Function of stormwater control measures in cold climate regions. Funktion av dagvattenreningsanläggningar i kallt klimat.

Transkript

1 GREEN/BLUE CITIES: Green/Blue Infrastructure for Sustainable, Attractive Cities Deliverable Report 3.3 Function of stormwater control measures in cold climate regions. Funktion av dagvattenreningsanläggningar i kallt klimat. Godecke Blecken, Jiri Marsalek Luleå University of Technology

2

3 1. Introduction The stormwater quality during winter and/or snowmelt is different from rainfall runoff water quality dynamics in warm seasons (Oberts 2003, Westerlund et al. 2003). During winter in cold or temperate climates, pollutant concentrations are particularly high and often de-icing salt affects metal partitioning towards the dissolved phase (Oberts 2003, Marsalek 2003). Further, during winter and/or in cold climates various (quality treatment) processes in Stormwater Control Measures (SCMs) can be affected. However, most SCMs have been developed without regarding their function in cold climates (Marsalek et al. 2003). The aim of this report is to summarise the current knowledge regarding the function of the most common SCM in cold winter climates. Since this report has been prepared as part of the JPI Urban Europe project Green/Blue Cities, the main target audience within the Green Blue Cities project are stormwater managers at Kiruna municipality and Tekniska Verken i Kiruna AB. But the authors hope that also other stormwater managers both in Sweden and abroad will benefit from this report. 1. Introduktion Dagvattenkvalitén och dess variationer under vintern och/eller snösmältning skiljer sig från dagvattnet från nederbörd under varmare årstider (Oberts 2003, Westerlund m fl. 2003). Under vinterförhållanden i kalla eller tempererade klimat är föroreningshalterna särskilt höga, dessutom innebär det vägsalt som nyttjas vintertid att de metaller som förekommer till större del överförs till löst fas (Oberts 2003; Marsalek m fl. 2003b). Under vintern och/eller i ett kallt klimat kan dessutom olika (renings-)processer i dagvattenanläggningar påverkas. Ändå har de flesta dagvattenanläggningar utvecklats utan hänsyn till deras funktion under vintern (Marsalek m fl. 2003). Syftet med denna rapport är att sammafatta den aktuella kunskapen som finns om funktion av dagvattenanläggningar i kallt klimat. Eftersom denna rapport har skrivits som del av JPI Urban Europe projektet Green/Blue Cities riktar sig rapporten i första hand till dagvattenansvariga på TVAB i Kiruna och Kiruna kommun. Författarn hoppas dock att även andra intresserade kommer att ha nytta av denna rapport.

4 2. Method This report is based on two data-sets. Firstly, a comprehensive literature study on scientific articles was performed. For this, the database Scopus ( was utilized. Further, data collected by the authors at Luleå University of Technology on studies about SCM function in cold climates is summarised in this report. In recent years, these studies have been conducted on the following topics: the hydraulic function of infiltration systems in Luleå, Haparanda and Växjö ( ) the function of green roofs in Luleå and Kiruna (2013-ongoing) the hydraulic and treatment function of constructed stormwater wetlands in Växjö (2013/14) the treatment function of biofilters in cold climate regions (laboratory experiments, ). Further, in the literature review several former studies which have been done at the partner universities in Luleå and Innsbruck are included (Bäckström 2003; Bäckström and Viklander 2000; Fach et al 2011; Stenmark 1995; Karlsson et al. 2010). 2. Metod Denna rapport bygger på två datainsamlingar: Å ena sidan har en omfattande litteratursökning på vetenskapliger studier genomförts. För denna har databasen scopus ( använts. Dessutom har data från en rad försök vid LTU om funktion av dagvattenanläggningar i kallt klimat sammanfattats i denna rapport. Under de senare åren har följande studier genomförts i detta område: Hydraulisk function av infiltrationsanläggnignar i Luleå, Haparanda och Växjö ( ) Function av gröna tak i Luleå och Kiruna (2013-pågående) Reningsfunktion och hydraulisk funktion av en våtmark för dagvattenrening i Växjö (2013/14) Reningsfunktion av dagvattenbiofilter i kallt klimat (labbförsök, ). I litteraturstudien ingår dessutom flera äldre studier som genomförts vid partneruniversiteten i Luleå och Innsbruck (Bäckström 2003; Bäckström & Viklander 2000; Fach m fl. 2011; Stenmark 1995; Karlsson m fl. 2010). Nearly no data is available on SCM performance in sub-arctic climates (as in Kiruna). Thus, this report contains data from cold-temperate cold climates, i.e. from Northern Europe, Northern USA, Canada and Alpine regions. However, many of these results can be translated to the conditions present in (inter alia) Kiruna. Nästan inga data om funktion av dagvattenanläggningar i ett subarktiskt klimat som i Kiruna är tillgänglig. Därför innehåller denna rapport data från kallt-tempererade och kalla klimat, bl a. från norra Europa, Norra USA och Kanada och alpina regioner. Många av dessa resultat kan dock översättas till de förhållandan som förekommer i Kiruna.

5 3. Stormwater Wet Ponds 3.1 Introduction Wet Ponds, also termed wet detention basins and sedimentation basins, are one of the most common and longest-tenured SCMs used worldwide. If dimensioned, constructed and maintained well they can provide efficient stormwater treatment. Ponds have been implemented since the 1960s and their number has been increasing since then (Färm 2002, Karlsson et al. 2010, Marsalek and Marsalek 1997, Starzec et al. 2005). Today, ponds are among the most common stormwater control measures in Sweden and worldwide. In Sweden assumingly several hundreds of ponds exist. Sedimentation of suspended solids and thus particle bound pollutants is the most important treatment process (Marsalek and Marsalek 1997, Persson 2000). Thus, ponds can provide sufficient removal of particulate contaminants while the treatment of nitrogen and/or dissolved pollutants is generally less efficient. Ponds are often accessible to the public and can thus be designed so that recreational values are provided. Further, ponds can deliver ecosystem services, such as habitat, carbon sequestration etc. (Moore and Hunt 2012, Stephansen et al. 2014, Søberg et al. 2015). However, to avoid conflicts of interest between different functions, one has to be aware that a wet pond in most cases is originally a stormwater treatment facility. Design of wet ponds is predicated upon providing sedimentation to pollutants, by capturing an entire design storm s volume and then retaining this water for multiple-day release through an outlet structure (Persson, 2000). To achieve a high sedimentation rate, a high hydraulic efficiency has to be targeted (Persson et al. 1999). Dead zones and/or flow shortcuts have to be avoided. A specific design element for ponds is the forebay, a pool located at the point where concentrated 3. Dagvattendammar 3.1 Introduktion Dammar och våtmarker är vanligt förekommande end-of-the-pipe -anläggningar för behandling av stora volymer dagvatten. Rätt dimensionerade, konstruerade och underhållna kan de ha en god reningsgrad. Dagvattendammar har sedan talet implementerats som en dagvattenreningsteknik (Clar m fl., 2004) och deras antal har sedan dess ökat avsevärt (Marsalek & Marsalek 1997, Färm 2002, Starzec m fl. 2005, Karlsson m fl. 2010a). Idag är dagvattendammar bland de vanligaste dagvattenanläggningarna i Sverige och hela världen. I Sverige finns antagligen flera hundra dammar Genom att magasinera i regel hela avrinningsvolymen för att sedan under kontrollerade former avleda vattnet under en längre tid möjliggörs rening av dagvattnet genom olika processer där sedimentering av suspenderat sediment, och därigenom partikelbundna föroreningar, är den viktigaste (Marsalek & Marsalek 1997, Persson 2000). Däremot är avskiljningen av exempelvis kväve och lösta metaller generellt sätt lägre. Dammar är ofta tillgängliga för allmänheten och kan därmed utformas så att rekreationsvärden tillhandahålls. Vidare kan dammar även leverera ekosystemtjänster (habitat, upptag av koldioxid mm.; Søberg m fl. 2015, Stephansen m fl. 2014, Moore & Hunt 2012). Dock måste man ta hänsyn till att en damm ursprungligen är en anläggning avsedd för rening av dagvatten. Det kan således uppstå en intressekonflikt mellan huvudsyftet och andra funktioner. De viktigaste elementen för dimensioneringen av en damm är olika hydrauliska strukturer (in- och utlopp, bräddstrukturer) och volymen (reglervolym och lagringsvolym för sediment). Dessutom måste den hydrauliska effektiviteten beaktas Persson m fl. 1999). Ofta har dammar en mindre försedimentationsdamm där grövre sediment fångas vilket minskar belastningen av själva dammen och därmed underhållsbehovet. I denna avlagras framför allt grövre kornfraktioner

