Your SlideShare is downloading. ×
Upstream Thinking Catchment Management Evidence Review - Water Quality
Upcoming SlideShare
Loading in...5

Thanks for flagging this SlideShare!

Oops! An error has occurred.


Saving this for later?

Get the SlideShare app to save on your phone or tablet. Read anywhere, anytime - even offline.

Text the download link to your phone

Standard text messaging rates apply

Upstream Thinking Catchment Management Evidence Review - Water Quality


Published on

The principal, over‐arching aim of any catchment management work is to improve the water quality in our freshwater ecosystems and to make a significant contribution to their attainment of good …

The principal, over‐arching aim of any catchment management work is to improve the water quality in our freshwater ecosystems and to make a significant contribution to their attainment of good ecological status in accordance with requirements of the EU Water Framework Directive. It is therefore vital that sufficient evidence is collected to provide an
objective and robust assessment of the improvements delivered.

In this review we explore the data and evidence available, which, taken together, demonstrate qualitatively and quantitatively that the delivery of integrated catchment management interventions can realise genuine improvements in water quality. To support the evidence collected, we have also summarised a number of case studies which demonstrate catchment management in action.

Published in: Education, Technology, Business

  • Be the first to comment

No Downloads
Total Views
On Slideshare
From Embeds
Number of Embeds
Embeds 0
No embeds

Report content
Flagged as inappropriate Flag as inappropriate
Flag as inappropriate

Select your reason for flagging this presentation as inappropriate.

