattenavrinning med större tillförsel av föroreningar till recipienten. För att planera inför ett framtida klimat där både risken för översvämning och statusen på vattenkvaliteten inkluderas, kommer det krävas att höga krav på kommuners dagvattenhantering ställs. Ett sätt för kommuner att planera för detta är att implementera en dagvattenstrategi, vilket är en långsiktig plan som behandlar dagvattenhantering vid nybyggnad, ombyggnad, ändrad markanvändning samt vid drift och underhåll av byggnader och anläggningar.

Stockholms stad är en av kommunerna i Sverige med förorenade ytvattenförekomster som inte når upp till en god vattenstatus enligt miljökvalitetsnormerna och vattendirektivet. För att ta itu med detta problem har Stockholms stad antagit en dagvattenstrategi, vilket inkluderar en åtgärdsnivå som ställer krav på hur stadens dagvatten ska hanteras för att uppnå miljökvalitetsnormerna. Åtgärdsnivån gäller för alla ny- och ombyggnationsprojekt och inkluderar ett dimensioneringskrav där dagvattenanläggningar ska dimensioneras utifrån ett regndjup på 20 mm för att uppnå en reningseffekt på minst 70% för fosfor, koppar och zink. Regndjupet motsvarar enligt åtgärdsnivån att 90% av de enskilda nederbördstillfällena under ett år som är mindre än eller lika med 20 mm nederbörd omhändertas. Åtgärdsnivåns dimensioneringskrav har resulterat i att stora ytor behöver tas i anspråk för dagvattenhantering i Stockholm, vilket inte alltid är möjligt då det är stor konkurrens om ytorna.

Vid beräkning av dimensioneringskravet togs det inte i beaktning att i vissa dagvattenanläggningar sker det en kontinuerlig avtappning under ett pågående regn. Kontinuerlig avtappning innebär att det sker ett utflöde från dagvattenanläggningen genom t.ex. dräneringsrör eller exfiltration. Detta innebär att dimensioneringskravet skulle kunna frångås för dessa anläggningar. Rapporten ämnar därför att utreda åtgärdsnivåns dimensioneringskrav samt de beräkningar som ligger till grund för kravet. Utredningen görs genom en litteraturstudie samt en fallstudie för en dagvattenanläggning i form av en växtbädd (som har kontinuerlig avtappning), där modelleringsverktygen Mike Urban och StormTac appliceras. I Mike Urban undersöks det vilket regndjup som motsvarar att 90% av den årliga avrinningsvolymen omhändertas. För att undersöka vilken reningseffekt som de modellerade regndjupen ger upphov till används StormTac, som beräknar reningseffekten för fosfor, koppar och zink.

Resultatet visar att det finns flera tvetydigheter när det gäller framtagandet av Stockholms stads åtgärdsnivå framförallt eftersom tillvägagångssättet inte presenteras till fullo. Modelleringsresultatet i Mike Urban visar att ett regndjup på 10 mm är tillräckligt för att omhänderta 90% av den årliga avrinningsvolymen då hänsyn tas till avtappning. Däremot visar StormTac resultatet att en reningseffekt på minst 70% är svårt att garantera för de undersökta föroreningarna även om växtbädden omhändertar 90% av den årliga avrinningsvolymen. Trots att det finns flera tvetydigheter när det gäller framtagandet av Stockholms stads åtgärdsnivå, så kan det ändå anses vara bra att staden har ett dimensioneringskrav.

Detta för att säkerställa i detaljplanen att tillräcklig yta planläggs för omhändertagande av dagvatten.

Det är däremot viktigt att åtgärdsnivån kontinuerligt uppdateras och anpassas efter ny forskning och nya tekniker samt att ytterligare kompletteringar görs till åtgärdsnivån för att skapa tydlighet kring när dimensioneringskravet är applicerbart.

Nyckelord: dagvatten, dagvattenhantering, dagvattenanläggning, växtbädd, nederbördsdata, dimensionering, Stockholms stad, åtgärdsnivå, Mike Urban, Mouse, StormTac

Abstract

The effect of climate change is expected to cause an increase in precipitation with greater frequency and intensification in Sweden, which results in a larger amount of water that needs to be managed. In urban environments this could be challenging since useable spaces for stormwater management decreases and the portion of impervious areas increases, which leads to a rapid stormwater runoff and a higher release of pollution to receiving waters. To be able to plan for a future climate where both the risk of flooding and the quality of water bodies are included, higher demands need to be set on municipalities’ stormwater management. One way for municipalities to reach the demands is to implement a stormwater management strategy, which is a long-term plan that treats stormwater management at new constructions, reconstructions, change of land use and for operation and maintenance of buildings and facilities.

Stockholm municipality is one of the municipalities in Sweden with polluted surface water bodies that does not meet the requirements of the Environmental Quality Standards (EQS) and the Water Framework Directive. To address this problem, Stockholm municipality has implemented a stormwater management strategy, which includes a “remediation standard” (åtgärdsnivå) with guidelines on how the city should handle their stormwater in order to reach the EQS. The guidelines apply to all new and reconstruction projects and includes a “design policy” (dimensioneringskrav) where stormwater facilities should be dimensioned after a rain depth of 20 mm to achieve a retention capacity of at least 70% for phosphorus, copper and zinc. The rain depth of 20 mm corresponds to handling 90% of the rain events that are less or equal to a precipitation of 20 mm during a year. The design policy has resulted in large areas in Stockholm being devoted to stormwater management. However, this is not always possible since there is a great competition regarding available spaces in urban areas.

During the development of the design policy, no consideration was made to continuous outflow during rainfall in stormwater facilities. This means that the design policy could be deviated for these facilities.

Therefore, the aim of the thesis is to investigate the remediation standard and the underlying computations in the design policy. The investigation consists of a literature study and a case study for a stormwater facility consisting of a rain garden with continuous outflow, where the modeling tools Mike Urban and StormTac are applied. In Mike Urban it is investigated which rain depth that corresponds to handling 90% of the yearly runoff. To investigate which retention capacity the modelled rain depths generates, StormTac is used. The retention capacity was estimated for phosphorus, copper and zinc.

The results indicate that there are several ambiguities concerning the development of Stockholm municipality’s remediation standard, especially since the full procedure is not presented. The modeling results from Mike Urban show that a rain depth of 10 mm is enough to handle 90% of the yearly runoff.

On the other hand, the StormTac results indicate that a retention capacity of at least 70% will be difficult to ensure even though the rain garden is able to handle 90% of the yearly runoff. Despite the several ambiguities concerning the development of Stockholm municipality’s remediation standard, it could nonetheless be considered better for the city to have a design policy to ensure that enough space is available to manage stormwater. However, it is important that the remediation standard is continuously updated and adapted to new research and technologies. Further amendments to the remediation standard need to be made to create clarity for when the design policy is applicable.

Keywords: stormwater, stormwater management, stormwater facility, rain garden, precipitation data, dimensioning, Stockholm municipality, Mike Urban, Mouse, StormTac

Förord

Den här rapporten är ett examensarbete på 30 högskolepoäng som avslutar utbildningen på Civilingenjörsprogrammet Energi och miljö inom masterprogrammet Miljöteknik och hållbar infrastruktur vid Kungliga Tekniska Högskolan (KTH). Rapporten är uppdelad i två delar – en litteraturstudie och en fallstudie, varav fallstudien består av modellering i Mike Urban och i StormTac.

Litteraturstudien är gemensamt skriven medan modelleringen är uppdelad, där Caroline Eliasson var ansvarig för Mike Urban modelleringen och Lovisa Gidlöf var ansvarig för StormTac modelleringen.