6 runoff enters the pond. This forebay enables capturing of relatively coarse (and thus less polluted; Sansalone and Buchberger 1997, McNett and Hunt 2011) sediment which facilitates maintenance measures. vilka utgör en stor del av sedimentvolymen. Dessa innehåller dock färre metaller (eftersom metallerna är mera bundna till de finare partiklar som sedimenterar senare i dammen; Sansalone & Buchberger 1997; McNett & Hunt 2011). Stormwater pond in Örebro, Sweden 3.2 Function in cold climate During winter, hydrology is changed since long periods with no runoff are followed by snowmelt events with large stormwater volumes during a short time which may result in lower removal efficiencies (German et al. 2003). A road salt-laden and/or cooler inflow may (due to density differences compared to the pond water) pass through the pond as a sinking jet (Marsalek et al. 2005). This could generate a vertical flow short with higher flow velocities which disturbs and thus re-suspends already accumulated sediment (similarly, in warm regions, hot inflow water may pass in the top water layer only). An ice cover reduces oxygenation of the pond water (e.g. by wind) (German et al. 2003) which can affect metal partitioning. Further, road salt affects the metal partitioning between particulate and dissolved: if road salt is present in stormwater a higher percentage of the metals is in the Dagvattendamm i Örebro 3.2 Funktion i kallt klimat Under vintern sker ett skifte i de hydrologiska förhållanden eftersom längre perioder utan avrinning följs av snösmältning med stora volymer dagvatten under kortare tid vilket kan leda till lägre avskiljningseffektivitet (German m fl. 2003). Vägdavatten som innehåller salt och/eller kallt inflöde kan (på grund av densitetskillnader jämfört med dammens vatten) passera genom dammen som en sjunkande strömning (på liknande sätt kan ett hett inflöde i varmare klimat endast passera i vattnets toppskikt; Marsalek m fl. 2005). Detta kan generera ett koncentrerat flöde med högre hastighet nära dammens botten som orsakar att tidigare sedimenterat material återgår till suspension. Ett istäcke minskar syresättningen i dammen (exempelvis genom vind) vilket kan påverka i vilka faser som metallerna sitter bundna i sedimentet (German m fl. 2003). Vidare påverkar vägsalt metallfördelningen mellan partikulärt och löst: om vägsalt förekommer i dagvatten kommer

7 dissolved phase (Søberg et al. 2014a). Since ponds mainly remove particle bound metals, the overall metal treatment performance may decrease. Roseen et al (2009) evaluated the seasonal variation of removal efficiencies in stormwater treatment facilities in New Hampshire, USA. While nitrate removal in ponds was less efficient during winter, no significant differences of TSS, hydrocarbons, phosphorus and zinc removal were detected. Neither German et al (2003) have observed direct temperature effects on the removal. Kadlec and Reddy (2001) summarise that the physical treatment processes (mainly sediment settling) are not affected by cold ambient temperatures. Since sedimentation is the main treatment process in ponds, their treatment performance is likely to be less affected during winter. This is in contrast e.g. the treatment performance of wetlands which is to a larger extent relies on more temperature dependent biogeochemical processes (Kadlec and Reddy 2001). en högre andel procent av metallerna återfinnas som lösta (Søberg m fl. 2014). Eftersom dammar till övervägande del avskiljer partikulärt bundna metaller kan den övergripande metallavskiljningen därför minska. Roseen et al (2009) utvärderade hur avskiljningseffektiviteten varierar över årstider för en dagvattendamm i New Hampshire USA. Kväveavskiljningen visade sig vara mindre effektiv under vintern medan ingen signifikant skillnad kunde upptäckas för TSS, kolväten, fosfor, och Zn. Inte heller German et al (2003) har i en svensk studie observerat någon inverkan från temperaturen på avskiljningseffektiviten. Kadlec & Reddy (2001) sammanfattar att de fysikaliska reningsprocesserna (inkl. sedimenteringen) inte påverkas signifikant av kalla temperaturer. Därmed påverkas reningen dammar mindre av kalla temperaturer än reningen i anläggningar i vilka reningen bygger mer på temperaturberoende biologiska och kemiska processer (t ex våtmarker; Kadlec & Reddy 2001).

8 4. Constructed Stormwater Wetlands (CSW) 4.1 Introduction Stormwater wetlands provide a hybrid between large detention facilities like wet ponds and green infrastructure-based technologies (utilising vegetation and soil for stormwater treatment). CSWs are more diverse than ponds including various depths. Most of a CSW s footprint is dominated by shallower water zones that provide for full coverage of the facility by emergent vegetation. In contrast to ponds (in which the treatment is largely based on sedimentation), the more diverse water-vegetation-soil matrix in wetlands provides multiple pollutant treatment mechanisms including gross solid filtration, biological transformation, and some sorption (Marsalek et al. 2005, Greenway 2004). CSWs are marked by smaller deep pools, notably at the inlets; these deep pools (or if at the inlets, forebays) are intended as sedimentation zones (McNett and Hunt 2011). Commonly CSWs are combined with a preceding forebay or pond to reduce sediment loads entering the wetland itself. 4. Artificiella våtmarker 4.1 Introduction Konstruerade dagvattenvåtmarker (i följande text bara kallad våtmarker) erbjuder en hybridlösning mellan dammar och grön infrastruktur (vilken använder vegetation för behandling av dagvattnet). Jämfört med dammar använder sig våtmarker till högre grad av vegetation och zoner med olika djup vilket förbättrar kapaciteten att kvarhålla höga flöden i systemet samt erbjuder en mer mångfaldig behandling av dagvattnet (Marsalek m fl. 2005, Greenway 2004). I kontrast till dammar, som till största delen utnyttjar sedimentation som avskiljningsmekanism, är det vattnet, jordmånen samt vegetationen som står för de centrala reningsmekanismerna, bl.a. filtrering av större sediment, biologisk transformation samt viss sorption (Greenway 2004). Dessa processer förbättrar speciellt behandlingen av lösta föroreningar och näringsämnen. Vanligtvis är våtmarker kombinerade med en försedimenteringsdamm som minskar sedimentbelastningen till själva våtmarken (McNett & Hunt 2011). CSW in Växjö, Sweden 4.2 Function in cold climate In general, for wetlands the same is valid as described regarding the impact of cold climates on quality treatment performance of sedimentation ponds. Given that wetlands (in comparison to e.g. ponds) utilize a wider range of (biogeochemical) treatment processes which often are based on biological and chemical processes, cold temperatures may affect the overall treatment Våtmark för rening av dagvatten in Växjö 4.2 Funktion i kallt klimat Generellt gäller även för våtmarker det som ovan beskrivits om påverkan av kalla temperaturer/årstidsvariationer på dammars reningsfunktion. Givet att våtmarker dock använder sig av ett flertal biologiska och kemiska behandlingsprocesser, som i sin tur är temperaturberoende, kan låga temperaturer påverka våtmarkers funktion (Kadlec & Reddy