No notes for slide


  • 1. 1    WATER QUALIT Y Catchment Management Evidence Review 
  • 2. 2    Bringing people together to understand how to achieve a better   more sustainable environment  COLLABOR8  is  a  transnational  European  project,  funded  by  the  Interreg  IVB  North  West  Europe programme, which aims to contribute to the economic prosperity, sustainability and  cultural  identity  of  North  West  Europe  in  increasingly  competitive  global  markets.  This  is  being achieved by forming and supporting new clusters in the cultural, creative, countryside,  recreation, local food and hospitality sectors using uniqueness of place as a binding force and  overcoming barriers to regional and transnational collaboration. 
  • 3. 3    “Water is the driving force in nature.”    Leonardo Da Vinci 
  • 4. 4    The  Upstream  Thinking  Project  is  South  West  Water's  flagship  programme  of  environmental  improvements  aimed  at  improving  water  quality  in  river  catchments in order to reduce water treatment costs. Run in collaboration with a  group of regional conservation charities, including the Westcountry Rivers Trust  and the Wildlife Trusts of Devon and Cornwall, it is one of the first programmes  in the UK to look at all the issues which can influence water quality and quantity  across entire catchments.  Published by:  Westcountry Rivers Trust  Rain Charm House, Kyl Cober Parc  Stoke Climsland  Callington  Cornwall PL17 8PH  Tel: 01579 372140  Email:  Web:  © Westcountry Rivers Trust: 2013. All rights reserved. This document may be reproduced with prior  permission of the Westcountry Rivers Trust. 
  • 5. 5    CONTENTS Introduction            6   Fresh water: a vital ecosystem service        6   Pressures affecting water quality    6   Factors that determine pollution risk    7   The catchment management ‘toolbox’   10   Assessing the efficacy of interventions   15  Pollutant Summaries        16  Nutrients & algae          16  Suspended solids & turbidity      28  Pesticides            35  Microbes & parasites         45  Colour, taste & odour        52  Assessing improvements       57  Governance & planning       65 
  • 6. 6    INTRODUCTION Fresh water: a vital ecosystem service Rain falling on the land brings life to the plants and animals living upon it, but it also  collects and runs across the land forming rills, gullies, streams and ultimately rivers. The  transfer  of  fresh  water  onto  and  then  across  the  land  is  one  of  the  fundamental  processes that sustain life on Earth. All of us depend on the fresh, clean water in our  rivers and streams every day – we drink it, we bathe in it and it sustains other life on  which we depend for food and enjoyment.  Targets for the acceptable levels of pollutants in fresh water are set out in the European  Commission’s Directive  on  the  Quality  Required  of  Surface  Water  Intended  for  the  Abstraction of Drinking Water 1975 (75/440/EEC) and, more recently, in the European  Commission’s Water Framework Directive 2000 (2000/60/EC).   While the former EC Directive refers to the quality of raw water intended for human  consumption,  the  latter  sets  targets  above  which  it  is  expected  that  the  ecological  condition of a watercourse may be degraded.   In addition, Article 7 of the Water Framework Directive (2000) also stipulates that, for  ‘waters used for the abstraction of drinking water’, waterbodies should be protected to  avoid any deterioration in water quality, such that the level of purification treatment  required in the production of drinking water is reduced.  While  for  most  pollutants  there  is  no  inevitable  link  between  the  quality  of  raw  and  treated drinking water, the level of contamination in raw water is directly linked to the  diversity, intensity and cost of the treatments required.   Furthermore,  there  are  certain  pollutants  or  physical  characteristics  that,  when  they  occur in the raw water, can severely affect the efficiency of the drinking water treatment  process. When these pressures do occur, or when the water treatment process does not  take account of a specific pollutant or group of pollutants, there can be an increased risk  that the treated drinking water may fail to reach the drinking water standards required  at the point of consumption (the tap).  Pressures affecting water quality Aquatic ecosystems can be damaged or degraded by a wide variety of pressures, which  arise either from human activities being undertaken in specific locations (point sources)  or from the cumulative effects of many small, highly dispersed and often individually  insignificant pollution incidents (diffuse sources).  Highly  localised,  point  sources  of  pollution  occur  when  human  activities  result  in  pollutants being discharged directly into the aquatic environment. Examples include the  release of industrial by‐products, effluent produced through the disposal of sewage, the  overflows from drainage infrastructure or accidental spillage.  Superimposed  on  the  pressures  exerted  by  point  sources  of  pollution  are  the  more  widely dispersed and less easily characterised diffuse pollution sources.   When  large  amounts  of  manure,  slurry,  chemical  phosphorus‐containing  fertilisers  or  agrochemicals are applied to land, and this coincides with significant rainfall, it can lead  to run‐off or leaching from the soil and the subsequent transfer of contaminants into a  watercourse.  In  addition,  cultivation  of  arable  land  in  particular  ways  or  the  over  disturbance  of  soil  by  livestock  (poaching)  can  make  fine  sediment  available  for  mobilisation and subsequent transfer to drains and watercourses by water running over  the surface.   Other diffuse sources include the run‐off of pollutants from farm infrastructure such as  dung heaps, slurry pits, silage clamps, feed storage areas, uncovered yards and chemical  preparation/storage areas.   Animal  access  to  watercourses  can  also  lead  to  the  direct  delivery  of  bacterial  and  organic  compounds  to  the  water  and  to  their  re‐mobilisation  following  channel  substrate  disturbance.  It  should  be  noted  that,  while  these  agricultural  sources  of  pollution can often appear more like point sources, they are, however, considered as  diffuse sources as they relate to widespread, land‐based, rural practices that that can  have significant cumulative effects. 
  • 7. 7    Pollutants that exert negative impacts on the quality of fresh water, degrade the health  of  our  aquatic  ecosystems  and  contaminate  raw  drinking  water  are  numerous  and  varied. For this review, these pollutants are categorised under five main headings:   Nutrients. Phosphorus & nitrogen‐containing compounds  Suspended solids. Including both sediment & organic material in suspension  Pesticides. Including other chemical pollutants from domestic sources  Microbiological contaminants. Including faecal coliforms & cryptosporidium  Colour, taste & odour compounds. Including metals & soluble organic compounds  Factors that determine pollution risk There are a number of factors in the landscape that determine the degree to which a  pollutant  will  become  available  in  a  particular  location  and  the  likelihood  of  it  being  mobilised and carried along a pathway to a watercourse.   Soil character & condition  The characteristics and condition of the soil in a particular area both play a key role in  the  ability  of  the  land  to  regulate  the  movement  of  water  and  the  likelihood  that  pollutants will become available for mobilisation into adjacent aquatic environments.   Some  soils,  such  as  heavy  clay‐  or  peat‐based  ‘stagnogleys’,  are  more  susceptible  to  damage, such as compaction, caused by intensive cultivation or livestock farming. This  increases the risk of erosion or significant surface run‐off occurring from their surface.   Other soil types, such as lighter, free‐draining ‘brown earth’ soils, can have pollutants  leached away by water passing rapidly down through them. In addition, soils with very  high  levels  of  organic  matter,  such  as  peat,  can  release  large  quantities  of  organic  compounds when they are drained or their structure has become degraded.   In  light  of  this, it  is clear  that  careful  and  appropriate  management  of  soils can  be  a  powerful method for minimising the risk of pollution occurring as a result of their innate  structural vulnerability.   Topography & hydrology  The shape (morphology) of the land interacts with the underlying soil type and geology  to control the movement of water across the landscape. Some of the water falling on  the land as rain will be absorbed into the soil from where it can be taken up by plants or  pass down into the groundwater held in the underlying geology.   When the soil is saturated or damaged or the underlying rock is impermeable, water  stops being absorbed and begins to move laterally across the land via surface or sub‐ surface flow. Once moving through the landscape, water then collects in rills, gullies,  drains and ditches, before entering our streams and rivers to make its way back the sea.  3 4 3 6 9 62 21 INHERENT RISK PRACTICE The risk that an area of land poses to  the provision of an ecosystem service,  such as the regulation of water quality,  can be conceptualised as the  interaction between the inherent  characteristics of the land and the  activities or practices being undertaken  upon it. Therefore, it is possible to  identify areas where  potentially risky  practices are being undertaken and  where this coincides with a high  underlying risk that water quality could  be degraded. These high‐scoring areas  can be considered the priority for the  targeting of catchment management  interventions and also where the  greatest enhancement of ecosystem  service provision may be achieved. 
  • 8. 8    In certain areas across the landscape, where there are steep converging slopes or where  the  land  is  flat,  water  will  naturally  accumulate  more  than  in  other  areas.  In  these  ‘hydrologically  connected’  or  ‘wet’  areas  there  is  an  increased  likelihood,  particularly  during  periods  of  heavy  rainfall,  that  water  will  run  rapidly  across  the  surface  and  mobilise any pollutants that are available on the land surface.  Given the fact that certain areas, due to their morphology, have an elevated level of  hydrological  connectivity  and  an  increased  probability  that  water  will  flow  laterally  across their surface, it is vital that we identify them and design tailored management  interventions to mitigate any risk that they may generate pollution.  Land‐use & land‐cover  The use to which a parcel of land is put can have a significant effect on its ability to  regulate  the  movement  of  water  across  it  and  the  likelihood  that  it  will  generate  pollution in the aquatic environments nearby.  Natural habitats have rougher surfaces with more complex vegetation. They therefore  have a relatively low risk of becoming a pollution source as they are more likely to slow  the  movement  of  water  across  the  landscape,  increase  infiltration  into  the  soil  and  increase the uptake of water by plants.  In  contrast  to  natural  habitats,  land  in  agricultural  production  experiences  greater  levels of disturbance, whether through cultivation or the actions of livestock, and there  is  therefore  greater  risk  that  it  will  become  damaged  and  become  susceptible  to  erosion, pollutant wash‐off or pollutant leaching.   While it is certainly not always the case, the risk of pollution occurring is generally higher  where land is in arable crop production or under temporary grassland. This is simply  because  the  presence  of  bare  earth  for  longer  periods  and  the  high  intensity  of  cultivation undertaken on this land increases the likelihood that the soil condition may  be degraded and pollutant mobilisation may occur.  Land under permanent grassland (pasture) inherently represents a lower pollution risk  due to its undisturbed soil and more mature vegetation. However, even this landuse can  generate significant levels of pollution when its soil surface becomes damaged by high  livestock density or when large levels of nutrients or pesticides are applied to improve it.  When assessing the risk that diffuse pollution may occur, there are also areas of urban  and industrial  landuse that should not be overlooked. Significant levels of pollutants  (such  as  sediment,  oil,  metals,  pesticides  and  a  variety  of  other  chemicals)  can  be  mobilised  from  the  often  impermeable  surfaces  and  drainage  systems  connected  to  watercourses in urban environments.   In  light  of  these  differences  in  the  ability  of  different  land‐uses  and  land‐covers  to  generate  pollution,  it  is  clear  that  either  changing  land‐use  or  ensuring  that  best  management practices are undertaken on each particular land‐use represent the most   important methods for the mitigation of land‐use driven pollution risk.  Hydrological assessment of a river valley 