Diskussionen och slutsatsen har genomförts gemensamt av både Caroline Eliasson och Lovisa Gidlöf.

Vi vill börja med att tacka Henrik Alm som gav oss möjligheten att skriva vårt examensarbete på SWECO Environment samt våra två handledare Sara Karlsson och Maria Nordgren på SWECO för allt engagemang och handledning under arbetets gång. Vi vill även tacka vår handledare Joakim Riml på KTH som bidragit med både stöd och synpunkter på rapporten.

Denna rapport hade inte varit möjlig om inte dessa personer hade bidragit med sina kunskaper och svarat på våra många frågor och därför vill vi rikta ett särskilt tack till Hannes Öckerman på WRS och Joakim Pramsten på Stockholm Vatten och Avfall. Vi vill även tacka Joakim Pramsten som gav oss åtkomst till nederbördsdatan som användes i fallstudien.

Tack till alla medarbetare på SWECO Environment som har delat med sig av sina kunskaper gällande dagvattenhantering och specifikt Yihong Liu som delat med sig av sina kunskaper om modelleringsverktyget Mike Urban.

Tack!

Caroline Eliasson & Lovisa Gidlöf Stockholm, juni 2020

Innehållsförteckning

1. Introduktion ... 1

1.1. Syfte och delmål ... 2

1.2. Avgränsningar ... 3

1.3. Struktur ... 3

2. Litteraturstudie ... 4

2.1. Metod ... 4

2.2. Lagstiftning och riktlinjer ... 4

2.2.1. Miljöbalken ... 5

2.2.2. Plan- och bygglagen ... 5

2.2.3. Lagen om allmänna vattentjänster ... 6

2.2.4. EU:s ramdirektiv för vatten ... 6

2.3. Nederbördsdata ... 7

2.3.1. Historiska regn ... 7

2.3.2. Statistisk bearbetning av nederbördsdata ... 8

2.3.2.1. Blockregn ... 8

2.3.2.2. Typregn ... 9

2.3.2.2.1. CDS-regn ... 9

2.3.2.2.2. SIFNELL-regn ... 10

2.4. Dagvattenhantering ... 10

2.5. Dagvattenanläggningar ... 11

2.6. Dimensionering av dagvattenanläggningar ... 12

2.6.1. Dimensionering utifrån flöde ... 12

2.6.1.1. Rationella metoden ... 12

2.6.1.2. Tid-area metoden ... 14

2.6.2. Dimensionering utifrån regndjup ... 14

2.6.3. Dimensionering utifrån första smutspuls ... 15

2.6.4. Dimensionering utifrån vattenkvalitetsvolym ... 15

2.6.5. Dimensionering med hänsyn till klimatförändringar ... 16

2.7. Stockholms stads dagvattenstrategi ... 16

2.7.1. Åtgärdsnivån ... 18

2.8. Granskning av Stockholms stads åtgärdsnivå ... 19

2.8.1. Bakomliggande beräkningar till åtgärdsnivån ... 19

2.8.1.1. Reningsbeting ... 20

2.8.1.2. Arealläckage ... 21

2.8.2. Slutsats kring reduktionsbehovet ... 23

2.8.3. Beräkning av magasinsvolym som mm nederbörd ... 24

3. Fallstudie ... 26

3.1. Metod ... 30

3.1.1. Mike Urban ... 31

3.1.1.1. Indata i Mike Urban ... 33

3.1.2. StormTac ... 34

3.1.2.1. Indata i StormTac ... 37

3.2. Resultat ... 38

3.2.1. Mike Urban modellering ... 38

3.2.1.1. Felkällor ... 40

3.2.2. StormTac modellering ... 42

4. Diskussion ... 43

4.1. Diskussion kring åtgärdsnivån ... 43

4.1.1. Brister i framställningen av åtgärdsnivån ... 46

4.2. Diskussion kring fallstudien ... 48

4.2.1. Modellen i Mike Urban ... 48

4.2.2. Modellen i StormTac ... 51

4.3. Problematik kring dagvattenhantering ... 52

5. Slutsats ... 54

6. Referenser ... 55

7. Bilagor ... 59

7.1. Bilaga I ... 59

7.2. Bilaga II ... 60

7.3. Bilaga III ... 61

7.4. Bilaga IV ... 63

7.5. Bilaga V ... 65

7.6. Bilaga VI ... 66

7.7. Bilaga VII ... 67

7.8. Bilaga VIII ... 70

Ekvationsförteckning

Ekvation [2] Rationella metoden ... 13

Ekvation [3] Avrinningskoefficient ... 13

Ekvation [4] Dahlströms formel ... 14

Ekvation [5] Samband mellan en anläggnings magasinsvolym och regnvolym ... 15

Ekvation [6] Dimensionerande regndjup ... 15

Ekvation [7] Vattenkvalitetsvolym ... 15

Ekvation [8] Exempel, resultat halt ut ... 25

Ekvation [9] Maximalt utflöde, växtbädd ... 27

Ekvation [10] Tömningstid, växtbädd ... 27

Ekvation [11] Fördröjningsvolym, växtbädd ... 27

Ekvation [12] Ytarea, växtbädd ... 29

Ekvation [13] Summan av anläggningens djup kopplat till dess porositet, dA ... 29

Ekvation [14] Saint Venants ekvation, bevarande av massa ... 31

Ekvation [15] Saint Venants ekvation, bevarande av rörelsemängd ... 31

Ekvation [16] Reningseffekt, StormTac ... 37

Figurförteckning

Figur 1. Blockregn från P104 (Svenskt Vatten, 2011a). ... 8

Figur 2. CDS-regn (Svenskt Vatten, 2011a). ... 9

Figur 3. SIFNELL-regn (Svenskt Vatten, 2011a). ... 10

Figur 4. Övergripande flödesschema över framtagandet av dimensioneringskravet i åtgärdsnivån. ... 20

Figur 5. Andel av total regnvolym som inryms för en angiven magasinsvolym som mm nederbörd (Andersson, Stråe & Svensson, 2016). ... 24

Figur 6. Skiss över parkeringen och avrinningsområdet. Den planerade växtbäddens position är utritad på skissen. ... 26

Figur 7. Konceptuell skiss av en tät växtbädd som appliceras i fallstudien. Ritad utifrån en växtbädd i StormTac. ... 27

Figur 8. Historisk nederbördsdata mellan åren 2009-2015 från mätstationen Torsgatan, Stockholm. . 30

Figur 9. En konceptuell skiss av basin-noden som representerar växtbädden i Mike Urban. ... 32

Figur 10. Illustrerar de tre olika tid-area kurvorna i Mike Urban. x-axeln anger tid och y-axeln anger den reducerade arean som bidrar till avrinning. ... 33

Figur 11. Flödesschemat i StormTac. ... 35

Figur 12. Skiss på fallstudiens avrinningsområde och det utritade fiktiva ledningsnätet i Mike Urban. ... 39

Figur 13. Graf över det modellerade flödet i inloppsledningen till växtbädden mellan åren 2009-2015. ... 39

Figur 14. Växtbädden i StormTac. ... 42

Tabellförteckning

Tabell 2. Klimatfaktor kopplat till dimensionerande återkomsttid enligt P104 (Svenskt Vatten, 2011a). ... 16

Tabell 3. Gränsvärde, acceptabel halt i tillrinning, acceptabel respektive beräknad belastning, reningsbeting samt reduktionsbehovet av fosfor, koppar och zink för Långsjön. ... 21