9 performance (Kadlec and Reddy 2001). The biological activity and thus the therewith related removal mechanisms (e.g. plant uptake) are commonly higher in warmer temperatures (Weis and Weis 2004). Cold temperatures during winter can especially decrease nitrogen removal since the therewith associated processes are temperature dependent (Bachand and Horne 1999). Since the optimal range is around 20 to 35 C, a slowdown of nitrogen treatment may happen during the cold season. Phosphorus sorption reactions and physical processes involved in the removal of particulate pollutants are not significantly affected by cold temperatures (Kadlec and Reddy 2001). Given the complexity of the treatment processes in wetlands, it is difficult to exactly predict how seasonal ambient variations will affect the treatment performance of a specific wetland. In conclusion, when evaluating stormwater wetlands in colder climates (in the subalpine region of California, USA, appr m above sea level and in Växjö, Sweden) throughout a whole annual cycle, Heyvaert et al (2006), Al- Rubaei et al. (2015) and Semadeni-Davies (2006) demonstrated that constructed wetlands have an overall positive effect on discharge water quality also under cold climate conditions. 2001). Den biologiska aktiviteten, och de med denna associerade avskiljningsmekanismerna (exempelvis växtupptag), är normalt högre vid varmare temperaturer (Weis & Weis 2004). Kallare temperaturer under vintern kan speciellt sänka kapaciteten att avskilja kväve eftersom processen är temperaturberoende (Bachand & Horne 1999). Då det optimala intervallet för många biokemiska processer ligger mellan 20 och 35 C kan en avtagande takt av kvävebehandling inträffa under kallare årstider. Sorption av fosfor och andra fysiska processer som är av betydelse för avskiljning av partikulärt bundna föroreningar påverkas inte signifikant av kallare temperaturer (Kadlec & Reddy 2001). Givet behandlingsmekanismernas komplexitet i våtmarker är det svårt att exakt förutsäga hur de säsongsbundna förhållandena kommer att påverka funktionen hos en specifik våtmark. Sammanfattningsvis har utvärderingar gjorda av Heyvaert et al (2006), Al-Rubaei m fl. (2015) och Semadeni-Davies (2006) avseende våtmarkers funktion i regioner med kalla vintrar (på hög höjd, 2000 m över havet, i Kalifornien, USA och i Växjö) över en komplett årscykel visat på att dessa (trots variationer av reningseffektiviteten under olika årstider) har en överlag positiv inverkan på kvaliteten hos det utgående vattnet även under perioder med låga temperaturer.

10 5. Floating Treatment Wetlands 5.1 Introduction A rather new, promising technology for stormwater treatment are floating treatment wetlands (FTW) (Borne et al. 2013a, Winston et al. 2013). FTW are vegetated, artificial islands consisting of a porous plastic body. The roots hang down approximately 75 cm in the water body; this root curtain contributes to further retention of the water and thus increased sedimentation. Retrofitting ponds with floating treatment wetlands can improve their performance. Metal and sediment removal was significantly increased (TSS, particulate Cu, and particulate Zn by 40% and dissolved Cu by 16%; Borne et al. 2013a). Another study comparing stormwater pond effluent quality pre and post-floating treatment wetland equipment found that nutrient removal tended to be improved, however not statistically significant (Winston et al. 2013). Similarly, Borne et al. (2013b) found a moderate improved N removal in ponds with floating wetlands compared to those without while the TP removal was significantly enhanced (P outflow concentrations were 27% lower in the pond equipped with floating wetlands). 5. Flytande våtmarker 5.1 Introduktion En ny lovande teknik för behandling av dagvatten är flytande våtmarker (Borne m fl. 2013a, Winston m fl. 2013). De består av flytande, konstgjorda öar med en porös plaststomme. I stommen planteras växter vars rötter hänger ner ungefär 75 cm i vattnet och bildar en rotgardin som bidrar till att bromsa upp vattenflödet och påskyndar sedimenteringen. Att uppgradera dammar med flytande våtmarker kan förbättra deras funktion. Metall- och sedimentavskiljning höjdes signifikant (TSS samt Cu och Zn i partikulär form med 40% och löst Cu med 16% (Borne et al. 2013a). En annan studie jämförde kvaliteten i vattnet från en dagvattendamm innan och efter flytande våtmarker hade implementerats i denna. Det observerades att avskiljningen av näringsämnen tenderade att förbättras dock utan att det kunde fastställas statistiskt (Winston et al. 2013). I linje med detta kunde Borne et al. (2013b) påvisa en måttligt förbättrad avskiljning av kväve i dammar med flytande våtmarker jämfört med sådana utan våtmarkerna. Avskiljningen av fosfor uppvisade en signifikant förbättring (fosforkoncentrationer uppmätta i utflödet var 27% lägre än de i den damm som var utrustad med flytande våtmark). Mat för floating treatment wetland 5.2 Function in cold climate The vast majority of these studies were conducted in subtropical regions (New Zealand or USA). Partly these results are not directly transferable to Stomme för flytande våtmark 5.2 Funktion i kallt klimat De flesta studier som undersökt flytande våtmarker har utförts i subtropiska regioner (Nya Zeeland eller södra USA). Dessa resultat kan inte

11 Swedish conditions; e.g. the plant uptake could be lower in Sweden due to the shorter vegetation period and the decreased growth rate. Some FTWs have also been built in Sweden in recent years. However, so far no studies have evaluated the function of floating treatment wetlands in colder climates and/or specifically under winter conditions. anses vara helt representativa för Svenska förhållanden; exempelvis skulle växtupptaget kunna vara lägre på grund av kortare tillväxtperiod här. Några anläggningar är nu också byggda/projekterade i Sverige. Emellertid har ingen vetenskaplig studie utvärderat funktionen hos en flytande våtmark under svenska förhållanden med ett utpräglat vinterklimat.

12 6. Stormwater biofilters (bioretention) 6.1 Introduction Stormwater biofilters are a stormwater treatment system developed in the early 1990s in USA (Prince George's County 1993). They typically consist of a vegetated swale or basin underlain by a filter medium (Blecken et al. 2010, Hsieh and Davis 2005, Li and Davis 2009, Hunt et al. 2012, Roy-Poirier et al. 2010). A ponding zone (ca. 30 cm deep) allows temporary storage of water since the stormwater inflow commonly exceeds the infiltration capacity (Melbourne Water 2005). The main purpose of biofilters is quality treatment of stormwater. Retention of minor rain events can also be provided. Major events with return intervals of appr. >1-2 years are discharged directly through an overflow and thus biofilters have to be combined with retention facilities when flood protection is targeted (Hunt et al. 2012). Removal of total metals, phosphorus, and TSS is in general efficient. In contrast, removal of dissolved metals varies more. To achieve an efficient nitrogen removal a submerged zone has been recommended to facilitate combined nitrification/denitrification. Stormwater biofilters exploit a combination of chemical, biological, and physical processes in the filter material, vegetation and biofilms to remove pollutants from stormwater runoff (Hunt et al. 2012, FAWB 2008). The filter-material consists of either natural soil or engineered media, typically in a cm layer and has a surface area of approximately 2-6% of the impervious catchment area (Roy-Poirier et al. 2010, Melbourne Water 2005). Pretreatment of the stormwater (sediment removal) to avoid clogging of the filter and erosion control at the biofilter inlet (coarse sediment forebay, rock beaching, swale and/or filterstrip) to avoid filter surface erosion and vegetation smother is recommended (Hunt et al. 2012). 6. Dagvattenbiofilter 6.1 Introduktion Dagvattenbiofilter är ett dagvattenreningssystem utvecklat under tidigt 1990-tal i USA (Prince George's County 1993). Typiskt sett är beståndsdelarna en/ett bevuxet svackdike eller bassäng/sänka med ett underliggande filterlager (Hunt m fl. 2012, Hsieh & Davis 2005a, Li & Davis 2009, Roy-Poirier m fl. 2010, Blecken 2010). Tillfällig magasinering på filtret (ca 300 mm djup) behövs eftersom dagvattentillflöden ofta överskrider anläggningens infiltrationsförmåga (Melbourne Water 2005). Huvudsyftet med biofilter är rening av dagvatten. Fördröjning och/eller infiltration av regn <1-2 år återkomsttid kan tillhandahållas. Biofilter kan dock i regel inte fördröja intensivare regn; avrinningen från dessa bräddas och därför krävs ytterligare fördröjning nedströms för effektivt översvämningsskydd vid intensiva regn (Hunt m fl. 2012). Reningseffekten av totalhalter av Cd, Cu, Pb, Zn och andra metaller, fosfor, suspenderat material och diverse mikroföroreningar är generellt hög. Däremot kan reningen av lösta metaller variera mer. För att uppnå en effektiv kväverening behövs ofta en vattenmättad zon i filtermaterialet. Dagvattenbiofilter nyttjar en kombination av kemiska, biologiska samt fysiska processer i såväl filtermaterial som vegetation och biofilm för att avlägsna/kvarhålla föroreningar i dagvatten (Hunt m fl. 2012, FAWB 2008). Biofiltret består antingen av naturligt jordmineral eller konstgjort media, typiskt sett med mm tjocklek och har en areal motsvarande 2-6% av avrinningsområdets hårgjorda yta (Roy-Poirier m fl. 2010, Melbourne Water 2005). Förrening av dagvatten (borttagande av sediment i grovavskiljande fördammar, svackdiken eller översilningsytor) för att undvika igensättning av filterytor samt erosionshinder vid biofiltrets inlopp (till exempel stensatta svackytor) för att förhindra yterosion (Hunt m fl. 2012).