  • 9. 9    Practice & land management  While  soil  characteristics,  morphology,  hydrology  and  land‐cover  all  contribute  the  innate potential for land to generate water pollution, it is ultimately the management of  land and the practices that are undertaken upon it that will determine the likelihood and  scale of any pollution that occurs.  The intensity and timing of our activities can affect the ability of land to retain pollutants  and so increase the likelihood of pollution arising from it. The risk of pollution occurring  can be increased when land is over‐stocked with livestock in vulnerable locations or at  times of elevated risk due to the increased chance of heavy rainfall. The risk can also be  increased  when  land  is  drained,  compacted  with  machinery  or  when  it  becomes  damaged by repeated cycles of intensive cultivation and crop production.   Furthermore, the exogenous application of additional materials (manure and slurry) and  chemicals (pesticides and fertiliser) to the land can increase the availability of pollutants  in certain areas at times when there is increased likelihood that they will be mobilised  and transported into aquatic ecosystems.  Finally, it is also important to consider the impacts that other human practices, such as  recreational and domestic activities, can have on the condition of land, the availability of  pollutants in certain areas at certain times and the risk they pose to the water quality.  +  Mapping key areas for the provision of fresh water as an ecosystem service There are areas of land where, due to the physical characteristics of the location or a sudden change in the weather, any  land management practice, irrespective of whether it is inherently risky and despite best practice being observed, can  still result in the generation of pollution. On this high priority land, there is the greatest likelihood of water quality being  degraded and for the ecosystem services dependent on it to be compromised. In addition, these are also the areas where  the greatest environmental benefits may be realised for the minimum investment.   Through combining data on soil characteristics, landuse, land topography and hydrological connectivity we can create a  map of these innately risky and therefore the most important areas of land in a catchment (the example below shows  and analysis of this type performed on the Tamar catchment).  +  CASE STUDY Paul Anderson 
  • 10. 10    A Catchment Management Toolbox If we can determine which pressures are exerting negative impacts on the water quality  in  our  aquatic  ecosystems  and  identify  their  sources  in  a  catchment,  then  we  can  develop a programme of tailored and targeted interventions to remove these sources  and disconnect their pollution pathways.  For many point sources of pollution, the scale of their contribution to the pollution load  in a watercourse can be characterised through monitoring and modelling approaches  and then regulatory and technological measures can be implemented to mitigate their  impacts.   In  contrast  to  point  sources  of  pollution,  the  various  sources  of  diffuse  pollution  in  catchments are far harder to identify and, individually, their impacts are often too slight,  intermittent or transient to quantify with great accuracy and certainty. Despite these  challenges, however, there is now a wealth of evidence and data which do allow these  diffuse sources of pollution to be identified and for programmes of interventions and  measures to be developed to mitigate their impacts.   Over the last 10‐15 years a comprehensive suite of land management advice and on‐ farm  measures  has  been  developed  to  minimise  loss  of  pollutants  from  farms  while  maximising efficiency to increase yields and save costs. Some of the most common of  these so‐called Best Farming Practices (BFPs) that are now recommended to farmers,  and  which  are  now  being  delivered  on  farms  across  the  UK,  are  illustrated  on  the  following page.  There are now many organisations that have skilled, knowledgeable and highly qualified  farm advisors who are able to give advice on farming practices, including; Catchment  Sensitive Farming, Rivers Trusts, Wildlife Trusts, Soils‐for‐Profit, Natural England, the  Environment Agency and the Farming & Wildlife Advisory Group to name just a few. In  addition, land  managers also  obtain  a considerable amount  of advice from  their own  agronomists and farming advisors.   What  is  clear  is  that,  irrespective  of  who  is  delivering  an  integrated  farm  advice  and  investment package, it should cover a broad spectrum of land management practices  and indicate where the adoption of good or best practice may minimise the risk that an  activity will have a negative impact on the environment and where it may enhance the  provision of an ecosystem service such as water quality provision.  During the development of the on‐farm intervention toolbox there were a number of  key design considerations taken into account, which allow a farm advisor to correctly  tailor and target their application:‐  Mechanism  of  action.  It is important to understand the  mechanism via which the  intervention will reduce pollution. Often this will require the presentation of evidence  that  it  is  the  farming  practice  that  is  causing  pollution  before  intervention  is  undertaken.  Applicability. Each measure must have the farming systems, regions, soils and crops  to  which  it  can  be  applied  clearly  defined.  Farm  advisors  must  recommend  interventions that are suitable for the situation found on a particular farm.  Feasibility. The ease with which the measure can be implemented and any potential  physical or social barriers to its uptake or effectiveness must be identified. Careful  consideration must be given to measures that may impact other farming practices.   Costs & benefits. The cost of implementing, operating and maintaining the measure  must  be  clearly  understood.  The  potential  practical  and  financial  benefits  to  the  farmer  of  implementing  the  measure  must  also  be  estimated  as  it  is  vital  for  encouraging uptake of the measures. In some circumstances, where the cost is high  or the measure will result in a loss of income, the farmer or farm advisor may need to  find additional funding from incentive or capital grant schemes to enable delivery.  Strategically  targeted.  The  measures  need  to  be  delivered  into  situations  where  they are most likely to have the desired water quality outcome. By ensuring that the  right intervention is targeted onto the most suitable and appropriate parcel of land,  the  likelihood  that  the  most  cost‐effective  use  of  the  investment  has  been  made  increases  –  i.e.  the  greatest  possible  ecosystem  service  improvement  has  been  delivered for the resources deployed. 
  • 11. 11    In this review, for each of the five main pollutant categories, we give an overview of the  interventions that can been delivered to mitigate the impacts of pollution on; (1) the  ecological health of our river catchments, (2) the risks and costs incurred at  drinking  water treatment works through having to treat low quality raw water, and (3) on the  generation  of  pollution‐derived  problems  in  the  estuaries  and  coastal  regions  in  the  lower reaches of river catchments.  Furthermore, we also describe the catchment management interventions considered to  be the most effective in reducing diffuse pollution and mitigating the impacts described.  We will also attempt to evaluate and summarise the numerous studies (completed or  currently  underway)  which  allow  us  to  estimate  the  scale  of  benefit  that  these  catchment management interventions can deliver at a variety of scales.   In assessing and collating this evidence, we hope that we will be able to demonstrate  with  some  certainty  that  significant  improvements  in  water  quality  can  be  achieved  through  the  targeted  and  integrated  implementation  of  catchment  management  interventions.  The catchment management intervention toolbox can be delivered through a variety of  approaches, which are described in more detail in the sections below.  Farm visits and advice  An integrated land management advice package will cover many aspects of a farmers  practice and will indicate where the adoption of good or best practice may minimise the  risk that an activity will have a negative impact on the environment and where it may  enhance the provision of a particular ecosystem service.    In addition to broad advice on good or best practice, an integrated farm advice package  should  produce  a  targeted  and  tailored  programme  of  measures  that  could  be  undertaken  and  should  include  specific  advice  on  pesticide,  nutrient  and  soil  management on the farm to mitigate any potential environmental impacts.  Illustration showing some practices that can pose a threat to water quality (left side)  and a wide array of Best Farming Practices (BFPs) (right side) which can minimize loss  of pollutants to watercourses as a result of agricultural activity. 
  • 12. 12    Capital grants for on‐farm infrastructure  Where  an  advisor  believes  it  to  be  appropriate,  they  will  recommend  in  the  management plan that improvements or additions be made to the infrastructure on a  farm.  Although  some  statutory  designations,  such  as  Nitrate  Vulnerable  Zones,  do  require certain standards in on‐farm infrastructure, under most schemes the uptake of  these measures is entirely voluntary and the advisor will indicate funding mechanisms  through which a grant may be obtained to contribute to the total cost of the work.  Incentivisation to change farming practice  At present, farmers, who represent less than 1% of our society, currently manage nearly  80% of our countryside and are largely responsible for the health of the ecosystems it  supports. However, despite their key role in managing our natural ecosystems, farmers  are currently only paid for the provision of one ecosystem service; food production.   To redress this apparent imbalance, there are now a number of funding programmes  through  which  land  managers  and  farmers  can  receive  payments  for  adopting  more  environmentally beneficial and ecosystem services‐enhancing practices on all or part of  their  land.  Schemes  of  this  type,  in  which  the  beneficiaries  of  ecosystem  services  provide payment to the stewards of those services, are often referred to as Payments  for Ecosystem Services (described in more detail in Assessing Improvements on p64).  The  basic  idea  behind  Payments  for  Ecosystem  Services  is  that  those  who  are  responsible for the provision of ecosystem services should be rewarded for doing so,  representing a mechanism to bring historically undervalued services into the economy.  Farming community engagement & education  Educational and training activities, such as farmer meetings and workshops, which raise  awareness  of  different  initiatives  and  promote  best  practice  among  local  farming  communities, are a key component of any catchment management programme. They  also serve to establish relationships and build trust between advisors and farmers on the  ground in a catchment.   LEAF (Linking Environment And Farming) LEAF is the leading organisation promoting sustainable food and farming. They help farmers  produce good food, with care and to high environmental standards, identified in‐store by the  LEAF  Marque  logo.  LEAF  attempts  to  build  public  understanding  of  food  and  farming  in  a  number of ways, including; Open Farm Sunday, Let Nature Feed Your Senses and year round  farm visits to our national network of Demonstration Farms.  LEAF is also an industry partner in the Campaign for the Farmed Environment (CFE), which is an  opportunity for their members to demonstrate their commitment to protecting and enhancing  the farmed environment. As part of the Campaign, farmers are asked to ensure that a third of  their ELS points come from a list of key target options. These include options which result in  cleaner water and healthier soil, protect farmland birds and encourage wildlife and biodiversity.   LEAF also provide a wide array of educational and best practice guidance resources  on their website, including their Water Management Tool, which offers farmers a  complete health check for water use on their farms, and the Simply  Sustainable  Water Guidance booklet and film. The Simply Sustainable Water booklet has been  produced to help farmers develop an effective on‐farm management strategy for  efficient water use and to improve their farm’s contribution to protecting water in  the environment. It allows farmers to get the best from this valuable resource, to  improve awareness of the importance of water and track changes in water use and  quality over time.  Based on Six Simple Steps to help improve the performance, health and long term  sustainability of their land, farmers are encouraged to set a baseline by assessing  their water use and their water sources. The six key measures are: (1) water saving  measures,  (2)  protecting  water  sources,  (3)  soil  management,  (4)  managing  drainage, (5) tracking water use, and (6) water availability and sunshine hours.  CASE STUDY Devon Wildlife Trust 