Tabell 4. Totalhalter av fosfor, koppar och zink för marktypen Tät stenstad inkl. lokalgator samt acceptabel halt i tillrinning till Långsjön (Andersson, Stråe & Svensson, 2016). ... 22

Tabell 5. Arealläckage av fosfor, koppar och zink för marktypen Tät stenstad inkl. lokalgator samt beräknad acceptabel belastning till Långsjön och Trekanten (Andersson, Stråe & Svensson, 2016). . 23

Tabell 6. Reduktionsbehovet av fosfor, koppar och zink för Långsjön och Trekanten för marktypen Tät stenstad inkl. lokalgator. ... 23

Tabell 7. Föroreningshalten för marktypen Gata (>5000 fordon/dygn) och föroreningshalten efter rening med 70% (lägsta reningskravet) för respektive regndjup samt acceptabel föroreningshalt i de tre recipienterna (som ett spann) (Andersson, Stråe & Svensson, 2016). ... 25

Tabell 8. Växtbäddens specifika värden som användes i fallstudien. ... 29

Tabell 9. Indata till Mike Urban modelleringen. ... 34

Tabell 10. Indata i StormTac modelleringen. ... 37

Tabell 11. Ackumulerad volym i växtbäddens inloppsledning för varje år samt medelvärdet för åren 2009-2015. ... 40

Tabell 12. Medelvärde bräddning samt medelvärde procentuell bräddning för åren 2009-2015. ... 40

Tabell 13. En jämförelse mellan beräknad volym för basin-noden av Mike Urban och beräknad volym för växtbädden (Ekvation 7) för de olika modellerade regndjupen. ... 41

Tabell 14. Ackumulerad volym av det fiktiva vattnet som är borttaget i modellerings resultatet för inloppsledningen. ... 41

Tabell 15. Ackumulerad volym av det fiktiva vattnet som är borttaget i modellerings resultatet för bräddningsledningen för regndjupet på 10 mm. ... 41

Tabell 16. Reningseffekt för fosfor, koppar och zink för växtbädden med respektive modellerat regndjup. ... 42

1

1. Introduktion

Klimatförändringarna i världen har blivit ett faktum och innebär flera prövningar för samhällen. I Sverige kan mer nederbörd med kraftiga skyfall samt längre regnvaraktighet väntas som ett resultat av klimatförändringarna. Den ökade nederbörden skapar problem i urbana miljöer med mycket hårdgjorda ytor, där risken för översvämningar och tillförseln av föroreningar till recipienter kan förväntas öka (SMHI, 2020; Stockholms stad, 2015). För att kunna ta hand om den ökande mängden vatten och planera för ett framtida klimat, kommer det behöva ställas högre krav på kommunerna i Sverige för att uppnå en långsiktig hållbar dagvattenhantering (Klimatanpassning, 2019). Ett sätt för kommuner att uppnå en hållbar dagvattenhantering är att implementera en dagvattenstrategi, vars syfte är att ta hänsyn till de framtida klimatförändringar där både risken för översvämning och statusen på vattenkvaliteten inkluderas (Borris m.fl., 2019).

I dagsläget finns det ingen legaldefinition av dagvatten i Sverige (Boverket, 2015a), men brukar definieras som allt regn- och smältvatten från hårdgjorda ytor i urbana miljöer (Klimatanpassning, 2019). För att uppnå en hållbar dagvattenhantering är det viktigt att det finns lagstiftning och riktlinjer som eftersträvar detta. Lagar som ligger till grund för dagvattenhantering är miljöbalken, lagen om allmänna vattentjänster samt plan- och bygglagen. Hanteringen av dagvatten styrs även av miljökvalitetsnormerna och vattendirektivet vilka strävar efter att vattenförekomster ska uppnå en god vattenstatus. Lagarna fastställer ansvarsfördelningen för både vattnet och dagvattnet samt ställer specifika krav på vattnets kvalitet (Boverket, 2015b), men det saknas däremot nationella riktlinjer för dagvattenkvaliteten (Borris m.fl., 2019). Ansvaret kring dagvattenhantering har, i samband med att lagen om allmänna vattentjänster trädde i kraft 2007, lagts på kommunerna där behovet av gemensam förvaltning ska tillgodoses (Alm, Lindgren & Paulsson, 2017).

Mängden dagvatten som uppstår beror på nederbörd, avdunstning och markens infiltrationsförmåga (Klimatanpassning, 2019) och dess innehåll varierar men består vanligtvis av en blandning av organiska och oorganiska material samt substanser som både har naturligt och antropogent ursprung (Borris m.fl., 2019). Det som styr dagvattnets innehåll och dess variation är bland annat säsong, markanvändning, byggnadsmaterial och mänskliga aktiviteter som t.ex. saltning av vägar. Idag är det ett problem att en stor del av dagvattnet släpps ut orenat direkt i recipienter, vilket har en stor påverkan på recipientens vattenstatus (Borris m.fl., 2019). Enligt kraven som ställs i vattendirektivet klarar inte hälften av Sveriges sjöar och vattendrag kraven om god vattenstatus och når inte upp till miljökvalitetsnormerna (Havs- och vattenmyndigheten, 2014). Stockholm är ett av områdena där ytvattnet inte når upp till god vattenstatus enligt miljökvalitetsnormerna då vattnet innehåller för höga halter näringsämnen (Borris m.fl., 2019). För att förbättra stadens yt- och grundvattenkvalitet och för att uppnå miljökvalitetsnormerna antog Stockholms stad år 2015 en ny dagvattenstrategi: Vägen mot en hållbar dagvattenhantering som ställer höga krav på hur stadens dagvatten ska hanteras (Stockholms stad, 2015). Utifrån målen i dagvattenstrategin och för att minska belastningen på stadens recipienter har det utarbetats en åtgärdsnivå som utgör en bas för vägledning och ska bidra till att en god vattenstatus uppnås.

Genom åtgärdsnivån har Stockholms stad angett riktlinjer för att besvara frågeställningen gällande hur en dagvattenanläggning ska dimensioneras, då det i dagsläget saknas nationella ramverk att efterfölja.

Kravet som ställs i åtgärdsnivån innebär att alla ny- och ombyggnationsprojekt ska följa ett dimensioneringskrav som innebär att dagvattenanläggningar ska dimensioneras med ett regndjup på 20

2 mm för att uppnå en reningseffekt på minst 70% för fosfor, koppar och zink och därmed minska belastningen på stadens recipienter samt uppnå miljökvalitetsnormerna. För att uppnå en reningseffekt på 70% för dessa föroreningar krävs det att en stor andel av årsnederbörden omhändertas och renas.

Enligt åtgärdsnivån motsvarar dimensioneringskravet att 90% av de enskilda nederbördstillfällena under ett år som är mindre än eller lika med 20 mm nederbörd omhändertas, utan att hänsyn tas till kontinuerlig avtappning under ett pågående regn i en dagvattenanläggning (Stockholms stad, 2016a).

Dimensioneringskravet ska vara möjligt att applicera på flera olika typer av dagvattenanläggningar. I praktiken när dimensioneringskravet appliceras på dagvattenanläggningar undersöks den årliga avrinningsvolymen istället för årsnederbörden. Den årliga avrinningsvolymen ska motsvara att en stor andel av årsnederbörden omhändertas inom avrinningsområdet. Dimensioneringskravet kan frångås i vissa fall och anläggningar kan dimensioneras utifrån ett mindre regndjup, förutsatt att reningseffekten som åtgärdsnivån motsvarar nås.