13 The treated water is commonly collected in a drainage pipe and discharged to the sewer system or sometime (if the in-situ soil conditions are appropriate) infiltrated directly into the surrounding soil (Hunt et al. 2012, Roy-Poirier et al. 2010, Melbourne Water 2005). Vegetation in biofilters is important for reaching a sufficient performance by maintaining the infiltration capacity, providing erosion control (by stabilizing the filter material and reducing flow velocities), microbial treatment processes, direct uptake of pollutants, and aesthetical values (Read et al. 2008). Behandlat/renat dagvatten avleds vanligen i en dränvattenledning till en dagvattenledning samt ibland (förutsatt att omgivande geohydrologi så möjliggör) direkt ut i angränsande mark (Hunt m fl. 2012, Roy-Poirier m fl. 2010, Melbourne Water 2005). Växterna i biofilter är viktiga för att uppnå en tillräcklig prestanda eftersom dessa bidrar till erosionskontrol (stabilisering av filtermaterialet, minskad vattenhastighet), upprätthållande av infiltrationskapaciteten, mikrobiella reningsprocesser (i rhizosfären och genom nedbrytning av döda växtdelar), direkt upptag av näringsämnen och metaller, samt estetiska värden (Read m fl. 2008). Biofilter columns in climate room at LTU 6.2 Function in cold climate Winter conditions may provide some challenges to the biofilter function. Only a minority of studies have addressed their performance in relation to typical winter conditions (Søberg et al. 2014a, Roseen et al. 2009, Blecken et al. 2010, Blecken et al. 2011, Muthanna et al. 2007a, Muthanna et al. 2007b, Muthanna et al. 2008, Géhéniau et al. 2015, Paus et al. 2014, Khan et al. 2012, Lefevre et al. 2009, Denich et al. 2013). Muthanna et al (2007a) have evaluated snowmelt pollutant removal in stormwater biofilters. They found the ability to treat snowmelt from roadsides to be overall good with respect to achieving suitable outflow concentration levels and metal Biofilterkolonner i labbförsök vid LTU 6.2 Funktion i kallt klimat Förhållanden under vintertid kan medföra utmaningar för biofilter. Ändå har studier endast i mindre omfattning har adresserat frågan om biofiltrens vinterprestanda (Muthanna m fl. 2007a, Muthanna m fl. 2007b, Søberg m fl. 2014a, Denich m fl. 2013, Blecken m fl. 2011, Søberg m fl. 2014b, Blecken m fl. 2010, Géhéniau m fl. 2015, Khan m fl. 2012, Lefevre m fl. 2009, Muthanna m fl. 2008, Paus m fl. 2014, Roseen m fl. 2009). Muthanna m fl. (2007b) har utvärderat dagvattenbiofilters reningsfunktion för smältvatten. Den visade en generellt god förmåga att rena smältvattnet från vägar/vägdiken; en minskning av metallutsläpp av 89-99% har visats.

14 mass load reductions (89-99%). The study clearly demonstrated that stormwater biofilters successfully can be used to treat urban roadside snowmelt. The presence of salt has been shown to have substantial effects on stormwater biofilter metal removal performance. In general, Søberg et al (2014) have however showed that biofilters are a functioning technology in cold climates although high salt concentrations may cause leaching of dissolved Cu and Pb. Another study assessed the effects of winter salt and aggregate application on plant health, media clogging and effluent quality (Denich et al. 2013), and found no increased mobility of total heavy metals due to de-icing salts. If a too fine-grained filter-material with low hydraulic conductivity is used, the pre-freezing soil water content at the time of freezing might lead to the soil becoming an impervious layer with no or close to zero infiltration referred to as concrete frost. Using a coarser filter-material with a higher hydraulic conductivity thereby minimizing the soil water content might lead to granular or porous frost instead. (Granger et al. 1984, Kane 1980). One risk regarding the use of a coarser grained filter-material is that this might jeopardize pollutant removal due to a too short retention time in the biofilter. However, the use of a filter-material with coarser grain-size (e.g. higher sand and lower silt and clay content) than the normally recommended sandy loam soils (FAWB 2008) has been successfully tested in several studies (Søberg et al. 2014a, Blecken et al. 2011, Muthanna et al. 2007a). Low temperatures generally decrease soil biological activity (Bronick and Lal 2005, Marschner and Bredow 2002) which (inter alia) may impair biological treatment processes (e.g. biofilm growth, plant uptake). However, temperature has been proven not to affect Studien demonstrerade tydligt att dagvattenbiofilter med framgång kan nyttjas för att behandla smältvatten. Vägsalt i dagvattnet har en effekt på att rena/kvarhålla metaller i biofilter. Generellt har dock Søberg et al (2014b) visat att biofilter är en fungerande reningsteknik även i kalla klimat trots att höga saltkoncentrationer kan orsakar urlakning av löst Cu och Pb. En annan studie bedömde effekter av saltning mot planthälsa, igensättning av filtermaterialet samt reningsfunktioen (Denich m fl. 2013); här framkom inte någon ökad mobilitet av totalhalt tungmetaller orsakat av vägsaltning. Om ett alltför finpartikulärt filtermaterial med låg hydraulisk konduktivitet används, kan kvarstående porvatten vid tidpunkt för tjälnedträngning leda till att det i filtret bildas ett svårgenomträngligt fryst skikt med ingen eller mycket låg infiltrationsförmåga. Genom att använda grövre markmaterial med högre hydraulisk konduktivitet minimeras markvattenhalten, med detta kan under tjälnedträngning bibehållas infiltrationskapaciteten och därmed filterfunktionen (Granger m fl. 1984, Kane 1980, Moghadas in press). En risk som finns med grövre markmaterial är sämre reningsförmåga p g a alltför kort uppehållstid i biofiltret och mindre adsorptionsförmåga av det grövre materialet. Dock har nyttjande av filtermaterial med något grövre konstorleksfördelning (t ex högre andel sand och lägre andel silt och lera jämfört med vanliga rekommendationer; t ex. FAWB 2008) farmgångsrikt testats i flera försök och studier (Muthanna m fl. 2007b, Blecken m fl. 2011, Søberg m fl. 2014b; Figur 4.5). Låga temperaturer nedsätter filtrens biologiska aktivitet (Bronick & Lal 2005, Marschner & Bredow 2002), vilket bl a. negativt kan påverka biologiska behandlingsprocesser (t ex biofilmupptag, plantupptag). Temperaturen i sig har dock ej visats påverka reduktion av metaller i