  • 13. 13    Delivery methods for catchment management At  present  there  are  a  number  of  different  programmes  and  initiatives  via  which  catchment  management  interventions  are  funded  to  deliver  catchment‐scale  improvements in water quality through the delivery of land management advice and on‐ farm measures.   Perhaps the most significant of these are; the Natural England‐coordinated  Catchment  Sensitive  Farming  initiative,  some  elements  of  the  Natural  England  Environmental  Stewardship  Scheme  and  a  number  of  newly  established  water  company‐funded  schemes, such as the South West Water Upstream Thinking Initiative and the United  Utilities Sustainable Catchment Management Programme (SCaMP).   In  addition  to  these  programmes,  the  Environment  Agency,  Natural  England,  the  Forestry  Commission  and  a  number  of  non‐governmental  organisations  also  make  considerable  investment  of  their  resources  in  the  delivery  of  advice  and  practical  support for people managing natural resources in the catchment.  Each of these catchment management programmes have different funding mechanisms  and  use  different  methods  to  target  and  deliver  funding.  For  example,  Catchment  Sensitive  Farming  offers  small‐medium  grants  (up  to  £10,000  per  farm)  for  capital  investments in farm infrastructure in its priority catchments alongside a programme of  advice  and  training.  In  contrast,  Environmental  Stewardship  Schemes  offer  revenue  payments in return for the delivery of a suite of on‐farm measures in their target areas.  Catchment Sensitive Farming Funded  by  DEFRA  and  the  Rural  Development  Programme  for  England,  Catchment  Sensitive  Farming  (CSF)  is  a  joint  initiative  between  the  Environment  Agency  and  Natural  England  that  has  been established in a number of priority catchments across England.  CASE STUDY Overall, CSF has two principle aims: (1) to save farms money by introducing careful nutrient and pesticide planning,  reduce soil loss and help farmers meet their statutory obligations such as Nitrate Vulnerable Zones, and (2) to deliver  environmental benefits such as reducing water pollution, cleaner drinking water, safer bathing water, healthier fisheries,  thriving wildlife and lower flood risk for the whole community.  To  achieve  these  goals  CSF  delivers  practical  solutions  and  targeted  support which should enable  farmers  and  land  managers to take voluntary action to reduce diffuse water pollution from agriculture to protect water bodies and the  environment.   Catchment Sensitive Farming Officers work with independent specialists from the farming community to deliver free  advice  tailored  to  the  area  and  farming  sector.  This  advice  includes  workshops,  farm  events  and  individual  farm  appraisals.  CSF  also  offer  capital  grants,  at  up  to  60%  of  the  total  funding,  to  deliver  improvements  in  farm  infrastructure.  As  part  of  the  Catchment  Sensitive  Farming programme, Natural England  have  also  undertaken  an  evaluation  study  to  demonstrate  the  benefits  that  the  delivery  of  advice  and  measures have realised.  In  addition  to  a  summary  report  (,  Natural  England have also produced a number  of  case  studies  and  technical  reports  covering  specific  areas;  such  as,  advice  and  education  delivery,  water  quality monitoring and environmental  modelling.  These  can  be  accessed  at 
  • 14. 14    Like Catchment Sensitive Farming, the South West Water Upstream Thinking initiative  also  offers  capital  grants  for  on‐farm  infrastructure  improvements,  but  it  also  places  conditions  on  the  management  of  the  new  infrastructure  and  on  other  activities  undertaken on the farm following the investment via a deed of covenant.   In addition, the Westcountry Rivers Trust, along with DEFRA and the University of East  Anglia,  have  recently  investigated  the  potential  of  an  innovative  ‘reverse  auction’  approach  to  target  the  allocation  of  funding  in  a  catchment  (see  below).  This  work,  undertaken on the River Fowey as part of the Upstream Thinking Project and as part of  a DEFRA Payments for Ecosystem Services (PES) Pilot Project has demonstrated the  cost‐effectiveness  of  this  method  for  the  distribution  of  catchment  management  funding.  Upstream Thinking South West Water (SWW) in collaboration with a group of regional  conservation charities, including the Westcountry Rivers Trust, the  county  Wildlife  Trusts  for  Devon  and  Cornwall  and  The  Farming  and  Wildlife  Advisory  Group,  have  established  one  of  the  largest  and most innovative conservation projects in the UK: the ‘Upstream  Thinking Initiative’.   This  project  will  deliver  over  £9  million  worth  of  strategic  land  restoration in the Westcountry between 2010 and 2015.  CASE STUDY The ‘provider is paid’ funding mechanism used in the Upstream Thinking scheme is, perhaps, the most innovative aspect  of the project. SWW have recognized that it is cheaper to help farmers deliver cleaner raw water (water in rivers and  streams) than it is to pay for the expensive filtration equipment required to treat polluted water after it is abstracted  from  the  river  for  drinking.  SWW  believe  that  water  consumers  will  be  better  served  and  in  a  more  cost‐effective  manner if they spend money raised from water bills on catchment restoration in the short term rather than on water  filtration in the long term. The entire 5 year initiative will cost each water consumer in the South West around 65p.   Fowey River Improvement Auction   In the first scheme of this kind in the UK, an auction was successfully  used to distribute funds from a water company to farmers, investing  in capital items to improve water quality. The work was supported by  the  Natural  Environment  Research  Council  Business  Internship  scheme, managed by the Environmental Sustainability Knowledge  Transfer Network.   The  scheme  offered  SWW  the  opportunity  to  work  directly  with  researchers  from  the  University  of  East  Anglia  to  devise  an  innovative  mechanism  for  paying  for  the  delivery  of  ecosystem  services via their Upstream Thinking scheme.  Upstream  Thinking  uses  an  advisor‐led  approach  in  other  areas.  Advisors  from  the  Westcountry  Rivers  Trust  visit  farms  to  suggest  work  and  pay  grants  at  a  fixed  rate.  The  disadvantages  of  this  approach are that it’s labour intensive, not practical to visit all farms  and the potential for all the funds to be used on a small number of  farms. The main advantage is that advisors can suggest investments  most likely to improve water quality.   The  University  of  East  Anglia  devised  an  auction  approach,  working  with  Westcountry  Rivers  Trust  to:  (1)  increase  coverage by encouraging all eligible farmers to participate, and (2) achieve maximum water quality benefits at the same  time as achieving efficiency for SWW’s investment.   150 farmers in the Fowey catchment, were contacted in Summer 2012 with a list of capital investments eligible for  funding, plus additional farm management practices which could be added to increase bid competitiveness.   Farmers were asked to enter sealed bids up to a maximum of £50,000 per farm.  42 bids were received, requesting a total of £776,000 and 18 bids met the value for money threshold, with grant rates  paid in the scheme from 38% to the full 100%.  
  • 15. 15    Assessing the efficacy of interventions The  principal,  over‐arching  aim  of  catchment  management  is  to  improve  raw  water  quality  in  lakes,  rivers  and  coastal  waters.  If  effective,  this  approach  could  make  a  significant  contribution  to  their  attainment  of  good  ecological  status,  in  accordance  with the EU Water Framework Directive.   In  addition,  it  could  also  reverse  the  escalating  risks  and  costs  associated  with  the  treatment  of  drinking  water  from  our  groundwater  and  surface  water  sources  and  it  could  reduce  the  impacts  of  pollution  on  our  most  sensitive  and  highly  productive  estuaries and coastal environments.  Given  the  potentially  significant  role  of  this  approach  in  the  improvement  of  water  quality,  it  is  vital  for  that  we  collect  sufficient  evidence  to  provide  an  objective  and  scientifically robust assessment of the effectiveness of the interventions used.   Ultimately,  we  must  be  able  to  justify  that  the  money  spent  and  the  interventions  delivered across the landscape have delivered both significant improvements in water  quality and a number of secondary financial, ecological and social benefits.    In this review we have attempted to collect a comprehensive and robust set of data and  evidence, which, taken together, demonstrates qualitatively and quantitatively that the  delivery  of  integrated  catchment  management  interventions  can  deliver  genuine  improvements in water quality.   In sections 2 to 6 we have, for each of the main groups of pollutants, identified key  sources of pollutant loads and examined the impacts these pollutants have on the  aquatic environment, including how they translate into a cost or risk to society.   We have also identified key mitigation measures for reducing pollutant loads and  evaluated the data and evidence for the efficacy of these measures. This process has  also allowed us to identify the interventions for which the evidence of efficacy does  not exist or where it does not exist at an appropriate scale.  Section 7 addresses issues of scale and reviews a selection of modelling tools that  can  be  used  to  predict  the  impact  of  interventions  and  measures  at  a larger  sub‐ catchment  or  whole‐catchment  scale.  This  section  also  explores  the  potential  for  secondary environmental, economic and societal benefits to result from the delivery  of catchment management interventions.  Section 8 reviews the governance structures currently being used to implement a  catchment  management‐based  approach  in  the  UK  and  explores  some  of  the  approaches now being adopted to create catchment management plans.  Determine water quality impacts  Identify & qualify pressures  Locate sources & pathways  Develop programme of measures  Fund & deliver measures  Measure improvements  Record secondary benefits  A summary of the cyclical and adaptive  catchment management process: from  the characterisation of impacts to the  identification of pressures and on to  the delivery of measures and the  evaluation of improvements achieved.  Assessing fish populations using electrofishing 
  • 17. 17    Nitrogen‐ and phosphorus‐containing compounds (often termed nutrients) are natural  and  vital  components  of  healthy  aquatic  ecosystems.  They  play  a  critical  role  in  supporting the growth of aquatic plants, which, in turn, produce oxygen and provide  habitats that support the growth and reproduction of other aquatic organisms.  Nitrogen‐  and  phosphorus‐containing  nutrients  also  support  the  growth  of  algae,  another natural component of many aquatic ecosystems. Algae occur in the benthic and  planktonic phases of freshwater habitats and form a key component of the food chain  for many species of fish, shellfish and invertebrate assemblages.  Unfortunately,  when  nutrients  are  released  into  the  environment,  deliberately  or  accidentally, as a result of human activities, it can result in a perturbation of the finely  balanced equilibrium of nutrients cycling through the ecosystem.   When  nutrients  accumulate  in  aquatic  ecosystems  they  drive  the  uncontrolled  and  unbalanced growth of aquatic plants and algae in a process called eutrophication and  these so‐called plant or algal ‘blooms’ can then cause severe problems for other aquatic  organisms, the ecological health of a waterbody and for the humans who also depend  on the water for drinking water, recreational use or for the production of food such as  fish and shellfish.  Sources of nutrients There are three principal sources of nitrogen‐ and phosphorus‐containing compounds in  a river catchment: point anthropogenic sources, point agricultural sources and diffuse  agricultural sources.  Point  anthropogenic  sources.  A  considerable  fraction  of  the  phosphorus  in  river  water may be derived from inputs of sewage effluent (which may or may not have  been treated), from drainage systems in urban areas, septic tanks and from roadside  drains. The principal sources of phosphates and nitrates in sewage are human faeces,  urine, food waste, detergents and industrial effluent that have been discharged to  the  sewers.  Typical  sewage  treatment  processes  generally  remove  15‐40%  of  the  phosphorus  compounds  present  in  raw  sewage  and  there  are  many  small  sewage  treatment  facilities  and  septic  tanks  in  rural  areas  which  could  also  be  making  significant contributions to the phosphorus load in rivers and reservoirs.  