Det finns en problematik i att åtgärdsnivån inte har tagit hänsyn till avtappning under ett pågående regn eftersom det innebär i praktiken att dagvattenanläggningen kan omhänderta en större volym vatten än vad åtgärdsnivån anger och därmed kan en del anläggningar bli överdimensionerade. Detta har även en studie av Pramsten (2018) och ett framtaget LOD-verktyg (Lodverktyg, u.å.) konstaterat, samt att anläggningarna blir oekonomiska om dimensioneringskravet efterföljs på dagvattenanläggningar med kontinuerlig avtappning. Rapporten ämnar därför att utreda åtgärdsnivåns dimensioneringskrav och de beräkningar som ligger till grund för kravet genom en litteraturstudie, samt att undersöka vilket regndjup en växtbädd (som har kontinuerlig avtappning) kan dimensioneras efter för att omhänderta 90% av den årliga avrinningsvolymen. För att undersöka vilket regndjup som motsvarar att 90% av den årliga avrinningsvolymen omhändertas samt vilken reningseffekt som uppnås för dagvattenanläggningen ska modelleringsverktygen Mike Urban och StormTac appliceras i en fallstudie bestående av ett avrinningsområde med en växtbädd.

1.1. Syfte och delmål

Syftet med rapporten är att öka förståelsen för de bakomliggande beräkningarna i Stockholms stads åtgärdsnivå som är en del av stadens strategi för dagvattenhantering, samt att utreda dimensioneringskravet i åtgärdsnivån. Detta görs genom en fallstudie av en dagvattenanläggning i form av en växtbädd i ett nybyggnadsområde där dimensioneringskravet ska appliceras enligt åtgärdsnivån.

Följande delmål har satts upp för att uppnå syftet:

För litteraturstudien:

I. Kartlägga lagstiftningen som styr dagvattenutredningar, föroreningsbelastningen i dagvatten och metoder för dimensionering av en dagvattenanläggning.

II. Granska Stockholms stads dagvattenstrategi och dess krav enligt åtgärdsnivån samt de bakomliggande beräkningarna i åtgärdsnivån.

För fallstudien:

III. Åtgärdsnivån ska utredas genom att undersöka vilket regndjup som motsvarar att 90% av den årliga avrinningsvolymen omhändertas om hänsyn tas till kontinuerlig avtappning i

anläggningen, samt vilken reningseffekt detta motsvarar.

3 IV. Sätta upp en modell i modelleringsverktyget Mike Urban över avrinningsområdet, där

dimensioneringskravet ska appliceras enligt åtgärdsnivån, med en dagvattenanläggning i form av en växtbädd för att bestämma det dimensionerande regndjupet för dagvattenanläggningen.

V. Konstruera en modell i modelleringsverktyget StormTac för att undersöka dagvattenanläggningens reningseffekt.

1.2. Avgränsningar

Rapporten avgränsar sig till Sveriges lagstiftning och riktlinjer samt Stockholms stads dagvattenstrategi gällande dagvattenhantering. Fallstudien appliceras på ett avrinningsområde i Stockholms stad och endast en reningsanläggning bestående av en växtbädd utreds. Inga andra system gällande lokalt omhändertagande av dagvatten tas i beaktning inom avrinningsområdet. Reningseffekten beräknas i StormTac enbart för fosfor, koppar och zink, där fördröjningsvolymen är inkluderad för att uppnå förbättrad rening. Reningsprocesserna i StormTac som tas hänsyn till vid beräkning av reningseffekten är sedimentation och adsorption i filtermaterialet. Dimensionering för flödesutjämning beaktas ej.

1.3. Struktur

Rapporten är uppdelad i två sektioner – en litteraturstudie och en fallstudie. I litteraturstudien presenteras metoden och den framtagna teoretiska bakgrunden som är nödvändig för att förstå både granskningen av Stockholms stads åtgärdsnivå och fallstudiens metodik. Granskningen av åtgärdsnivån presenteras avslutningsvis i litteraturstudien. Därefter presenteras fallstudien som både innehåller information om avrinningsområdet och dagvattenanläggningen som ska appliceras i fallstudien. Två modelleringsverktyg (Mike Urban och StormTac) har applicerats för att undersöka dimensioneringskravet i åtgärdsnivån, och metodiken för vardera modelleringsverktyg presenteras som avslutas med en sammanfattning av indata för respektive modelleringsverktyg. Resultatet för Mike Urban och StormTac modelleringarna presenteras efter metoden för fallstudien, där en slutsats dras angående vilket regndjup som motsvarar att 90% av den årliga avrinningsvolymen omhändertas och den uppnådda reningseffekten. Rapporten har en gemensam diskussion för litteraturstudien och fallstudien där resultaten och felkällorna diskuteras. Rapporten avslutas med en slutsats inklusive rekommendationer.

4

2. Litteraturstudie

I detta avsnitt presenteras litteraturstudien och metoden som har använts samt granskningen av Stockholms stads åtgärdsnivå.

2.1. Metod

Litteraturstudien har bestått av informationssök kring vad som styr dagvattenhanteringen i Sverige och i Stockholm. Viktiga aspekter för att få en bra grund till dagvattenhantering är att förstå hur en kontinuerlig nederbördsdata bearbetas och vad som styr dimensionering av dagvattenanläggningar.

Information har därför sökts inom dessa områden genom att använda olika sökord och kombinationer av dessa. En övergripande sammanfattning av sökorden presenteras i Bilaga I.

Litteratur har hämtats från databaser såsom Google scholar, DiVA-portalen och KTH primo, men även publikationer gällande dagvattenhantering från Svenskt Vatten (branschorganisation som företräder Sveriges kommunala vattentjänstföretag), Stockholms stad och från myndigheters hemsidor såsom Naturvårdsverket, Boverket, Havs- och Vattenmyndigheten och SMHI. Vid utredning av dagvattenhanteringen i Stockholm har rapporter från Svenskt Vatten, Stockholms stad, WRS och SP Urban Water använts. För att få en djupare förståelse för dagvattenhantering har diskussioner förts främst med Henrik Alm (SWECO), Sara Karlsson (SWECO) och Maria Nordgren (SWECO), men även med andra medarbetare på SWECO. Intervjuer har gjorts med Joakim Pramsten (Stockholm Vatten och Avfall) och Olof Jonasson (Tyréns) angående dagvattenhantering och deras egna studier kring dimensionering av dagvattenanläggningar.

Litteraturstudien ligger till grund för att förstå och kunna utreda Stockholms stads åtgärdsnivå och ska bidra med en kunskapssammanställning av nödvändiga källor för att få en så korrekt uppfattning som möjligt av dagvattenhantering, och består av avsnitten: 2.2. Lagstiftning och riktlinjer, 2.3.

Nederbördsdata, 2.4. Dagvattenhantering, 2.5. Dagvattenanläggningar och 2.6. Dimensionering av dagvattenanläggningar. Stockholms stads dagvattenstrategi och granskningen av åtgärdsnivån presenteras under avsnitten 2.7. Stockholms stads dagvattenstrategi och 2.8. Granskning av Stockholms stads åtgärdsnivå.