15 removal of metals in stormwater biofilters since no significant differences in effluent quality was found between low and high temperature outflows (Søberg et al. 2014a, Blecken et al. 2011, Paus et al. 2014). In winter, plant metal uptake is generally inhibited by salt in stormwater runoff (Fritioff et al. 2004) and low temperatures generally reduce biological activities. Søberg et al. (2014a) examined the impact of temperature, salt and a submerged zone on metal uptake in three native (Northern Sweden) wet/drought tolerant plant types: Juncus conglomeratus, Phalaris arundinacea and Carex panacea. Their results suggested that these three plant species were not particularly affected by different temperatures and/or the presence/absence of salt and a submerged zone indicating the potential to use the investigated plant species for targeted cold climate biofilter design. The latter is supported by (Denich et al. 2013) who found that biofilter vegetation was capable of withstanding high salt exposure. Furthermore, a study of heavy metal removal in cold climate stormwater biofilters (Muthanna et al. 2007b) found that metal retention was good for both warm and cold seasons with mass reductions of 90%, 82% and 72% of Zn, Pb and Cu, respectively. The latter is supported by findings of a study evaluating seasonal performance variations (Roseen et al. 2009), where seasonal contaminant removal performance was found to vary little for stormwater biofilters. Another study about seasonal climatic effects on the hydrology of stormwater biofilters (Muthanna et al. 2008) found a strong correlation between the hydrologic performance of stormwater biofilters and temperature and antecedent dry days (ADD). Findings in a study about cold climate performance and design criteria of stormwater biofilters (Lefevre et al. 2009) found stormwater biofilter cells to maintain good hydrologic function during cold climates and that a welldraining soil-type is the most important design characteristic. This has been corroborated by dagvattenbiofilter, då ingen signifikant skillnad i utgående vattenkvalité fanns mellan lågrespektive högtempererade försök (Blecken m fl. 2011, Paus m fl. 2014). Salt minskar metallupptag i växter (Fritioff m fl. 2004) samtidigt som låga temperaturer generellt reducerar biologisk aktivitet. Søberg m fl. (2014a) undersökte inverkan av temperatur, salthalt samt en dränkt filterzon på metallupptag hos tre lokaltypiska (norra Sverige) våt/torrtoleranta plantarter: Juncus conglomeratus, Phalaris arundinacea och Carex panacea. Resultaten visar att dessa tre planttyper inte speciellt påverkas av vare sig temperatur och/eller när/frånvaro av salt och vattenmättad zon vilket indikerar potentialen att använda dessa växtarter för dagvattenbiofilter i kallt klimat. Det senare stöds av Denich m fl. (2013) som visade att vegetation i biofilter kan motstå hög saltexponering. En studie om reduktion av tungmetaller i kallt klimat (Muthanna m fl. 2007a) visade att reduktionen av metaller god under både varma och kalla årstider, med reningsgrader på 90% för Zn, 82% för Pb och 72% för Cu. Också i en annan studie om dagvattenbiofilter som utvärderat säsongsbunden reduktionsvariation (Roseen m fl. 2009) observerades bara mindre årstidsvariationer. Muthanna el al. (2008) observerade dock en korrelation mellan hydraulisk kapacitet, temperatur samt föregående antal torrvädersdagar vilket indikerar att minustemperaturer och snösmältning kan begränsa biofilters hydrauliska kapacitet. Däremot visar en studie om kallt klimat och designkriterier för dagvattenbiofilter (Lefevre m fl. 2009) att dagvattenbiofilter bibehåller god hydrologisk funktion i kallt klimat samt att en väldränerad jordart är av betydelse. Detta har bekräftats även av (Blecken m fl. 2011). En ytterligare studie om hydrologin av biofilter i kallt

16 Blecken et al (2011). A study about stormwater biofilter hydrology in cold climates (Khan et al. 2012) found the hydrologic performance at pilotscale in field to be high during both warm and cold conditions. The same study also evaluated water quality performance and concluded that cold climate conditions as well as media depth (45 cm and 80 cm) did not have a significant impact on stormwater biofilter performance. The results indicate that stormwater biofilters are a viable method for addressing urban stormwater runoff quantity and quality in areas experiencing cold continental climates. klimat (Khan m fl. 2012) fann hydrologisk kapacitet av biofilter i fält vara hög både under varma och kalla förhållanden. I samma studie utvärderades reningsförmågan, slusatsen var att kallt klimat liksom filterdjup (450 respektive 800 mm) inte signifikant påverkade dagvattenbiofiltrens effektivitet. Resultaten av dessa studier indikerar att dagvattenbiofilter är en fungerande teknik för att rena urbant dagvatten även i områden utsatta för kallt kontinentalt klimat, även om funktionen under vinterhalvåret kan vara mindre effektiv.

17 7. Swales 7.1 Introduction Perhaps the simplest and most basic of SCMs, grassed filter strips and swales collect and convey runoff at relatively shallow depths and mild slopes. Thus, swales are an alternative or completion of pipe systems providing retention due to the relatively slow flow velocity, exposing runoff to sedimentation, and providing (sometimes modest) infiltration with the potential for sorption, and sedimentation (depending on the in-situ soil characteristics). Swales per se are not a complete stormwater quality treatment system. However, swales can be used as a pre-treatment system to reduce the sediment load to e.g. filter or infiltration systems. Swale use is particularly prevalent along roadways (Barrett et al. 1998, Bäckström 2003). The stormwater from swales may be further discharged through pipes. If the outlets are elevated appr mm above the swale s bottom, ponding will occur which enhances water retention and possibly sedimentation. However, prolonged ponding should be avoided and, thus, the in-situ soil must allow for infiltration. 7. Svackdiken 7.1 Introduktion Svackdiken (ofta kombinerad med gräsbevuxna översilningsytor) är nog den enklaste och mest grundläggande typen av dagvattenanläggningar som samlar och avleder dagvatten vid relativt grunda djup och milda lutningar. Svackdiken kan ses som ett alternativ eller en komplettering till traditionella avloppssystem på grund av de relativt låga flödeshastigheterna, sedimentation och infiltration (beroende på jordarten). Endast svackdiken är inte ett komplett reningssystem för att uppnå god vattenkvalitet. Dock kan t ex. sedimentation i svackdiken fungera som förbehandling för andra reningssteg och då även minimera risken att filter och/eller infiltration system sätts igen. Svackdiken används fram för allt längs med vägar, gator och gång-och cykelvägar (Barrett m fl. 1998, Bäckström 2003). Då dagvattnet från svackdiken leds vidare genom avloppsrör måste (kupol)brunnar installeras. Ifall utloppet höjs upp ca mm ovanför dikets botten kan vattnet magasineras vilket förbättrar retention och kanske även sedimentation. Dock måste in-situ jorden tillåta infiltration för att undvika alltför länge stillastående vatten Swales in Luleå 7.2 Function in cold climate The literature search did not find studies reporting on larger problems regarding the technical function of swales in regions with cold winters (Bäckstrom and Viklander 2000). (Svack)diken i Luleå 7.2 Funktion i kallt klimat Litteraturstudien resulterade inte i några studier som rapporterar om större problem angående den tekniska funktionen av svackdiken i regioner med kalla vintrar (Bäckstrom & Viklander 2000).

18 One of the advantages of ditches and swales in cold regions is that they are potential snow deposit areas (Bäckstrom and Viklander 2000). Swales have a good capacity to convey meltwater during the snowmelt period although conveyance problems due to ice-formation in inlets, outlets, and ducts under roads can occur (Lindwall and Hogland 1981). The positive effects of vegetation (flow retardation, uptake of pollutants) are less apparent during the snowmelt period, which may cause a higher risk for erosion. Even though ditches and swales are widely used, there is limited documented knowledge of how cold climate conditions affect the performance of these stormwater management methods (Bäckstrom and Viklander 2000). Some decline of TSS removal in swales during winter was observed by (Roseen et al. 2009); however, the reasons remain unclear and may be attributed to the specific site. En av fördelarna med diken och svackdiken i kalla klimat är att de kan ses som potentiella områden för snölagring (Bäckstrom & Viklander 2000). Svackdiken har en bra kapacitet att leda smältvatten under snösmältningsperioden. Dock kan problem uppstå på grund av isformation vid inlopp och utlopp och i ledningar under vägar (Lindwall & Hogland 1981). Under snösmältning är de positiva effekterna från växtligheten (fördröjning, upptag av föroreningar) mindre betydelsefull vilket kan leda till en högre risk för erosion. Även om diken och svackdiken används ofta finns det väldigt lite dokumentation om hur kalla klimat påverkar sådana lösningar för dagvattenhantering (Bäckstrom & Viklander 2000). En viss nedgång i rening av TSS i svackdiken under vintern har observerats av (Roseen m fl. 2009); dock kvarstår frågan vad det beror på och/eller om denna observation beror på den specifika platsen.