Point agricultural sources. These include farm infrastructure designed to store and  manage animal waste and other materials such as animal food. Key infrastructure  includes dung heaps, slurry pits, silage clamps and uncovered yards. Animal access  points to watercourses can also lead to the direct delivery of phosphorus compounds  to the water and to their mobilisation following channel substrate disturbance.  Diffuse  agricultural  sources.  When  large  amounts  of  manure,  slurry  or  chemical  phosphorus‐containing  fertiliser  are  applied  to  land,  and  this  coincides  with  significant  rainfall,  it  can  lead  to  run‐off  and  the  transfer  of  phosphorus  into  watercourses. This is a particular problem where heavy soils are farmed intensively,  which can result in their compaction and an increased risk of surface run‐off.   There  are  a  number  of  methods  that  can  be  used  to  estimate  the  level  of  nutrient  enrichment  in  a  watercourse  and  to  determine  where  this  contamination  has  been  derived  from.  For  example,  it  is  widely  accepted  that  a  detailed  evaluation  of  the  benthic algae (diatom) communities in a river can provide a robust assessment of its  ecological  condition,  because  these  diatom  communities  are  particularly  sensitive  to  changes in the pH and nutrient levels in the water.   In  addition  to  biological  assessments,  water  quality  monitoring  can  also  be  used  to  characterise the levels of nutrient enrichment in rivers and identify which sections of a  catchment are contributing most to the nutrient load at any particular location.   However, water quality sampling can be costly and time consuming, when undertaken  at fine temporal or spatial scales, and much of the work to identify sources of nutrient  pollution in river catchments has therefore focused on the use of models such as the  Extended Nutrient Export Coefficient Plus (University of East Anglia), the Phosphorus  and Sediment Yield CHaracterisation In Catchments (PSYCHIC) model (ADAS Water  Quality) and the new Source Apportionment GIS (SAGIS) tool (Atkins UK).    NUTRIENTS & ALGAE Robert Marshall  NUTRIENTS & ALGAE  There are numerous potential sources  of nutrients in river catchments;  including sewage discharges (top),  agricultural point sources such as slurry  stores (middle) and diffuse sources such  as fertiliser applied to agricultural land  (bottom). 
  • 18. 18    CASE STUDY Source Apportionment-GIS (SAGIS) modelling framework The Source Apportionment‐GIS (SAGIS) modelling framework was developed through UWKIR research project WW02:  Chemical  Source  Apportionment  under  the  WFD  (UKWIR,  2012)  with  support  from  the  Environment  Agency.  The  primary  objective  of  this  research  was  to  develop  a  common  modelling  framework  as  the  basis  for  deriving  robust  estimates of pollution source contributions that would be used to support both water company business plans and the  EA River Basin Planning process.   The SAGIS tool quantifies the loads of pollutants to surface waters in the UK from 12 point and diffuse sources including  wastewater treatment works discharges, intermittent discharges from sewerage and runoff, agriculture, soil erosion,  mine water drainage, septic tanks and industrial inputs (UKWIR project WW02). Loads are converted to concentrations  using the SIMulation of CATchments (SIMCAT) water quality model, which is incorporated within SAGIS, so that the  contribution to in‐stream concentrations from individual sources can be quantified.   Diffuse  sources  of  nutrient  pollution  are  incorporated  into  SAGIS  from  the  Phosphorus  and  Sediment  Yield  CHaracterisation  In  Catchments  (PSYCHIC)  model  (developed  by  a  consortium  of  academic  and  government  organisations led by ADAS Water Quality).   PSYCHIC is a process‐based model of phosphorus and suspended sediment mobilisation in land runoff and subsequent  delivery  to  watercourses.  Modelled  transfer  pathways  include  release  of  desorbable  soil  phosphorus,  detachment  of  suspended solids and associated particulate phosphorus, incidental losses from manure and fertiliser applications, losses  from hard standings, the transport of all the above to watercourses in under‐drainage (where present) and via surface  pathways, and losses of dissolved phosphorus from point sources.  The maps below show the baseline export of total phosphorus from manure‐based sources across the Tamar catchment  predicted  by  the  PYCHIC  model  (inset)  and  the  modelled  concentrations  of  Soluble  Reactive  Phosphate  in  sub‐ catchments of the Tamar and their sources according to the SAGIS modelling tool (main).  NUTRIENTS & ALGAE 
  • 19. 19    Impacts of nutrients On the health of aquatic ecosystems  The  principal  effect  of  accelerated  plant  growth  and  algal  blooms  is  the  reduction  (hypoxia) or elimination (anoxia) of oxygen in the water as oxygen‐consuming bacteria  decompose the plants and algae when they die back. This reduction in the oxygenation  of a waterbody can have a severe effect on the normal functioning of the ecosystem,  causing  a  variety  of  problems  such  as  a  lack  of  oxygen  needed  for  fish,  shellfish  and  invertebrates to survive.  Under  the  Water  Framework  Directive  (WFD)  classification  scheme  the  ecological  impacts of nutrients on freshwater systems are recorded through the changes that they  exert  on  the  plant  and  algal  communities  that  are  found  in  them.  Changes  in  the  composition  of  these  communities  are  interpreted  as  an  indication  that  nutrient  enrichment is perturbing the ecological health of the ecosystem in that waterbody.  The  impact  of  nutrients  on  the  health  of  estuaries  and  coastal  areas  is  still  relatively  poorly  understood  but,  as  with  freshwaters,  excessive  nutrient  loads  can  cause  their  eutrophication.  The  susceptibility  of  estuaries  to  nutrient  enrichment  depends  on  factors such as the physical characteristics, the hydro‐dynamic regime and the biological  processes that are unique to each individual estuary. Generally speaking, estuaries and  coastal  areas  are  thought  to  be  less  susceptible  to  eutrophication  due  to  their  tidal  nature,  which  results  in  high  turbidity  (less  light  penetration)  and  frequent  flushing.  Estuaries with good light regimes are often more sensitive to nutrient enrichment.   Primary  producers  in  estuaries  may  be  opportunistic  green  algae,  epiphytes  or  phytoplankton and excessive growth of any or all of these can impact on water turbidity  and light availability, causing changes in the depth distributions of plant communities in  the water column. Such changes can have implications for the structure and functioning  of estuarine and coastal food webs, with potential consequences for fish and shellfish  fisheries and for bathing water quality on neighbouring beaches.   In  addition  to  the  assessment  of  these  biological  indicators,  the  levels  of  Soluble  Reactive Phosphorus (SRP) in waterbodies are also measured and, through comparison  with established thresholds known to cause ecological impacts, the levels are used to  identify  where  degradation  might  be  expected  to  occur.  The  WFD  threshold  above  which SRP is expected to have a significant impact on the ecological condition of an  aquatic  ecosystem  varies  between  different  waterbody  types,  but  an  average  SRP  concentration above 50 ug/l would result in a WFD failure in any waterbody type.  Bob Blaylock  The Exe Estuary at Topsham  NUTRIENTS & ALGAE  Water starworts (Callitriche spp) (top)  are just one group of macrophyte  plants that can cause problems when  they proliferate excessively. Phyto‐ benthic algae (diatoms) are particularly  sensitive to nutrient enrichment  (bottom). 
  • 20. 20    On the provision of drinking water  In addition to the ecological impacts of nutrient enrichment leading to hypoxia and/or  anoxia in aquatic ecosystems, algal blooms can also result in other negative effects that  have significant consequences for the treatment and supply of drinking water.   These  include  their  potential  to  damage  property  or  water  supply  infrastructure,  to  increase algae‐derived toxins in the water and to cause taste and odour problems, all of  which can result in increased drinking water treatment costs.   These  impacts  are  particularly  felt  as  blooms  of  algae  and  explosions  of  macrophyte  growth begin to die‐back at the end of the summer growing season or following the  depletion  of  nutrients  and  oxygen  in  the  water  column,  when  a  number  of  so‐called  decomposition bi‐products can be released.   The three principal types of chemical pollutants produced as decomposition bi‐products  of this type are: (1) ammonia/ammonium  (NH4), (2) soluble  organic  compounds  (e.g.  methyl‐isoborneol (MIB) and geosmin) and (3) dissolved metal ions (e.g. manganese).  Ammonia  and  its  ionised  cationic  form  ammonium  (NH4+)  are  naturally  occurring  components  of  the  nitrogen  cycle  that  are  generated  in  aquatic  ecosystems  by  heterotrophic  bacteria  as  the  primary  nitrogenous  end‐product  of  organic  material  decomposition.  In  healthy  aquatic  ecosystems  ammoniacal  nitrogen  is  readily  assimilated by plants or converted through nitrification to nitrate, but in eutrophic lakes,  where  elevated  levels  of  nutrients  are  driving  algal  blooms  and  the  development  of  stratified  hypoxic  conditions,  this  process  can  be  inhibited  and  ammoniacal  nitrogen  then accumulates rapidly.  The  presence  of  ammoniacal  nitrogen  in  water  can  begin  to  have  a  toxic  effect  on  aquatic organisms (especially fish) at concentrations above 0.2 mg/l. In addition, when  abstracted  for  drinking  water  treatment,  ammoniacal  nitrogen  concentrations  above  0.2  mg/l  can  also  cause  taste  and  odour  problems  as  well  as  decreased  disinfection  efficiency during chlorination.   The  increased  chlorination  required  to  remove  ammoniacal  nitrogen  during  the  treatment process can also lead to the indirect generation of dangerous chemical bi‐ products  such  as  trihalomethanes  (THMs),  which  are  thought  to  have  toxic  and/or  carcinogenic properties and are very difficult to remove from the final treated drinking  water. Furthermore, increases in the nitrification of ammonia in the raw water, and the  increased consumption of oxygen that this entails, may also interfere with the removal  of manganese by oxidation on the filters, which can result in the production of mouldy,  earthy‐tasting water.  In 2002 the Environment Agency commissioned the University of Essex to undertake an  assessment of the environmental costs resulting from the eutrophication of fresh water  ecosystems  in  England  and  Wales.  Their  findings,  summarised  in  the  table  below,  revealed that the total damage costs were in the range of £75 to £114 million.  Summary of the annual costs associated  with freshwater eutrophication in the  UK. Costs were calculated as ’damage  costs’ – i.e. the reduced value of clean  or non‐nutrient‐enriched water  (adapted from Pretty et al., 2002).  Cost categories  Range of annual costs  (£ million)  Social damage costs     Reduced value of waterside dwellings  £9.83  Reduced value of waterbodies for commercial use (abstraction, navigation, livestock, irrigation and industry)  £0.50 ‐ 1.00  Drinking water treatment costs (treatment and action to remove algal toxins and algal decomposition products)  £19.00  Drinking water treatment costs (to remove nitrogen)  £20.10  Clean‐up costs of waterways (dredging, weed‐cutting)  £0.50 ‐ 1.00  Reduced value of non‐polluted atmosphere (via greenhouse and acidifying gas emissions)  £5.12 ‐ 7.99  Reduced recreational and amenity value of water bodies for water sports, angling, and general amenity  £9.65 ‐ 33.54  Revenue losses for formal tourist industry  £2.94 ‐ 11.66  Revenue losses for commercial aquaculture, fisheries, and shellfisheries  £0.029 ‐ 0.118  Health costs to humans, livestock and pets  unknown  Ecological damage costs     Negative ecological effects on biota (arising from changed nutrients, pH, oxygen), resulting in changed species composition  (biodiversity) and loss of key or sensitive species  £7.34 ‐ 10.12  TOTAL  £75.0 ‐ 114.3  NUTRIENTS & ALGAE 