Utredningen av Stockholms stads åtgärdsnivå och dess bakomliggande beräkningar genomfördes genom att granska de tillgängliga publikationer som ligger till grund för dagvattenhantering i Sverige:

P104 (Svenskt Vatten, 2011a), P105 (Svenskt Vatten, 2011b) och P110 (Svenskt Vatten, 2016) samt läsa de publicerade rapporterna gällande åtgärdsnivån: Dagvattenhantering, Åtgärdsnivå vid ny- och större ombyggnation (Stockholms stad, 2016a), Dagvatten - PM Beräkningsmetodik för dagvattenflöde och föroreningstransport (Svenskt Vatten, 2017a) och PM Åtgärdsnivå för dagvatten i Stockholm (Andersson, Stråe & Svensson, 2016). För att fylla kunskapsluckorna gällande åtgärdsnivån genomfördes en intervju med Hannes Öckerman (WRS) och Teresia Skönström (SWECO) samt mejlkontakt har förts med Eva Vall (Stockholm Vatten och Avfall) som även var projektledare under framtagandet av åtgärdsnivån, detta presenteras i avsnitt 2.8.1. Bakomliggande beräkningar till åtgärdsnivån.

2.2. Lagstiftning och riktlinjer

Dagvattenhantering styrs av flera olika regelverk som ställer särskilda krav i olika situationer (Boverket, 2015b), men i dagsläget finns det ingen legaldefinition av dagvatten i Sverige (Boverket, 2015a). De

5 lagar som ligger till grund för dagvattenhantering är miljöbalken (1998:808), lagen om allmänna vattentjänster (2006:412) samt plan- och bygglagen (2010:900). Dessa lagar fastställer ansvarsfördelningen för både vattnet och dagvattnet (Boverket, 2015b). I dagsläget saknas det nationella riktlinjer specifikt för dagvattenkvaliteten (Borris m.fl., 2019) dock ställs det krav på yt- och grundvattnets kvalitet genom miljökvalitetsnormerna i vattendirektivet (2000/60/EG).

2.2.1. Miljöbalken

Allt dagvatten som leds bort inom ett detaljplaneområde, som inte görs för en viss eller vissa fastigheters räkning, är enligt miljöbalken (MB) 9 kap. 2§ definierat som avloppsvatten. Detta innebär att utsläpp av dagvatten klassas som miljöfarlig verksamhet (9 kap. 1§ MB, 9 kap. 2§ MB). För det dagvatten som inte faller in under definitionen för avloppsvatten gäller miljöbalkens allmänna regler, t.ex.

miljöbalkens hänsynsregler (2 kap. MB). Avloppsvattnet ska avledas och renas eller tas om hand på något annat sätt så att olägenhet för människors hälsa eller miljön inte uppkommer (9 kap. 7§ MB). Av denna anledning ska lämpliga avloppsanordningar eller andra inrättningar utföras (Naturvårdsverket, 2019a).

2.2.2. Plan- och bygglagen

Plan- och bygglagen (PBL) är en exploateringslagstiftning och är inriktad på att hantera bebyggelse samt behovet att väga olika allmänna intressen mot enskilda intressen (Boverket, 2018). PBL ska fungera som ett instrument för kommunerna att styra användningen av mark och vatten, så att det används för de ändamål som är mest lämpliga (Havs- och vattenmyndigheten, 2015). Planbestämmelser för dagvatten regleras i PBL och har till syfte att främst skapa förutsättningar för att avvattna kvartersmark (fastighetsägarens mark) och allmänna platser (stadens mark) samt att reservera markområden som behövs för att avleda och ta hand om vatten i allmänna VA-anläggningar. En avgörande faktor gällande hur dagvattenhanteringen ska lösas är uppdelningen av planområdet i vad som är allmän plats och vad som är kvartersmark, eftersom allmänna dagvattenanläggningar huvudsakligen placeras på allmän plats och inom kvartersmark som inte används för enskilt bebyggande. I 6 kap. PBL återges regler som ger kommunen möjlighet att skaffa åtkomst till den mark som behövs för att lösa dagvattenhanteringen (Boverket, 2018).

Hushållning av vatten och avfall berörs i 8 kap. 4§ PBL, där det står att ett byggnadsverk ska ha de tekniska egenskaper som är väsentliga bland annat i fråga om vatten- och avfallshushållning. Enligt PBL (1 kap. 2§) är det kommunernas skyldighet att planlägga användningen av mark och vatten samt att ha en aktuell översiktsplan. Översiktsplanen inkluderar en långsiktig plan för utvecklingen av den fysiska miljön och hur den byggda miljön ska användas, däremot är översiktsplanen inte bindande. En avgörande förutsättning för vilken omfattning bebyggande är möjligt i planområdet är hur kommunen har planerat för att lösa dagvattenhanteringen. I dagsläget råder det kommunalt planmonopol, vilket innebär att kommunen själv avgör om ett område ska detaljplaneläggas eller inte (Havs- och vattenmyndigheten, 2015). Detaljplanen är en områdesbestämmelse där kommunen kan ställa villkor att bygglov eller startbesked endast kan ges under förutsättning att en viss anläggning för exempelvis vattenförsörjning eller avlopp, som kommunen inte ska vara huvudman för, kommer upprättas (4 kap.

14§ PBL). Det är viktigt att poängtera att kommunen endast kan ställa villkor på det som ställs i paragrafen, exempelvis är paragrafen inte tillämpbar om syftet endast är att reglera dagvattenflöden med hänvisning till föroreningar i vattnet (Boverket, 2018).

6 Den enskilda fastighetsägaren är skyldig att följa de bestämmelser som kommunen har angett i detaljplanen med stöd av PBL gällande exempelvis lösningar för dagvattenhantering såsom reglera markens höjdläge inom planområdet (4 kap. 10§). Avsnitten i 4 kap. PBL berör bland annat reglering i detaljplanen för att skapa förutsättningar för dagvattenhantering. Det är byggherrens ansvar att genomföra åtgärderna som nämns i detaljplanen men det är kommunens ansvar att följa upp genomförandet (Boverket, 2018).

2.2.3. Lagen om allmänna vattentjänster

Kommunens ansvar för att inrätta ett verksamhetsområde för vatten, avlopp och dagvatten regleras av lagen om allmänna vattentjänster 2006:412 (LAV). Om dagvattnet behöver avledas med hänsyn till människors hälsa eller miljön i ett större sammanhang inom en befintlig eller blivande bebyggelse ska ett verksamhetsområde för dagvatten inrättas. Av förarbetena till LAV framgår det att kommunen har utbyggnadsskyldighet om det finns ett behov av en samlad lösning för dag- och dränvatten i ett område med bebyggelse. Detta innebär att det är kommunens skyldighet att inrätta ett verksamhetsområde för exempelvis dagvatten, oavsett om området är detaljplanelagt eller inte. (Boverket, 2015c)

Enligt LAV är det huvudmannen som ansvarar för att ordna de vattentjänster som verksamhetsområdet omfattar, genom t.ex. en allmän anläggning för vatten och avlopp (VA). Huvudmannen är ägaren till den allmänna VA-anläggningen och kan exempelvis vara kommunen eller ett kommunalt bolag. Detta innebär att huvudmannen har ansvar för att dagvattnet från kvartersmark och allmän platsmark ska avledas. Denna skyldighet gäller för det mesta oavsett dagvattnets kvalitet eller kvantitet. Däremot är det fastighetsägarnas skyldighet att avvattna sin fastighet, vilket resulterar i att dagvatten från kvartersmark inte får avledas för att istället hanteras på allmän platsmark. Kommunfullmäktige har klarlagt ansvarsförhållandena i det samlade dokumentet Allmänna bestämmelser om användande av allmänna vatten- och avloppsanläggningar (ABVA). Ansvarsförhållandena som följer LAV kan varken ändras genom bestämmelser i detaljplan eller avtalas bort. Huvudmannen har rätt att ta ut en avgift, enligt en taxa som kommunen bestämmer, av fastighetsägarna för att täcka de kostnader som huvudmannen har för de allmänna anläggningarna. Kommunen kan exempelvis ta ut en högre avgift om en enskild fastighetsägare låter starkt förorenat dagvatten belasta den allmänna anläggningen.