19 8. Infiltration systems and permeable pavements 8.1 Introduction If the in-situ conditions are suitable for infiltration (e.g., rather coarse underlying soil, sufficient distance between surface and groundwater table), the volume and magnitude of stormwater discharges can be substantially reduced. Numerous types of infiltration systems are available, e.g. permeable surfaces (porous asphalt and concrete, concrete grid pavers), soak-aways, open infiltration swales or trenches, and infiltration basins (Blecken et al. in press, MBWCP 2006). The main purpose of infiltration measures is reducing surface runoff. Besides they can also contribute to quality treatment of stormwater by capturing fines and thus particulate contaminants (Drake et al. 2013). Treatment of dissolved pollutants is less efficient and depending on the utilised material also leaching of pollutants has been shown. The risk for groundwater contamination has to be regarded. Infiltration swales and trenches can be vegetated, gravel filled or paved with concrete grid pavers. They are commonly implemented along streets or car parks to infiltrate the surface runoff from these. If underground systems (often filled with macadam) are used, the stormwater is discharged to these systems through stormwater drains and from the underground system infiltrated to the surrounding soil. Permeable pavements are trafficable surfaces which at the same time allow infiltration of stormwater through open pores. Under these, gravel filled detention storage allows temporary retention of water before infiltration into the soil. 8. Infiltrationssystem och vattengenomsläppliga ytor 8.1 Introduktion När de platsspecifika förhållandena är lämpliga (t ex. relativt grova jordarter, tillräckligt avstånd mellan markytan och grundvattennivån) kan infiltration av dagvatten avsevärt minska avrinningsvolymer och max flöden. Olika typer av infiltrationsanläggningar implementeras, bl.a. perkolationsmagasin, öppna infiltrationsdiken och infiltrationsmagasin, infiltrationsstråk, vattengenomsläppliga ytbeläggningar (permeabel asfalt och betong, gräsarmerad betong, mm.; Blecken m fl. 2015, MBWCP 2006). Förutom minskade flöden och avrinningsvolymer kan infiltrationsanläggningar ge möjlighet till att fånga partiklar och partikelbundna föroreningar (Drake m fl. 2013). Reningen av lösta föroreningar är ofta sämre. Även urlakning av föroreningar har visats. På grund av detta finns risken att infiltrationsanläggningar förorenar grundvattnet och/eller jorden. Infiltrationsdiken och stråk kan vara gräsbevuxna eller belagd med gräsarmerad betong, pelleplatta, makadam mm. De används ofta längs gator för att infiltrera avrinningen från dessa. När underjordiska perkolationsmagasin används leds dagvattnet genom dagvattenbrunnar och ledningar till dessa ofta makadamfyllda magasin innan det infiltrerar till jorden/grundvattnet. Vattengenomsläppliga ytbeläggningar är hårda trafikerbara ytor (ofta bostadsgator eller parkeringar) som samtidigt möjliggör infiltration av dagvattnet genom öppna porer. Under dessa finns oftast en makadamfylld magasinvolym från vilket vattnet infiltreras.

20 Clogging risk of infiltration trenches: Left: Clogged infiltration trench after snowmelt Right Gravel from winter maintenance 9.2 Function in cold climate Some studies evaluate the hydrology of the systems in cold winter climates, e.g. (Lindwall and Hogland 1981, Al-Rubaei et al. 2013, Al-Rubaei et al. 2014, Stenmark 1995). It is important that fine sediments affect the infiltration capacity negatively (Fach and Dierkes 2011). Thus, winter maintenance using sand or similar as anti-slip agent has to be reduced (Fach et al 2011) and be conducted with relatively coarse gravel (e.g. 4-8 mm) instead of sand containing more fines (Al- Rubaei et al. 2013). Snow should not be stored on infiltration systems since it contains significant amounts of fines which will accumulate on the system surface thus leading to clogging (Fach and Dierkes 2011). Studies on aged porous asphalts in Luleå and Haparanda (age >20 years) done by LTU showed that these systems were clogged significantly (inter alia) due to winter maintenance (Al-Rubaei et al. 2013). A significant exponential decline of infiltration capacity vs. time has been observed. Regular high pressure washing can recover the infiltration capacity significantly. Milling of the asphalt (asfaltfräsning) was even more effective. No studies have investigated the quality treatment effect of infiltration systems with a special regard of winter conditions. During winter salt laden Risk för igensättning av infiltrationsanläggningar: Vänster: Igensättning efter snösmältningen Höger: Grus från vinterväghållning 9.2 Funktion i kallt klimat Studierna som genomförts undersöker mest den hydrauliska effektiviteten, t.ex. (Al-Rubaei m fl. 2014, Al-Rubaei m fl. 2013, Lindwall & Hogland 1981, Stenmark 1995). Det viktigt att beakta att finare material som följer med dagvattnet påverkar infiltrationskapaciteten negativt vid tjäle (Fach & Dierkes 2011) samt att sandning vid vinterunderhållet minimeras och utförs med grus i stället för sand för att minska risken för igensättning (Al-Rubaei m fl. 2013). Snö borde inte lagras på infiltrationsanläggningar eftersom den brukar innehåller partiklar som efter snösmältningen bidrar till igensättning av infiltrationsytan (Fach & Dierkes 2011). En utvärdering av porös asfalt utförd av Al- Rubaei m fl. (2013) visade att hydraulisk kapacitet hos porös asfalt med driftperiod på 18 respektive 24 år belägna i norra Sverige hade reducerats >95% jämfört med initialförmåga. Det finns ett exponentiellt samband mellan infiltrationskapacitet och ålder av infiltrationsytor som inte underhålls tillräckligt. Högtryckstvätt av asfalten kund (delvist) återskapa infiltrationskapaciteten. Asfaltfräsning var ännu mera effektiv. Inga studier undersöker infiltrationsanläggningar med speciell hänsyn till deras reningsfunktion under vintern. Höga salthalter i dagvattnet under

21 stormwater may cause contamination of groundwater since the salt is simply transported through the system and not retained (Søberg et al. 2014a, Ketcheson et al. 2014, Drake et al. 2014). The treatment function is not affected during winter (Drake et al. 2014). vintern kan orsaka förorening av grundvattnet eftersom saltet inte tas upp av infiltrationsanläggningar oavsett material (Ketcheson m fl. 2014, Drake m fl. 2014b, Søberg m fl. 2014). Reningsförmågan påverkas dock inte av vinterförhållandena (Drake m fl. 2014b).

22 10. Green Roofs 10.1 Introduction Green Roofs comprise a drainage layer, a substrate layer and vegetation placed on an impermeable layer on roofs. The vegetation and substrate/drainage layers contribute to runoff retention (Mentens et al. 2006). There are two main categories of green roofs; extensive and intensive ones depending on their thickness (Razzaghmanesh et al. 2014). An extensive green roof usually has a thickness <150 mm and is commonly vegetated with sedum species while a larger variety of plants is available for the thicker intensive green roofs (Mentens et al. 2006). The intensive green roofs are however more expensive to construct and may have to be watered during dry periods (Berardi et al. 2014). Green roofs have the ability to reduce runoff max flows and volumes by % depending on a wide range of factors (Alfredo et al. 2010). Compared to a conventional roof, runoff from green roofs starts later due to storage on the substrate, evapotranspiration and reduced flow velocities (Mentens et al. 2006, Alfredo et al. 2010). 10. Gröna tak 10.1 Introduktion Gröna tak är uppbyggt i flera skikt: högst upp är vegetationslagret, därunder jordlagret, dräneringslagret och ett tätskikt. Vegetationen och substratet bidrar till fördröjning av dagvattenavrinngen (Mentens m fl. 2006). Det finns två kategorier av gröna tak, extensiva eller intensiva där indelningen beror på jordens tjocklek (Razzaghmanesh m fl. 2014). Ett extensivt grönt tak har i regel en tjocklek <150 mm och är bevuxet med sedumväxter medans flera växtarter är lämpliga för de tjockare intensiva gröna taken (Mentens m fl. 2006). Intensiva gröna tak är dock dyrare att bygga och måste bevattnas under torrperioder (Berardi m fl. 2014). Gröna tak har förmågan att minska avrinningen med 25-75% (Alfredo m fl. 2010). En minskad ytavrinning i samband med etablering av gröna tak består av fördröjande av inledande avrinning (ofta ingen avrinning alls under den första tiden av ett regn eller vid mindre regn), minskad avrinningskvantitet och långsam avrinning under en längre period (Mentens m fl. 2006, Alfredo m fl. 2010). Sjunde huset in Kiruna Two types of extensive green roofs Sjunde huset i Kiruna Sedumtak och Sedum-Ört-Grästak