  • 21. 21    Mitigation measures & their efficacy There  are  a  wide  range  of  mitigation  measures  available  for  reducing  nutrient  inputs  into the aquatic environment.   Soil, land and slurry management  Limiting fertiliser and manure inputs to suit crop requirements prevents over‐use and  reduces the quantities of surplus nutrients entering the system. Mitigation measures to  limit nitrogen inputs to suit crop requirements have been shown to substantially reduce  nitrate losses from soil (Lord and Mitchell, 1998), but these methods are less effective in  reducing phosphorous concentrations in run‐off due to phosphorous build‐up in soil.   Mitigation measures to reduce nutrient loads through changes in agricultural land and  soil  management  practices  include  the  use  of  fertiliser  placement  technologies  and  avoiding  application  of  fertiliser  to  high‐risk  areas.  There  are  also  a  variety  of  conservation  tillage  techniques  that  can  be  implemented,  with  the  aim  of  reducing  nutrient losses via surface run‐off.   Mitigation  measures  for  improved  soil,  land  and  slurry  management  are  listed  below  and the evidence for their efficacy is summarised in the table below:   Implementation of conservation tillage techniques  Fertiliser spreader calibration  Use of a fertiliser recommendation system  Use of fertiliser placement technologies  Re‐site gateways away from high‐risk areas  Do not apply fertiliser to high‐risk areas  Avoid spreading fertiliser to fields at high risk times  Do not apply P fertiliser to high P index soils  Install covers on slurry stores  Increase the capacity of farm manure storage  Minimise volume of dirty water and slurry produced  Change from slurry to solid manure handling system    Reference  Mitigation Measure  Findings  Benham et al. (2007)  Implementation of conservation tillage  techniques  Mean losses in surface run‐off for  total nitrogen was reduced by 63%  ammonia was reduced by 46%  nitrate was reduced by 49%  total phosphorus was reduced by 73%  Daverede et al. (2004)  Injection of slurry  93% reduction in dissolved reactive P in run‐off  82% reduction in total P in run‐off  94% reduction in algal‐available P in run‐off  Deasy et al. (2010)  Tramline management  Tramline management reduced nutrient and sediment  losses by 72‐99% on 4 out 5 sites and were a major  pathway for nutrient transfer from arable hill‐slopes  Goss et al. (1988)  Direct drilling  Winter losses of nitrogen was on average 24% less than  for land that had been ploughed  Johnson and Smith (1996)  Shallow cultivation (instead of ploughing)  Decreased nitrogen leaching by 44 kg per hectare over  a 5 year period  Pote et al. (2003)  Incorporation of poultry litter in soil  80‐90% reduction in nutrient losses from soil  Pote et al. (2006)  Incorporation of inorganic fertilisers into  soil  Reduction of nutrient losses to the water environment  to background levels  Shephard et al. (1993, 1996 and  1999), Goss et al. (1998), Lord et  al. (1999)  Planting a green cover crop  50% reduction in nitrate losses compared to winter‐ sown cereal. Uptake of nitrogen ranging between 10  and 150 kg per hectare  Withers et al. (2006)  Ensure tramlines follow contours of the land  across the slope  No significant differences in run‐off quantity, sediment  and total phosphorous loads compared to areas with no  tramlines  Zeimen et al. (2006)  Ensuring a rough soil surface by ploughing  or discing  Transport of soluble phosphorus in surface run‐off  reduced by a factor of 2‐3 compared to untilled soils  The table below summarises key  findings of research into the efficacy of  mitigation measures aimed at limiting  nutrient losses by changing agricultural  land and soil management practices.  These findings are a result of research  carried out at either a plot‐ or field‐ scale.   NUTRIENTS & ALGAE  The Westcountry Rivers Trust have  produced a series of farm‐measure fact‐ sheets, which can be found on the  DEFRA website at— kqpyctv.    
  • 22. 22    CASE STUDY River Otter Catchment Management Project The River Otter rises in the Blackdown Hills in East Devon and runs for approximately 25 miles southwest to the sea.  Below Honiton, the Otter enters its floodplain and runs south through several towns and villages before reaching the salt  marshes at Budleigh Salterton. In its lower reaches, the Otter becomes a gravel‐bed river that meanders through rolling  topography with mixed agricultural land use, including livestock, cereals, oil seeds, fruit and vegetables.  Issues   Due to the sandy nature of the soils in the Otter catchment, leaching of nitrate and pesticides is common. South West  Water  (SWW)  relies  heavily  on  the  lower  Otter  boreholes  to  meet  local  drinking  water  demands  and  many  of  these  boreholes have shown worrying trends in nitrate levels. Sediment and phosphate levels in surface waters are also high  and in need of attention.   High nitrate levels increase the burden of supplying potable water and, although the SWW Dotton treatment plant is  capable of blending and stripping excess nitrate from the extracted water, its capacity is limited. Reducing the nitrate  content in raw water will reduced this burden and its associated economic and environmental costs.    Delivery of Interventions  Farm  visits  were  made  to  engage  with  farmers  and  explain  the  benefits  of  better  nutrient management. Where appropriate, farmers were provided with farm reports to  highlight priority areas likely to influence raw water quality and to provide advice on  management practices to reduce pollutant loads. From 2010‐2012, thirty‐seven farms  were visited and eight received farm reports. Events were also held to engage with the  farming community whilst at the same time to bolster the understanding of the project  aims.  Events  have  included  fertiliser  spreader  workshops,  crop  trial  workshops  and  visits to the SWW water treatment works.   Following  the  visit  to  the  water  treatment  works  one  farmer  commented  that  the  project was, “...very interesting. Our strategy has more influence on water quality than I  thought...”.  Monitoring & Outcomes   Focusing on the nitrate contribution from agriculture, a monitoring study was set up to assess the relative contributions  from different land use types within the catchment and to monitor changes in nitrate levels following farm visits.   Ten geographically diverse farmers kindly gave permission to use a single field on each of their farms for testing, pre‐ and  post‐winter. Each farm was chosen carefully to ensure a representative selection of land use types were included.   The nitrate testing sites were selected in 2010 and sampling was undertaken in November 2010, March and November  2011, March and November 2012 and March 2013. The difference in nitrate levels recorded in the soil between November  and March gives a value for nitrogen lost over winter.  The  chart  (left)  shows  that  overall  levels  of  nitrogen  lost  from  the  soil  has  decreased  significantly  over  the  monitoring period, with levels in 2012/2013 approximately  a third of the level lost over the 2010/2011 winter.   The amount of nitrogen used by the current crop has been  taken into account, where appropriate, and the remaining  fraction  of  nitrogen  unaccounted  for  is  considered  to  be  associated  with  the  export  of  animal  products,  crops,  leaching, de‐nitrification and volatilisation. In most cases,  the nitrogen loss will mainly be associated with leaching,  volatilisation  and  de‐nitrification,  all  of  which  are  environmentally damaging.  While these results are encouraging, there are several other factors that could have contributed to this reduction, such as  the weather, and it is not possible to prove that these positive results are directly linked to interventions. However, they  do offer a snapshot of the problems faced in this area and certainly point towards a positive impact resulting from the  provision of nutrient advice on farm visits and in farm plans.   This monitoring work also provides invaluable data for the farmers participating in the project and helps to reinforce the  project aims, as demonstrated by positive farmer feedback.    NUTRIENTS & ALGAE 
  • 23. 23    Management of livestock  In their Europe‐wide study into the sources of phosphorus inputs into rivers, Morse et al  (1993)  estimated  that  the  most  significant  contributions  were  from  livestock,  human  waste and fertiliser run‐off sources (see chart right).   Mitigation measures designed to reduce nutrients inputs from livestock are listed below  and the evidence for their efficacy is summarised in the table below:   Reduction in stocking density  Reduction in dietary N and P intakes  Exclusion of livestock from waterbodies and provision of alternative drinking  sources  Exclusion of livestock from poorly drained areas of land to prevent poaching and  subsequent mobilisation of soils and nutrients  Reference  Mitigation Measure  Findings  Heathwaite and Johnes  (1996)  Reduced livestock grazing density  Phosphorous exports in surface run‐off was recorded as:   2 mg total P per m2  for ungrazed land   7.5 mg total P per m2   for lightly grazed land   291 mg total P per m2  for heavily grazed land  Huging et al. (1995)  Reduce livestock grazing density  There is a significant relationship between grazing intensity  and nitrogen losses to water  Nitrogen leaching losses were reduced by 69%  Kurz et al. (2006)  Exclusion of livestock from poorly drained  areas of land to prevent poaching  Decreased concentrations of total nitrogen, organic phos‐ phorous and potassium were measured in surface run‐off  from un‐grazed areas when compared to grazed areas  Line (2003)  Fencing the watercourse to exclude live‐ stock combined with a 10‐15m buffer‐strip  Total organic nitrogen load decreased by 33%  Total phosphorous load decreased by 76%  Parkyn et al.(2003)  Fencing the watercourse to exclude live‐ stock  Streams within fenced off areas showed rapid improvement  in visual water clarity and channel stability  Soluble reactive phosphorous decreased by up to 33% in  some streams, although in others it increased  Total nitrogen decreased by up to 40% in some streams but  increased in others  Sheffield et al. (1997)  Provision of alternative drinking source for  livestock  Total phosphorus load decreased by 54%  Total nitrogen load decreased by 81%  Exclusion of livestock from poorly drained areas of land to prevent poaching Poaching around feeding and drinking areas can lead to soil damage, as well as stock welfare and pollution problems,  particularly during wet periods. Simple management changes can help farmers to benefit from:   improved stock health and lower vet bills   reduced soil damage, erosion, runoff and watercourse pollution   improved grass production and nutritional value   reduced sward restoration costs.   reduced risk of damage to environmentally sensitive areas   CASE STUDY Careful management of out‐wintered stock and equipment in order to avoid serious  damage to soils and sward was undertaken on 5 ha of grassland. Regular inspections,  particularly in wet weather allowed movement to better‐drained areas before serious  poaching occurred.   This  resulted  in  10%  less  grass  to  be  restored,  encouraged  early  recovery  and  provided  an  early  spring  “bite”.  Annual  savings  included  10%  less  grass  to  be  reseeded @ £54/ha and 10% less loss of forage@ £24/ha. The total saving for 5ha  was £390 with an immediate payback.   Sources of phosphorus in the EU   NUTRIENTS & ALGAE 
  • 24. 24    Buffer Strips for nutrient pollution mitigation Creation of riparian buffer strips along watercourses is perhaps the most widely recommended mitigation method for  controlling diffuse pollution losses from agriculture. Consequently, research into the efficacy of buffer strips in reducing  pollutant load entering watercourses has been extensive.      Efficacy (% reduction)  Reference  Location  Buffer Width (m)  Soil Texture  Slope (%)  Phosphorous  Nitrogen  Abu‐Zraig et al. (2003)  Canada  2  Silt loam  2.3  57‐64           5        47‐60           10     5  65‐72           15     2.3  55‐93     Barfield et al. (1998)  USA  4.6     9     92        9.1           100        13.7           97  Barker et al. (1984)     79           99  Blanco‐Canqui et al.  USA  0.7  Silt loam  4.9  44‐63  62‐77  (2004)              54‐72  35‐36                    22‐53        4       77‐82  82‐83                 81‐91  54‐70                    71‐84        8       87‐91  88‐90                 96‐99  83‐84                    87‐95  Borin et al. (2004)  Italy  6  Sandy loam  3  78  72  Cole et al. (1994)     2.4‐4.9  Silt loam  6  93     Dillaha et al. (1988)  UK  4.6  Silt loam  11‐16  73  27                 49           9.1       93  57                56     Doyle et al. (1977)  UK  1.5  Silt loam  10  8  57                 62  68  A  riparian  buffer  strip  can  be  defined  as  a  corridor  of  natural  vegetation  between agricultural land and a watercourse. They act as barriers to surface  flows  and  therefore  impact  on  delivery  of  pollutants  to  watercourses.  The  rate  of  surface  run‐off  is  slowed  as  the  water  meets  resistance  from  vegetation and flows over rougher and more porous surface material.   The substantial root systems beneath the surface also increase the likelihood  of infiltration. Slower flowing water has a reduced capacity for the transport  of  particulate  matter  and,  as  a  result,  there  is  increased  deposition  of  sediment prior to surface flows reaching the watercourse.  CASE STUDY There are numerous factors that may influence the performance of buffer strips in reducing pollutant load. These include  the characteristics of the incoming pollutants, the topography and soils of the land surrounding the watercourse and the  characteristics  of  the  buffer  strip  itself,  for  example  vegetation  type  and  width.  In  addition,  seasonal  variations  in  meteorological conditions and farming practices can also influence buffer strip performance.  The findings of the many studies into the efficacy of buffer strip in mitigating nutrient losses from farmland are shown in  the table below. These results illustrate the variability inherent in quantifying the efficacy of buffer strips in reducing  nutrient inputs to watercourses, with the range of efficacy for total phosphorus varying from 30 to 95% and for total  nitrogen, from 10 to 100%.   Continued over page...  NUTRIENTS & ALGAE 