(Boverket, 2015c)

2.2.4. EU:s ramdirektiv för vatten

EU:s ramdirektiv för vatten, även kallad vattendirektivet (2000/60/EG), antogs år 2000 av länderna inom EU med syfte att säkra tillgången till vatten av god kvalitet i ett långsiktigt perspektiv.

Vattenmyndigheterna ansvarar för att vattendirektivet genomförs och Naturvårdsverket har tagit fram underlag för genomförandet av direktivet. Målet med vattendirektivet är att allt inlands- kust- och grundvatten ska klassas som god status till planeringsperioden är slut, vilket är år 2021, där varje planeringsperiod är 6 år. Bedömning görs utifrån en vattenförekomst ekologiska status samt kemiska status. God ekologisk status innebär bland annat att växt- och djurlivet i vattnet, flöden och bottenstruktur ska närma sig referenstillståndet, vilket brukar betraktas som naturliga förhållanden. Den kemiska statusen bedöms utifrån halter av förorenande ämnen samt hur de förhåller sig till de gemensamma miljökvalitetsnormerna (MKN) som gäller för samarbetsländerna inom direktivet (Rent dagvatten, u.å.). De grundläggande reglerna för MKN finns i 5 kap. MB och berör luft, buller och vatten (Naturvårdsverket, 2019b).

7 MKN är ett juridiskt styrmedel som gäller för ett antal prioriterade farliga ämnen och är gemensamma för alla medlemsländerna (Rent dagvatten, u.å.). De prioriterade ämnena definieras som ”ämnen eller grupper av ämnen som är toxiska, beständiga och har benägenhet för bioackumulering, samt andra ämnen eller grupper av ämnen som ger upphov till motsvarande farhågor” enligt vattendirektivet (2000/60/EG). Utöver de prioriterade ämnena finns det även ämnen som klassificeras under ekologisk status och kallas för särskilda förorenande ämnen. I Sverige är ca. 30 olika ämnen och ämnesgrupper, bl.a. koppar och zink, identifierade som särskilda förorenande ämnen. Förutom att det finns gemensamma MKN för den kemiska statusen, har det även i Sverige lagts till MKN för att uppnå god ekologisk status. MKN för god ekologisk status gäller för de särskilda förorenande ämnena samt övergödande ämnen såsom kväve och fosfor (VISS, u.å.). Enligt PBL har Länsstyrelsen en skyldighet att överpröva (11 kap. 10§) eller upphäva (11 kap. 11§) en plan om det finns risk för att MKN inte efterföljs (Stockholms stad, 2016a).

2.3. Nederbördsdata

Nederbördsdata ligger till grund för dagvattenmodellering och kan antingen bestå av historiska regn eller statistiskt bearbetad nederbördsdata såsom blockregn och typregn (CDS-regn och SIFNELL-regn).

Tidigare användes så kallade Z-kurvor som är baserade på dygnsnederbörd, där en Z-parameter blev framtagen för olika orter som beskriver den konvektiva nederbördens betydelse på den specifika orten.

Detta koncept användes och fungerade väl under den meteorologiska referensperioden 1931-1960, men när referensperioden skulle uppdateras visade det sig att konceptet inte var framgångsrikt. Det berodde på att nederbördsmönstret förändrades mellan de olika tidsperioderna, speciellt nederbörden under sommaren i södra Sverige, och därmed övergavs konceptet. (Svenskt Vatten, 2011a)

2.3.1. Historiska regn

Nederbördsdata baserad på historiska regn syftar på regndata i olika former tagna direkt från mätningar av nederbörd. Det är antingen långa kontinuerliga serier av regndata eller data för enstaka regntillfällen.

Huvudsakligen återges regndata som konstanta regnintensiteter eller regnvolymer under ett visst tidsintervall. Detta beror på vilket instrument som har används men ofta ger mätningen av nederbörd en nederbördsvolym för tidsintervallet och inte momentana intensitetsvärden (Svenskt Vatten, 2011a).

Däremot finns det i Sverige i stor utsträckning tillgång till digitalt registrerande nederbördsinstrument.

Högupplöst och längre nederbördsdata ger en bättre uppfattning om trender samt uppkomsten av häftiga regn (Hernebring, 2008). Den ökade tillgången till digitala och i tiden högupplösta regndata innebär en förbättrad möjlighet att få kvantitativ kunskap om regnintensitet och den rumsliga variabiliteten (Dahlström, 2006).

Metoder för att mäta nederbörd bygger främst på att samla upp regn i ett vattentätt kärl för att sedan mäta hur mycket vatten som har samlats. I Sverige anges nederbördsmängden i millimeter, där 1 millimeter regn motsvarar 1 liter per kvadratmeter (SMHI, 2018a). De två typerna av regnmätare för högupplöst nederbörd som används främst är vägande mätare och vippskål (Svenskt Vatten, 2011a).

Metoden för vägande mätare är att nederbörden samlas upp i en hink som står på en platta som hänger i två kedjor samt en givare bestående av en sträng. Strängen sätts i svängning med hjälp av en elektromagnet. När hinken fylls med nederbörd och blir tyngre ökar frekvensen på strängen. Frekvensen från strängen mäts och därigenom beräknas mätkärlets tyngd till mm nederbörd. Upplösningen anges till 0,1 mm (Svenskt Vatten, 2011a). Ett problem med denna typ av mätare är att det kan bildas snö- eller isproppar i inloppsröret vilket då blockerar mätaren, det är därför viktigt att inloppsröret värms upp (SMHI, 2018a). Den andra typen av regnmätare, vippskål, samlar upp nederbörden i en mätare som

8 består av två mindre uppsamlingskärl, till vilka nederbörden omväxlande fördelas (vippning) (SMHI, 2018a). Ett grundproblem med vippmekanismen är att det finns en risk att den inte hinner med vid mycket höga nederbördsintensiteter och vattenvolym går förlorad, vilket beror på utformningen av uppsamlingskärlet. Detta gör att nederbördsintensiteten underskattas (Hernebring, 2008).

De två mätprinciperna för vägande mätare och vippskål är principiellt olika. Från den vägande mätaren bestäms tidsupplösningen av hur ofta man har valt att lagra mätsignalen och för vippskålen är volymupplösningen lika med mätarens volym, där vipphändelsen kan registreras med sekundnoggrannhet. Regndata från en vippskål blir mer kompakt i jämförelse med regndata från vägande mätare, vilket beror på att regndata från vägande mätare kan ha en större andel data som är utan information (=0). (Svenskt Vatten, 2011a)

2.3.2. Statistisk bearbetning av nederbördsdata

Vid statistisk bearbetning av nederbördsdata bestäms en regndefinition, som delar in regndataserien (historiska regnet) i olika regntillfällen. Den maximala intensiteten kan sedan bestämmas för varje regntillfälle (Hernebring, 2008). Det är viktigt att ha en tydlig regndefinition vid databearbetning av kontinuerliga regnserier då resultatet utgår från definitionen. Parametrar som regndefinitionen inkluderar är: uppehållstiden mellan olika regntillfällen (största uppehållstid) samt minsta regnintensitet alternativt minsta regnvolym, som används för att utesluta småregn (Hernebring, 2006). Exempelvis i rapporten 10års-regnets återkomst- förr och nu. Regndata för dimensionering/kontrollberäkning av VA- system i tätorter (2006) av Hernebring består regndefinitionen av en uteslutning av småregn som är mindre än 2 mm och med en intensitet mindre än 0,1 mm/h.