23 Vegetation on sedum roofs in Luleå 10.2 Function in cold climate The majority of studies evaluating green roofs in cold climate focus on their hydrological behaviour. During winter the retention capacity of green roofs is reduced compared to summer conditions. But despite this lower efficiency during winter, green roofs have in general in cold climates still advantages for stormwater management when compared to conventional roofs. This was also confirmed by a recent study conducted in Luleå (unpublished data). When implementing green roofs in cold climates the choice of vegetation is of high importance. Observations on three sedum roofs in Luleå (constructed 2012 and 2013 with mats containing 10 different sedum species) showed that the vegetation did not establish well after the winter 2013/14. On one roof only appr. 10% coverage with Sedum acre was observed, the other species did not survive. In summer 2015 however, due to more favorable weather conditions (more rain) some vegetation on the other roofs recovered. Also on the sjunde huset, a sedum roof in Kiruna constructed in autumn 2014, the establishment of sedum vegetation in 2015 was non-satisfactory while the vegetation on another section of the roof developed rather well. In contrast, (Monterusso et al. 2005) have not observed vegetation damages on sedum species on a green roof in Michigan, USA. Vegetation på sedumtak i Luleå 10.2 Funktion i kallt klimat De flesta studier som undersöker gröna tak i kallare klimat fokuserar på deras hydrologiska egenskaper. Vattenfördröjningen av gröna tak minskar under vintern jämfört med sommarhalvåret. Ändå har gröna tak positive effekter på vattenbalansen även i kalla klimat när man jämför de med konventionella tak. Detta bekräftades även av en nyligen genomfört undersökning i Luleå (opublicerad data). När gröna tak implementeras i kalla klimat är det viktigt att välja anpassade växtarter som klara de lokala klimatförhållandena. Observationer på flera sedumtak i Luleå (byggd 2012 och 2013) visar att vegetationen på tre tak inte klarat vintern 2013/14 och den följande torra våren medans det på ett tak åtminstone hade överlevt en art av 10 (Sedum acre). Under sommaren 2015 var vegetationstillväxten dock bättre, mest troligtvist på en vår/sommar med mycket regn vilket möjliggjort växtetablering. Också på sjunde huset i Kiruna var vegetationsetableringen på sedumtaket vilket byggdes 2014 otillräckligt under På ded bredvidliggande sedum-örtgrästaket fanns däremot en väl etablerad vegetation. Däremot har (Monterusso m fl. 2005) inte observerat större skador på sedumväxter i Michigan, USA. Även frostskador på perenner (framför allt vid tunnare jordlager <10 cm) på gröna tak har visats i en studie från Kanada (Boivin m fl. 2001)

24 11. References / Referenser Alfredo, K., Montalto, F. and Goldstein, A. (2010) Observed and modeled performances of prototype green roof test plots subjected to simulated low- and high-intensity precipitations in a laboratory experiment. Journal of Hydrologic Engineering 15(6), Al-Rubaei, A., Viklander, M. and Blecken, G.T. (2015) Long-term hydraulic and treatment performance of a 19-year old constructed stormwater wetland - finally maturated or in need of maintenance? submitted to Ecological Engineering. Al-Rubaei, A.M., Stenglein, A.L., Viklander, M. and Blecken, G.T. (2013) Long-Term hydraulic performance of porous asphalt pavements in Northern Sweden. Journal of Irrigation and Drainage Engineering 139(6), Al-Rubaei, A.M., Viklander, M. and Blecken, G.T. (2014) Long-term hydraulic performance of stormwater infiltration systems. Urban Water Journal. Bachand, P.A.M. and Horne, A.J. (1999) Denitrification in constructed free-water surface wetlands: II. Effects of vegetation and temperature. Ecological Engineering 14(1-2), Bäckström, M. (2003) Grassed swales for stormwater pollution control during rain and snowmelt, pp Bäckstrom, M. and Viklander, M. (2000) Integrated stormwater management in cold climates. Journal of Environmental Science and Health - Part A Toxic/Hazardous Substances and Environmental Engineering 35(8), Barrett, M.E., Walsh, P.M., Malina Jr, J.F. and Charbeneau, R.J. (1998) Performance of vegetative controls for treating highway runoff. Journal of environmental engineering 124(11), [d] Berardi, U., GhaffarianHoseini, A. and GhaffarianHoseini, A. (2014) State-of-the-art analysis of the environmental benefits of green roofs. Applied Energy 115, Blecken, G.T., Hunt, W., Al-Rubaei, A., Viklander, M. and Lord, W. (in press) Important Stormwater Control Measure (SCM) Maintenance Considerations to Ensure Designed Functionality. accepted for publication in Urban Water Journal. Blecken, G.T., Marsalek, J. and Viklander, M. (2011) Laboratory study on stormwater biofiltration in cold temperatures: metal removal and fates. Water Air Soil Poll. 219(1-4), Blecken, G.T., Zinger, Y., Deletic, A., Fletcher, T.D., Hedström, A. and Viklander, M. (2010) Laboratory study on stormwater biofiltration: nutrient and sediment removal in cold temperatures. J. Hydrol. 394(3-4), Borne, K.E., Fassman, E.A. and Tanner, C.C. (2013a) Floating treatment wetland retrofit to improve stormwater pond performance for suspended solids, copper and zinc. Ecological Engineering 54, Borne, K.E., Tanner, C.C. and Fassman-Beck, E.A. (2013b) Stormwater nitrogen removal performance of a floating treatment wetland. Water Science and Technology 68(7), Bronick, C.J. and Lal, R. (2005) Soil structure and management: A review. Geoderma 124(1-2), Denich, C., Bradford, A. and Drake, J. (2013) Bioretention: Assessing effects of winter salt and aggregate application on plant health, media clogging and effluent quality. Water Quality Research Journal of Canada 48(4), Drake, J., Bradford, A. and Van Seters, T. (2014) Winter effluent quality from partial-infiltration permeable pavement systems. Journal of environmental engineering 140(11), Dunér, V. and Myhrberg, T. (2014) Flytande våtmark för dagvattenhantering i Rönningesjön, Täby kommun - Reningseffekt och framtidsutsikter. Examensarbete i Energi och Miljö. KTH, Stockholm. Fach, S., Engelhard, C., Wittke, N., and Rauch, W. (2011). Performance of infiltration swales with regard to operation in winter times in an Alpine region. Water Science and Technology, 63(11),