  • 25. 25       Efficacy (% reduction)  Reference  Location  Buffer Width (m)  Soil Texture  Slope (%)  Phosphorous  Nitrogen  Duchemin & Madjoub     3  Sandy loam  2  85  96  (2004)              41           9        87  85                 57     Edwards et al. (1983)  UK  30   ‐  2  47‐49     Knauer & Mander (89)  Germany  10   ‐     70‐80  50  Kronvang et al. (2000)  Denmark  0.5  Sandy loam  7  32           29        100     Kronvang et al. (2004)  Norway  5  Silt loam  12‐14  46‐78           10        80‐90     Lee et al. (2000)     7.1  Silty clay loam  5  28‐72  41‐64  Lim et al. (1998)  USA  6.1  Silt loam  3  74.5  78                 76.1           12.2        87.2  89.5                 90.1           18.3        93.0  95.3                 93.6     Magette et al. (1987)  UK  9.2  Sandy loam     41  17  McKergow et al. (03)  Australia     Loamy land  <2  6  23  Muenz et al. (2006)  USA  25  Sandy clay loam  16.5  50  50  Patty et al. (1997)  France  6  Silt loam  7‐15  22  47        18        89  100  Parsons et al. (1991)  USA  4.3‐5.3   ‐     26  50  Schmitt et al. (1999)     7.5  Silty clay‐loam  6  48  35                 19           15        79  51                 50     Schwer & Clausen     26  Sandy loam  2  89  92  (1989)              92     Smith (1989)  New Zealand  10  ‐     55  67                 80     Syversen (1992)  Norway  5  ‐     65‐85  40‐50        10        95  75  Thompson et al.  UK  12  ‐  4  44     (1978)     36        70     Vought et al. (1995)  Sweden  5  ‐     40‐45  10‐15        10        65‐70  25‐30        15        85‐90  40‐45  Young et al. (1980)  UK  27  ‐  4  76‐96  82‐94  Zirschky et al. (1989)     91  Silt loam        38  Buffer Strips for nutrient pollution mitigation...continued….  NUTRIENTS & ALGAE 
  • 26. 26    Delivery of interventions  All thirteen farms in the Mill Creek catchment were paid to implement agricultural BMPs under a contract that calls for 10  year maintenance of the practices in return for the technical and financial assistance. Additionally two deed restrictions  were applied to two barns.   Mill Creek, Pennsylvania State, USA The  Mill  Creek  catchment  drains  into  the  Stephen  Foster  Lake  in  the  northern  mountain  region  of  Bradford  County,  Pennsylvania, USA. While greater than half of the surrounding 26 km2  catchment area is used for agricultural production,  the remainder is predominantly forested.  Over time Mill Creek has deposited excess sediment and nutrient run‐off into the 28 Ha lake. As a result, Pennsylvania  added  Stephen  Foster  Lake  to  the  state’s  list  of  impaired  waters  in  1996  for  nutrient  and  sediment  runoff  due  to  agricultural activities. Subsequently, a Total Maximum Daily Load (TMDL) for the lake that called for reductions of 49%  for phosphorus was established.  CASE STUDY Catchment management plan  Several computer models were used to estimate the load reductions that might result from Best Management Practices  (BMPs) being implemented. With the combination of these efforts, the nutrient runoff was estimated to be reduced by  52% and sediment runoff reduced by 59%, exceeding the reduction recommended in the TMDL.   The suggested BMPs were primarily aimed at the control of nutrient inputs from animal wastes, which contribute an  estimated 175 kg of phosphorus (10% of the total annual load). Erosion control, to further reduce nutrient and sediment  loadings to the lake, are estimated to reduce the total phosphorus load in it by an additional 10%.  Manure and runoff from a previously severely degraded manure handling area is now  contained and directed to the new manure storage facility for field application.  Farm feedlot before and after infrastructure improvements.  Upstream  of  the  lake,  farmers  and  the  Bradford  County  Conservation  District  installed  9  miles of  stream  fencing  and  alternative  water  supply  systems  to  help  prevent  cattle  from  wandering  into waterways.   Agricultural  crossings,  to  swiftly  move  cattle  across  streams  and  prevent  the  animals  from  grazing  near  waterways  and  destroying  riverbanks were also constructed.   Project partners also built 11 systems to store and  treat  animal  waste, planted  riparian  buffers,  and  restored  2,500  feet  of  stream  channel.  The  Bradford  County  Conservation  District  identified  over  $518,000  worth  of  improvements  to  be  delivered over the 11 farms.   Growing Season Total Phosphate (TP) loads (kg) entering Stephen  Foster Lake before (1994‐95) and after (2004, 2005, 2006 & 2008‐09)  delivery of Best Management Practices   Monitoring & Outcomes   Pennsylvania Department for Environmental Protection conducted  biological  monitoring  and  analysis  of  Mill  Creek.  Across  the  catchment  there  were  four  sample  stations  collecting  monthly  readings for pH, conductivity, a suite of Phosphate and Nitrogen  measurements, alkalinity, total suspended solids and temperature.   Since 2004 the growing season Total Phosphate (TP) load entering  Stephen Foster Lake declined by 50 to 90% relative to the original  Phase I study (1994‐95) load. As a result of these reductions, the  lake  has  been  in  compliance  with  its  total  phosphorus  TMDL  targeted, growing season load since 2005.   NUTRIENTS & ALGAE 
  • 27. 27    CASE STUDY Upper Tamar Lakes Farm Intervention Assessment The farm is located in the Tamar Lakes Catchment and has a first order stream which runs next to the yard. The 98 Ha of  land is comprised of gently undulating pasture (60 Ha), arable (10 Ha in maize and 20 Ha in winter and spring barley) and  woodland. The main farm enterprise is a dairy with 130 milkers and 50 followers. There are around 60 bull calves and the  farmer has winter sheep kept over October to February. The dairy herd are housed over the winter months (September  to March) and the farm has approximately 4 months slurry storage capacity. Slurries are separated into a slurry lagoon  and three dirty water pits. The slurry is spread over the land by the farmer using the farm’s own machinery.  Intervention  Although  the  farmer  demonstrated  several  good  practices,  there  was  a  problem  with  his  slurry  store,  which  was  outdated,  could  not  cope  with  the  demands  of  the  modern  dairy  and  did  not  afford  the  environment  with  enough  protection against leaks and overflowing episodes. In this instance the ‘weeping wall’ slurry lagoon was placed too close  to watercourse and therefore ran the risk of polluting it.    In this situation the solution was to create a solid walled lagoon, which being slightly larger, allowed for slurry to be  removed and spread at appropriate times, as well as giving protection to the watercourse. The photographs below show  the formalisation of the slurry pit from an inadequate weeping wall system to a concrete, bunded system in early 2008.  Monitoring   Monitoring  of  aquatic  invertebrates  was  undertaken  and  taxa  scored  against  the  BMWP  scoring  system  (Biological  Monitoring Working Party ‐ National Water Council, 1981) to assess changes in agricultural pollution. Data was collected  over the term of the project from 2007 to 2009 and further monitoring was undertaken in 2012 to assess the long‐term  effects. Two sites one upstream and one downstream (separated by around 100m) allowed assessment of the impact of  the intervention.  Results  The  results  of  the  BMWP  scores  show  that  there  is  a  significant  negative  impact  on  water  quality  between  the  upstream  score  (blue  line)  and  the  downstream  score  (red  line)  in  the  first  two  samples  before  the  intervention. After the intervention in Early 2008 (green  line)  the  difference  between  the  upstream  and  downstream  reduces  suggesting  that  there  is  little  water quality difference between sites.  Although the 2012 upstream and downstream readings  are lower than the 2008 and 2009 readings there is still  little difference between the two suggesting that there  continues  to  be  no  impact  from  the  site  in  terms  of  water quality.  Monitoring   The river is a small first order stream, which goes part way to explaining the relatively low BMWP scores when compared  to second and third order streams in the area. It is highly likely that weeping wall slurry pit was having a significant  negative impact on downstream water quality and the intervention of formalising the pit reduced the difference between  the  two  survey  sites,  both  immediately  after  the  intervention  and  four  years  later.  The  decrease  in  upstream  and  downstream scores in 2012 is likely to be wider environmental factors such as an increase summer rainfall.  BMWP scores upstream (blue) and downstream (red) of a farmyard with an  inadequate slurry pit with weeping wall. The slurry pit was updated in early  2008 (shown as an green line) after which the difference between the two  scores reduces. Whilst 2012 figures are reduced compared to 2008 & 2009 the  difference between upstream and downstream is less than before intervention.  NUTRIENTS & ALGAE 
  • 29. 29    Turbidity is a measure of how much suspended material there is in water. Turbidity is  reported  in  nephelometric  units  (NTUs),  which  are  measured  by  an  instrument  (turbidimeter or nephelometer) that estimates the scattering of light by the suspended  particulate material.  There are many factors that can cause the turbidity of water to increase, but the most  common  are  the  presence  in  the  water  column  of  algae,  bacteria,  organic  waste  materials (including animal waste and decomposing vegetation) or silt (soil or mineral  sediments). These materials are often released into the water following disturbance of  the river or lake substrate, but they can also enter the water as a result of erosion and  run‐off from the land.  Sources of suspended solids Numerous methods have been developed to identify the sources of suspended solids  and the dynamics of sediment transport in rivers. These methods, which vary greatly in  the spatial scales at which they can be applied, include:  Fine  sediment  risk  modelling.  Uses  topographic,  rainfall  and  land‐use  data  to  identify areas where a high propensity for the lateral flow of water over the land is  likely to mobilise fine sediment and transport it to the river.  Sediment load sampling. Water sampling to determine suspended solid load and the  contribution being made by different sub‐catchments.  Sediment  river  walkover  surveys.  Rapid  river  surveys  typically  undertaken  in  wet  weather to identify sources of sediment and organic material entering the river.  Source apportionment using fluorescent, chemical and genetic signatures.  Pioneered by research organisations, such as ADAS Water Quality and the University  of  Plymouth,  these  approaches  allow  the  areas  of  river  bank  or  land  that  are  contributing to the in‐channel sediment load to be identified.  Overall  these  studies  reveal  that  the  sediment  load  in  rivers  is  derived  from  point  or  diffuse sources in three principal locations:   Material from the river channel and banks  Soil and other organic material washed off from the surface of surrounding land   Particulate  material  from  anthropogenic  sources;  including  point  sources,  roads,  industry and urban areas.   SUSPENDED SOLIDS & TURBIDIT Y SUSPENDED SOLIDS   & TURBIDITY  Examples of sediment being mobilised  from the land surface (in this case a  country road; top) and entering a  watercourse (bottom).  
  • 30. 30    SCIMAP: A fine sediment risk modelling framework A simple and robust fine sediment risk model can be extremely beneficial as it helps us to target and tailor both further  monitoring work and catchment management interventions.  The SCIMAP fine sediment risk model was developed through a collaborative project between Durham and Lancaster  Universities. The SCIMAP Project was supported by the UK Natural Environment Research Council, the Eden Rivers Trust,  the Department of the Environment, Food and Rural Affairs and the Environment Agency.  The SCIMAP model gives an indication of where the highest risk of sediment erosion risk occurs in the catchment by (1)  identifying locations where, due to landuse, sediment is available for mobilisation (pollutant source mapping) and (2)  combining  this  information  with  a  map  of  hydrological  connectivity  (likelihood  of  pollutant  mobilisation  and  transportation to receptor).  The combination of the sediment availability and hydrological connectivity maps results in a final fine sediment erosion  risk model that is useful for targeting field surveys and the mitigation of erosion risk at catchment, farm or field scale.    CASE STUDY SUSPENDED SOLIDS   & TURBIDITY 