2.3.2.1. Blockregn

Vid dimensionering av dagvattensystem används nederbördsdata i form av intensitets- varaktighetskurvor. Kurvorna erhålls genom en statistisk bearbetning av maximala medelnederbördsintensiteter för olika enskilda regn. Maximala medelintensiteten (blockregnsintensiteten) för en vald varaktighet för ett enskilt regn definieras som det största medelvärdet som nederbördsintensiteten har under någon del av regnet. Regnets maximala medelintensitet för en bestämd varaktighet brukar kallas för ett blockregn (se Figur 1). Om den valda varaktigheten är längre än regnets verkliga längd kan medelintensiteten beräknas genom att dividera den totala regnvolymen med varaktighetens längd. (Svenskt Vatten, 2011a)

Figur 1. Blockregn från P104 (Svenskt Vatten, 2011a).

9 Intensitets-varaktighetskurvorna är baserad på data från en eller flera regnmätare, där varje mätstation bearbetas separat för att sedan skapa medelintensitetskurvor. Varje mätserie från respektive mätstation delas in i separata oberoende regntillfällen. Ett regntillfälle definieras av uppehållstiden före och efter regnet, där uppehållstiden brukar variera mellan en halvtimme och 6 timmar men kan vara längre. För uppehållstider kortare än den definierade tiden mellan två regntillfällen, räknas det regnet in i regntillfället. Detta innebär att ett regntillfälle kan inkludera flera regnskurar. (Svenskt Vatten, 2011a)

2.3.2.2. Typregn

Typregn, även kallat för ett beräkningsregn, är baserad på statistiskt bearbetade historiska regn och används vid dimensionering eller analys av olika delar i avloppssystemet såsom ledningar och utjämningsmagasin. Egenskaper som är viktiga för typregn är totalvolymen, tidsförloppets utseende samt intensitetsmaximums storlek och läge (Svenskt Vatten, 2011a). I Sverige finns det enligt Arnell (1991) två olika typregn, CDS-regn och SIFNELL-regn, som har testats för dimensionering och analys av utjämningsmagasin. Vid modellering med långa regnserier där syftet är att beskriva fyllningen och tömningen av ett magasin används vanligtvis CDS-regn för att beräkna magasinets kapacitet.

Regnserien bör vara längre än återkomsttiden för att undvika extrapolering av resultaten (Svenskt Vatten, 2011a).

2.3.2.2.1. CDS-regn

CDS-regn står för Chicago Design Storm och går internationellt under beteckningen Chicago-regn men har i Sverige benämns som CDS-regn då den gjorts om till att vara baserad på regndata från Sverige istället för amerikansk. En av den viktigaste egenskapen hos CDS-regn är att intensitetsmaximum för olika varaktigheter följer intensitets-varaktighetskurvor, vilket gör att CDS-regnet direkt kan konstrueras utifrån dessa kurvor eller med en matematisk formel som beskriver kurvan. Istället för att utgå från intensitets-varaktighetskurvor för att konstruera ett CDS-regn, kan det istället antas att intensitetsmaximum existerar i mitten av regnet där sedan regnet fördelas symmetriskt runt detta maximum. Detta är ett mycket enklare sätt att konstruera CDS-regn på. Figur 2 visar hur ett CDS-regn brukar se ut. (Svenskt Vatten, 2011a)

Figur 2. CDS-regn (Svenskt Vatten, 2011a).

Fördelar med att använda CDS-regn är att endast en avrinningsberäkning behöver göras för varje varaktighet eftersom alla varaktigheter är inkluderade i regnet. Det är även fördelaktigt att CDS-regn baseras på intensitets-varaktighetskurvor då detta finns tillgängligt på många platser i Sverige. Däremot är det en nackdel att använda data från intensitets-varaktighetskurvorna då den består av data från olika historiska regn, eftersom varje varaktighet har bearbetats separat vid utvärdering av kurvorna.

10 Ytterligare en nackdel med CDS-regn är att regnet får en onaturlig spetsig form. Detta kan kompenseras genom att använda ett större tidssteg för varaktigheten, som däremot kan vara svårt att definiera då tidssteget beror bl.a. på avrinningsområdets storlek. (Svenskt Vatten, 2011a)

2.3.2.2.2. SIFNELL-regn

SIFNELL-regn består av ett huvudregn (II) som har en konstant regnintensitet under en vald varaktighet samt ett regn före respektive efter huvudregnet, även kallat förregn (I) och efterregn (III) (se Figur 3).

Från intensitets-varaktighetskurvan, som motsvarar den valda återkomsttiden, tas regnintensiteteten och varaktigheten för huvudregnet. Förregnet och efterregnet består av volymer och varaktigheter som utgör medelvärden för ett antal historiska regn. Volymerna fördelas i tiden genom att intensiteten vid regnets början och slut är givet. Fördelen med SIFNELL-regn är att den har en totalvolym som stämmer överens med historiska regn. Då huvudregnet har en konstant intensitet kan olika varaktigheter på huvudregnet prövas vid avrinningsberäkningar och på detta sätt kan det maximala flödet som dimensionerar ett magasin eller en ledning hittas. (Arnell, 1991)

Figur 3. SIFNELL-regn (Svenskt Vatten, 2011a).

2.4. Dagvattenhantering

Dagvattenhantering blir en allt viktigare fråga som kräver ett långsiktigt perspektiv mot bakgrund av den rådande klimatförändringen. Arbetet med dagvattenhantering har till syfte att minska risken för översvämningar och säkerställa en god vattenkvalitet i sjöar och vattendrag. För att uppnå en enhetlig hantering av dagvattenfrågorna i samhällsplaneringen framställs en kommunal dagvattenstrategi.

Dagvattenstrategin är en långsiktig plan för hanteringen av dagvatten och behandlar dagvattenhantering vid nybyggnad, ombyggnad, ändrad markanvändning samt vid drift och underhåll av byggnader och anläggningar (Havs- och vattenmyndigheten, 2014). Det saknas en nationell strategi i Sverige för dagvattenkvalitetsarbetet, då fokus främst ligger på att förebygga översvämningar och arbetet med dagvattenkvalitet bygger på mål och riktlinjer för ytvattenförekomster (Borris m.fl., 2019). Enligt P105 (Svenskt Vatten, 2011b) ska hänsyn tas till dagvattnets kvalitet vid utformning av områden samt att dagvattnet ska omhändertas så nära källan som möjligt.

Faktorn som påverkar föroreningskoncentrationerna i dagvattnet är markanvändningen, där de största källorna till föroreningar i dagvatten är trafik, byggnadsmaterial, byggarbetsplatser samt parker och trädgårdar (Naturvårdsverket, 2017). Olika markanvändningar ger upphov till olika

11 föroreningsbelastningar och ett sätt att uttrycka detta är arealläckage. Arealläckage har stark koppling till hur mycket vatten som avrinner från en viss marktyp och beräknas i många fall genom att använda avrinningskoefficient (!), schablonvärden för konstanta föroreningskoncentrationer samt årsnederbörd, se Ekvation 1. Denna ekvation används även i modelleringsverktyget StormTac vid beräkning av föroreningsmängder (StormTac, 2019). För att erhålla den årliga ämnestransporten från den specifika ytan, multipliceras arealläckage med ytans area. Genom att beräkna arealläckage erhålls ett mått på områdets föroreningsbidrag till recipienten vilket kan jämföras med acceptabel halt till recipienten och behovet av rening kan avgöras. Denna aspekt är därför viktig för dagvattenanläggningar med huvudsyfte att rena (Andersson, Stråe & Svensson, 2016).