25 Fach, S. and Dierkes, C. (2011) On-site infiltration of road runoff using pervious pavements with subjacent infiltration trenches as source control strategy. Water Science and Technology 64(7), Färm, C. (2002) Evaluation of the accumulation of sediment and heavy metals in a storm-water detention pond, pp FAWB (2008) Advancing the design of stormwater biofiltration. Report. Facility for Advancing Water Biofiltration (FAWB). Monash University, Melbourne, Australia. Fritioff, Å., Kautsky, L. and Greger, M. (2004) Influence of temperature and salinity on hevay metal uptake by submersed plants. Environ. Pollut. 133, Géhéniau, N., Fuamba, M., Mahaut, V., Gendron, M.R. and Dugué, M. (2015) Monitoring of a rain garden in cold climate: Case study of a parking lot near Montréal. Journal of Irrigation and Drainage Engineering 141(6). German, J., Svensson, G., Gustafsson, L.G. and Vikström, M. (2003) Modelling of temperature effects on removal efficiency and dissolved oxygen concentrations in stormwater ponds, pp Granger, R.J., Gray, D.M. and Dyck, G.E. (1984) Snowmelt infiltration to frozen prairie soils. Can. J. Earth Sci. 21(6), Greenway, M. (2004) Constructed wetlands for water pollution control - Processes, parameters and performance. Developments in Chemical Engineering and Mineral Processing 12(5-6), Heyvaert, A.C., Reuter, J.E. and Goldman, C.R. (2006) Subalpine, cold climate, stormwater treatment with a constructed surface flow wetland. J. Am. Water Resour. Assoc. 42(1), Hsieh, C.H. and Davis, A.P. (2005) Evaluation and optimization of bioretention media for treatment of urban storm water runoff. J. Environ. Eng. - ASCE 131(11), Hunt, W.F., Davis, A.P. and Traver, R.G. (2012) Meeting hydrologic and water quality goals through targeted bioretention design. Journal of Environmental Engineering (United States) 138(6), Kadlec, R.H. and Reddy, K.R. (2001) Temperature effects in treatment wetlands. Water Environ. Res. 73(5), Kane, D.L. (1980) Snowmelt infiltration into seasonally frozen soils. Cold Reg. Sci. Technol. 3, Karlsson, K., German, J. and Viklander, M. (2010) Stormwater pond sediments: Temporal trends in heavy metal concentrations and sediment removal. Soil and Sediment Contamination 19(2), Ketcheson, S.J., Price, J.S., Tighe, S.L. and Stone, M. (2014) Transport and retention of water and salt within pervious concrete pavements subjected to freezing and sand application. Journal of Hydrologic Engineering 19(11). Khan, U.T., Valeo, C., Chu, A. and van Duin, B. (2012) Bioretention cell efficacy in cold climates: Part 2 - water quality performance. Canadian Journal of Civil Engineering 39(11), Lefevre, N.J., Davidson, J.D. and Oberts, G.L. (2009) Bioretention of simulated snowmelt: Cold climate performance and design criteria, pp Li, H. and Davis, A.P. (2009) Water Quality Improvement through Reductions of Pollutant Loads Using Bioretention. J. Environ. Eng. - ASCE 135(8), Lindwall, P. and Hogland, W. (1981) Operation aspects on stormwater infiltration. BFR report R14:1981. Swedish Council for Building Res., (In Swedish). Marsalek, J. (2003) Road salts in urban stormwater: an emerging issue in stormwater management in cold climate. Water Sci. Technol. 48(9), Marsalek, J. and Marsalek, P.M. (1997) Characteristics of sediments from a stormwater management pond. Water Science and Technology 36(8-9),

26 Marsalek, J., Oberts, G.L., Exall, K. and Viklander, M. (2003) Review of operation of urban drainage systems in cold weather: water quality considerations. Water Sci. Technol. 48(9), Marsalek, J., Urbonas, B. and Lawrence, I. (2005) Stormwater Management Ponds. In: Pond Treatment Technology. Ed. Andy Shilton. IWA Publishing, London, UK. Marschner, B. and Bredow, A. (2002) Temperature effects on release and ecologically relevant properties of dissolved organic carbon in sterilised and biologically active soil samples. Soil Biology and Biochemistry 34(4), MBWCP (2006) Water Sensitive Urban Design - Technical Design Guidelines for South East Queensland.. Report by Moreton Bay Waterways and Catchment Partnership and Brisbane City Council. McNett, J.K. and Hunt, W.F. (2011) An evaluation of the toxicity of accumulated sediments in forebays of stormwater wetlands and wetponds. Water, Air, and Soil Pollution 218(1-4), Melbourne Water (2005) WSUD Engineering Procedures: Stormwater, CSIRO Publishing. Mentens, J., Raes, D. and Hermy, M. (2006) Green roofs as a tool for solving the rainwater runoff problem in the urbanized 21st century? Landscape and Urban Planning 77(3), Monterusso, M.A., Rowe, D.B. and Rugh, C.L. (2005) Establishment and persistence of Sedum spp. and native taxa for green roof applications. Acta Horticulturae 639, Moore, T.L.C. and Hunt, W.F. (2012) Ecosystem service provision by stormwater wetlands and ponds - A means for evaluation? Water research 46(20), Muthanna, T.M., Viklander, M. and Thorolfsson, S.T. (2008) Seasonal climatic effects on the hydrology of a rain garden. Hydrol. Processes 22, Muthanna, T.M., Viklander, M., Blecken, G.T. and Thorolfsson, S.T. (2007a) Snowmelt pollutant removal in bioretention areas. Water Res. 41(18), Muthanna, T.M., Viklander, M., Gjesdahl, N. and Thorolfsson, S.T. (2007b) Heavy metal removal in cold climate bioretention. Water Air Soil Pollut. 183, Oberts, G.L. (2003) Cold climate BMPs: Solving the management puzzle, pp Paus, K.H., Morgan, J., Gulliver, J.S., Leiknes, T. and Hozalski, R.M. (2014) Effects of temperature and NaCl on toxic metal retention in bioretention media. Journal of Environmental Engineering (United States) 140(10). Persson, J. (2000) The hydraulic performance of ponds of various layouts. Urban Water 2(3), Persson, J., Somes, N.L.G. and Wong, T.H.F. (1999) Hydraulics efficiency of constructed wetlands and ponds. Water Science and Technology 40, Prince George's County (1993) Design manual for the use of bioretention in stormwater management. The Prince George's County, Maryland, USA. Razzaghmanesh, M., Beecham, S. and Kazemi, F. (2014) Impact of green roofs on stormwater quality in a South Australian urban environment. Science of the Total Environment , Read, J., Wevill, T., Fletcher, T.D. and Deletic, A. (2008) Variation among plant species in pollutant removal from stormwater in biofiltration systems. Water Res. 42, Roseen, R.M., Ballestero, T.P., Houle, J.J., Avellaneda, P., Briggs, J., Fowler, G. and Wildey, R. (2009) Seasonal performance variations for storm-water management systems in cold climate conditions. Journal of environmental engineering 135(3), Roy-Poirier, A., Champagne, P. and Filion, Y. (2010) Review of bioretention system research and design: Past, present, and future. Journal of environmental engineering 136(9), Sansalone, J.J. and Buchberger, S.G. (1997) Characterization of solid and metal element distribution in urban highway stormwater. Water Sci. Technol. 36(8-9), Semadeni-Davies, A. (2006) Winter performance of an urban stormwater pond in southern Sweden. Hydrol. Processes 20,

27 Søberg, L., Vollersten, J., Blecken, G.T., Haaning Nielsen, A. and Viklander, M. (2015) Bioaccumulation of heavy metals in two wet retention ponds. Urban Water in press. Søberg, L.C., Blecken, G.T., Viklander, M. and Hedström, A. (2014b) Metal uptake in three different plant species used for cold climate biofilter systems. Proceedings of the 13th International Conference on Urban Drainage, Kuching, Sarawak, Malaysia. Sept Søberg, L.C., Viklander, M. and Blecken, G.T. (2014a) The influence of temperature and salt on metal and sediment removal in stormwater biofilters. Water Science and Technology 69(11), Starzec, P., Lind, B.B., Lanngren, A., Lindgren, Å. and Svenson, T. (2005) Technical and environmental functioning of detention ponds for the treatment of highway and road runoff. Water, Air, and Soil Pollution 163(1-4), Stenmark, C. (1995) An alternative road construction for stormwater management in cold climates. Water. Sci. Technol. 32(1), Stephansen, D.A., Nielsen, A.H., Hvitved-Jacobsen, T., Arias, C.A., Brix, H. and Vollertsen, J. (2014) Distribution of metals in fauna, flora and sediments of wet detention ponds and natural shallow lakes. Ecological Engineering 66, Weis, J.S. and Weis, P. (2004) Metal uptake, transport and release by wetland plants: Implications for phytoremediation and restoration. Environment International 30(5), Westerlund, C., Viklander, M. and Bäckström, M. (2003) Seasonal variations in road runoff quality in Luleå, Sweden. Water Sci. Technol. 48(9), Winston, R.J., Hunt, W.F., Kennedy, S.G., Merriman, L.S., Chandler, J. and Brown, D. (2013) Evaluation of floating treatment wetlands as retrofits to existing stormwater retention ponds. Ecological Engineering 54,

28 Acknowledgements This report was prepared within the JPI Urban Europe project Green/Blue Infrastructure for Sustainable, Attractive Cities. The financial support of JPI Urban Europe, VINNOVA, The Swedish Research Council Formas, FFG - The Austrian Research Promotion Agency and NWO - Netherlands Organisation for Scientific Research is gratefully acknowledged. Special thanks to the municipality of Kiruna and Tekniska Verken i Kiruna AB.