!"#$%%ä'($)# + ()

å", ℎ$/ = 10^!" ∙ 4 [−] ∙ 8'ℎ$9%:;ℎ$%< =>)

% ? ∙ å"8;#@#"9ö"@ [BB

å"] [1]

Föroreningar som vanligtvis förekommer i dagvatten är partikulärt material, näringsämnen, tungmetaller (koppar, zink, bly, krom, nickel och kadmium), vägsalt, olja, polycykliska aromatiska kolväten (PAH:er) och bakterier. Dagvattnets kvalitet bestäms utifrån analys av dessa föroreningar (Naturvårdsverket, 2017). Kväve och fosfor är de näringsämnen som vanligtvis studeras i dagvatten då dessa bidrar till eutrofiering i recipienten, där fosfor är den begränsande faktorn i sötvattenkällor (sjöar och vattendrag) och kväve i kustnära och marina landskap (Borris m.fl., 2019; Naturvårdsverket, 2007).

Dessa ämnen omfattas även av MKN för att uppnå en god vattenstatus. Då miljön påverkas av utsläppen från dagvattenföroreningar och kraftiga flödestoppar till känsliga recipienter, kommer kraven för dagvattenhantering behöva skärpas för att minska dagvattnets miljöpåverkan (Svenskt Vatten, 2011a).

2.5. Dagvattenanläggningar

Det finns olika sorters anläggningar för omhändertagande av dagvatten, där syftet främst brukar vara ökad rening, flödesutjämning och ökad biodiversitet. Dagvattenanläggningar kan även tillföra rekreationsvärden samt arkitektoniska värden (Blecken & Larm, 2019). Anläggningarna kan vara konstruerade enbart ovan mark, enbart under mark eller en kombination av båda (Stockholms stad, 2017a). Vanliga dagvattenanläggningar är torra dammar, diken, svackdiken, översilningsytor, biofilter (växtbädd), underjordiska avsättningsmagasin med eller utan filter, permeabla beläggningar, skelettkonstruktioner, makadamdiken, sedimentationsmagasin, magasin med filterkassett, makadammagasin, magasin med vertikalt filter, våta dammar, våtmarker och skärmbassänger (Blecken

& Larm, 2019).

Valet av anläggning beror på anläggningens syfte, dagvattnets föroreningshalt, olika dimensionerande återkomsttider och varaktighet på regnet samt mark specifika förutsättningar som exempelvis tillgänglig area och markanvändning (Blecken & Larm, 2019). Generellt anläggs exempelvis underjordiska avsättningsmagasin vid platsbrist och är vanligt förekommande i urbana miljöer medan dammar och våtmarker brukar anläggas på marker med hög föroreningshalt där det inte är brist på yta. Vanligtvis består dagvattensystemet av flera olika dagvattenanläggningar som inkluderar lösningar för lokalt omhändertagande av dagvatten (LOD). LOD-system innebär att hela eller delar av avrinningen tas omhand lokalt, d.v.s. nära den yta som nederbörden faller på. Syftet med LOD-system är i många fall att fördröja dagvattnet men det främsta syftet är att rena vattnet nära källan istället för utspädning och spridning till recipienten (Stahre, 2004). Biofilter och skelettkonstruktioner är exempel på vanliga LOD- lösningar som både bidrar till rening, biodiversitet och rekreationsvärden.

12 I dagvattenanläggningar som har till syfte att rena vattnet sker reningen genom mekanisk, kemisk eller biologisk avskiljning och i de flesta fall används en kombination av dessa. Generella reningsprocesser är exempelvis sedimentation, adsorption, växtupptag och nitrifikation/denitrifikation. Valet av reningsprocess beror på vilka ämnen som behöver avskiljas innan vattnet når recipienten. En parameter som är betydande för reningseffekten i en reningsanläggning är tiden det tar för vattnet att transporteras genom anläggningen, d.v.s. uppehållstiden i anläggningen. Medeluppehållstiden vid ”steady state”

d.v.s. då inflödet är lika med utflödet, kan anges som anläggningens volym dividerat med flödet. En längre tid ger i regel upphov till en bättre rening än en kortare tid, specifikt för anläggningar med kemisk avskiljning då en viss kontakttid måste uppnås. En annan viktig parameter som påverkar reningseffekten i anläggningen är inkommande koncentrationer. Högre inloppshalt kommer medföra att det blir en högre procentuell reningsgrad i jämförelse med en lägre inkommande koncentration, men det bör noteras att den utgående halten fortfarande kan vara högre för inloppshalten med högre koncentration.

Övriga parametrar som är viktiga för reningseffekten är flödesutjämningseffekter, maximalt inflöde, anläggningens geometri (så kallad hydraulisk effektivitet), anläggningens yta i förhållande till avrinningsområdet och minsta möjliga utloppshalt. Minsta möjliga utloppshalt syftar på den halt som inte kan underskridas på grund av interna processer i anläggningen, vilket kan förhindra reningseffekten för specifika ämnen i utloppshalten. Oavsett tiden som vattnet uppehålls i anläggningen kommer inte denna halt att underskridas. (Blecken & Larm, 2019)

2.6. Dimensionering av dagvattenanläggningar

Utöver att välja rätt typ av anläggning med korrekt utformning och på rätt plats, så är det viktigt att dimensionera dagvattenanläggningar så optimalt som möjligt. I avsnitten 2.6.1. - 2.6.5. presenteras olika metoder som används för att dimensionera dagvattenanläggningar.

2.6.1. Dimensionering utifrån flöde

Vid dimensionering av dagvattenanläggningar används olika dimensionerande flöden (återkomsttider och varaktigheter) som beror på anläggningens syfte. Det dimensionerande flödet har vanligtvis en återkomsttid på 1-10 år och är baserad på intensiva regn (Blecken & Larm, 2019). Återkomsttid definieras som att en specifik händelse t.ex. kraftig nederbörd, inträffar eller överträffas i genomsnitt en gång under den angivna tidsperioden (SMHI, 2015). Dimensionering utifrån flöde appliceras främst för anläggningar vars syfte är att fördröja och avleda dagvattnet, för att anläggningarna ska kunna jämna ut flödestoppar och därmed minska risken för översvämningar. När det gäller anläggningar som har till syfte att rena dagvattnet jämnas inte toppflödena ut, utan de tillåts att bräddas förbi. Även fast toppflöden bräddas förbi i en reningsanläggning kommer ändå en stor andel av den årliga nederbörden omhändertas och därmed föroreningarna (Blecken & Larm, 2019).

Det dimensionerande flödet för en dagvattenanläggning kan beräknas genom rationella metoden (se avsnitt 2.6.1.1. Rationella metoden) eller tid-area metoden (se avsnitt 2.6.1.2. Tid-area metoden).

Rationella metoden används vanligtvis för mindre områden och är ej lämpad för områden större än 50- 100 ha enligt Arnell (1991). I exempelvis modelleringsverktyget StormTac används rationella metoden vid beräkning av dimensionerande flöden. För större områden används istället tid-area metoden (Svenskt Vatten, 2016) och är en vanlig metod att applicera i modelleringsverktyget Mike Urban.

2.6.1.1. Rationella metoden

Rationella metoden (se Ekvation 2) används för approximativ beräkning av maxflöden och är en så kallad “handräkningsmetod” (Svenskt Vatten, 2011a). I denna metod finns det ingen koppling till hur