  • 31. 31    Impacts of suspended solids & turbidity On the health of aquatic ecosystems  The most obvious effect of turbidity on the quality of water is aesthetic, as it gives the  appearance that the water is dirty. However, suspended material in the water of rivers  and lakes can also cause significant damage to the ecology of the aquatic ecosystem by  blocking the penetration of light to aquatic plants, clogging the gills of fish and other  aquatic  organisms,  and  by  smothering  benthic  habitats.  This  has  the  effect  of  suffocating the organisms and eggs that reside in the interstitial spaces of the substrate.   Furthermore, where elevated turbidity is the result of algal or other microbial growth  these organisms can also have direct toxic effects on the ecology of the ecosystem (e.g.  toxic  blue‐green  algae)  or  indirect  effects  through  the  eutrophication  of  the  water  column.   Suspended  material  in  rivers  and  streams  can  also  have  a  significant  impact  on  the  ecological health, productivity and safety of estuarine and coastal environments in the  downstream sections of their catchments.   On the provision of drinking water  In  addition  to  their  ecological  impacts,  turbidity  and  suspended  solids  also  add  significantly  to  the  intensity  and  cost  of  drinking  water  treatment  as  they  can  accumulate in and damage water storage and treatment infrastructure.   Suspended  sediment  must  also  be  eliminated  from  the  water  for  effective  chlorine  disinfection of the water to be achieved.   Furthermore,  particulates  in  suspension  also  carry  other  damaging  and  potentially  dangerous pollutants, including metals, pesticides and nutrients (such as phosphorus).  Once removed from the water, the resulting sludge, which may be contaminated with  these  other  pollutants,  must  also  be  disposed  of  in  a  safe  manner  and  this  can  be  extremely costly when it is produced in large volumes.  In light of the impact that turbidity and suspended solids have on the efficiency and cost  of water treatment and on the aesthetic quality and safety of the final drinking water, it  is  little  surprise  that  the  UK  Water  Supply  (Water  Quality)  Regulations  2000 indicate  that treated drinking water should not have turbidity above 1 NTU.   In addition, the EC Directive on the Quality Required of Surface Water Intended for the  Abstraction of Drinking Water 1975 (75/440/EEC) gives guidance that raw water should  not have Total Suspended Solids (TSS) above a concentration of 25 mg/l without higher  levels of treatment being undertaken before consumption.  In the water treatment processes undertaken at water treatment works, the suspended  material in the raw water, and hence the turbidity, is removed by coagulation induced  by the addition of various coagulants (e.g. alum). The level of turbidity in the raw water  has  a  significant  effect  on  the  coagulation  process.  When  turbidity  is  elevated,  the  amount of coagulant added must be increased and, at many treatment works, turbidity  (along with colour) is one of the parameters that is constantly measured and used to  calibrate the dose of coagulant used in the treatment process.   Sediment pressure is felt at the  sediment or sludge press of the water  treatment works (top). This generates  large quantities of sediment or sludge  ‘cake’ which must then be safely  disposed of (bottom). Data indicate  that raw water polluted with  suspended sediment can double or  even triple the amount of sludge  created at a works.  Sediment accumulation on a riverbed  SUSPENDED SOLIDS   & TURBIDITY 
  • 32. 32    Water quality & biological monitoring to determine sediment impacts In  2002,  a  sediment  ‘fingerprinting’  study  undertaken  on  18  rivers  in  England  and  Wales  revealed  that  69%  of  the  sediment  load  in  the  River  Tamar  was  derived  from  land‐surface  sources  and  just  31%  was  from  river  channel/bank  sources (see below). The study found that this ratio was in stark contrast to the findings in other Westcountry rivers. For  example,  in  the  other  rivers  of  the  wider  Tamar  catchment,  the  Tavy  and  Plym,  just  10%  and  8%  of  the  sediment  respectively were derived from surface sources (see below).   The authors believed that the predominance of land surface sources in the Tamar catchment was a direct result of the  catchments  high  stocking  densities,  which  subject  surface  soils  beneath  pasture  to  severe  poaching  and  subsequent  erosion during rainstorms.  CASE STUDY Invertebrate community assessment    It has long been recognised that benthic macro‐invertebrates are sensitive to the accumulation of fine sediment in rivers  (Cordone & Kelly, 1961; Chutter, 1969; Richards et al., 1997) and in recent years the Proportion of Sediment‐sensitive  Invertebrates (PSI) index has been developed as a biological indicator for the assessment of fine sediment accumulation  in rivers. The PSI index assigns families and species of benthic macro‐invertebrates a sensitivity rating from 0‐100 for  sediment according to their anatomical, physiological and behavioural adaptations. The scores for the taxa found in a  sample are summed to give the sample an overall PSI score.  The development of the PSI index and its incorporation into  the  RIVPACS  database  in  2011  has  allowed  invertebrate  sampling to be used as a biological method for the assessment  of fine sediment load across the Crownhill WTWs catchment.  Duplicate (two season) invertebrate samples were taken at 30  locations across the catchment. Each sample was identified to  species level and the PSI index calculated.   At each sampling location environmental measurements were  also taken and entered into the River Invertebrates Analysis  Tool (RICT), which uses the RIVPACS database to predict what  the PSI index score should have been for that site.   The  Ecological  Quality  Ratio  (EQR)  for  the  sample  is  then  calculated as the ratio between the observed and the expected  (O/E) score.  The findings of this invertebrate study (above right) show that several waterbodies in the Tamar catchment appear to  have invertebrate assemblages that are impacted by fine sediment. The observation that the most impacted areas are in  the Upper Tamar, Ottery and Lower Tamar sub‐catchments is entirely in accordance with our previous findings and with  the Environment Agency WFD Reasons for Failure database.  Water chemistry sampling    To  further  investigate  the  sources  of  suspended solids in the Tamar catchment, a  telemetrically  linked  multi‐parameter  probe  (sonde)  was  installed  to  identify  occasions  when  heavy  rainfall  had  triggered  high‐flow  events in the river and a corresponding spike  in the turbidity of the river had occurred.   Water  quality  samples  were  then  taken  and  analysed  to  identify  the  relative  suspended  solids contribution being made by each sub‐ catchment at those times (right).   The provenance of interstitial sediment samples  collected from study catchments in south‐west  England. Source apportionment was performed  using the sediment fingerprinting technique  (adapted from Walling et al, 2002).  SUSPENDED SOLIDS   & TURBIDITY 
  • 33. 33    Sediment mitigation measures & their efficacy There are a wide range of mitigation measures available for reducing sediment loads  and  turbidity  in  the  aquatic  environment.  These  measures  are  primarily  aimed  at  reducing  the  availability  of  sediment  sources,  at  reducing  the  likelihood  of  material  being mobilised and at disconnecting the pathways via which particulate matter (mainly  soil) is carried into watercourses. Measures include:  Early harvesting and establishment of crops in Autumn  Cultivation of land for crops in Spring rather than Autumn  Adopt a reduced cultivation system  Cultivate compacted tillage soils   Cultivate and drill across the slope  Leave autumn seedbed rough  Manage over‐winter tramlines  Loosen compacted soil layers in grassland fields  Reduce field stocking rates when soils are wet   Construct troughs with a firm but permeable base  Move feeders at regular intervals   A wide and varied body of research has been conducted over the past 40 or so years in  the attempt to quantify and understand the processes of soil erosion on agricultural land  in the UK and how it can be reduced.   There are numerous conservation tillage techniques that have been shown to reduce  soil erosion and it is well documented that rough soil surfaces on arable land reduce run‐ off and increase the water holding capacity of the soil, thereby preventing mobilisation  and transportation of particulate matter to watercourses.  The  table  below  summarises  the  key  findings  from  the  Mitigation  Options  for  Phosphorus and Sediment (MOPS) project— a collaborative research project, funded by  the UK Department for Environment, Food and Rural Affairs (DEFRA), and involving  four project  partners, Lancaster University, ADAS, the University of Reading and The  Game & Wildlife Conservation Trust Allerton Project. The project was designed to test  the efficiency of a range of mitigation measures aimed at reducing sediment through  conservation tillage techniques.    Mitigation measure  Reduction in suspended sediment  Contour cultivation  64‐76%  Minimum tillage  37‐98%  Tramline modification  75‐99%  Beetle bank construction  16‐94%  Summary of key findings from the  Mitigation Options for Phosphorus and  Sediment (MOPS) project that aimed to  test the efficiency of a range of  mitigation measures aimed at reducing  sediment through conservation tillage  techniques. (From Stevens and Quinton,  2008.)  Direct drilling: a minimum tillage technique Direct drilling is a system of seed placement where soil is left undisturbed with crop residues on the surface from harvest  until sowing. Seeds are delivered in a narrow slot created by discs, coulters or chisels.   Direct drilling offers the potential for savings over traditional plough‐based crop establishment systems due to lower  costs associated with machinery, energy, soil damage, soil erosion, nitrogen leaching and agrochemical losses. It also  offers substantial environmental benefits, such as increased soil fauna and habitats for birds, as well as a reduced risk of  watercourse pollution.   CASE STUDY  System Depth  (cm) Cost (£/ha) Time  (mins/ha) Cereal yield  (%) Plough 15‐35 100‐135 150‐220 100 Direct drilling 0 30‐45 25‐40 99.2 The  Soil  Management  Initiative  (SMI)  Guide  to  Managing  Crop  Establishment says  the  method  gives  ‘a  dramatic  reduction  in  establishment  costs  and  an  increase  in  work  rate,  improved  control  of  black  grass  and reduced slug activity’ Source Cranfield University   A sub‐soiler (top) and a rough  cultivation (bottom) ‐ both good  methods for maintaining good soil  structure throughout the year  Blonder1984   Amanda Slater  SUSPENDED SOLIDS   & TURBIDITY 
  • 34. 34    Buffer Strips for sediment pollution mitigation As  we  have  described  for  nutrient  pollution,  the  efficacy  of  buffer  strips  in  reducing  suspended  sediment  loads  in  watercourses has also been the subject of a significant body of research. The findings of this research, summarised in the  table  below,  indicate  that  buffer  strips  can  reduce  sediment  losses  from  between  33  and  100%  in  plot  and  field  experiments and that percentage reduction is primarily influenced by buffer strip width.    CASE STUDY Reference  Location  Buffer Width (m)  Soil Texture  Slope (%)  Efficacy  (% Sediment reduction)  Arora et al. (1996)  USA  1.52  Silty clay loam  3  40‐100  Blanco‐Canqui et al.  USA  0.7  Silt loam  4.9  81‐92  (2004)     4        94        8        98‐99  Borin et al. (2004)  Italy  6  Sandy loam  3  93  Dillaha et al. (1988)  UK  4.6  Silt loam  11‐16  63        9.1        78  Duchemin & Madjoub     3  Sandy loam  2  87  (2004)     9        90  Ghaffarzadeh et al. (92)     9.1     7‐12  85  Homer & Mar (1982)  USA  61        80  Kronvang et al. (2000)  Denmark  0.5  Sandy loam  7  62        29        100  Kronvang et al. (2005)  Norway  5  Silt loam  12‐14  60‐87        10        90  Lee et al. (2000)     7.1  Silty clay loam  5  70  Lim et al. (1998)  USA  6.1  Silt loam  3  70        12.2        89.5        18.3        97.6  Lynch et al. (1985)     30        75‐80  Jin et al. (2002)  USA  19     4  62        17     6  38        4     4  64  Magette et al. (1987)  UK  9.2  Sandy loam  ‐  72  McKergow et al. (2003)  Australia     Loamy land  <2  93  Muenz et al. (2006)  USA  25  Sandy clay loam  16.5  81  Patty et al. (1997)  France  6  Silt loam  7‐15  87        18        100  Schellinger & Clausen  (1992)     22.9        33  Schmitt et al. (1999)     7.5  Silty clay loam  6  63        15        93  Schwer & Clausen (1989)     26  Sandy loam  2  95  Smith (1989)  New Zealand  10        87  Verstraeten et al. (2002)  Belgium  20  Silty clay loam  <2  41  Wong & McCuen (1982)     30.5     2  90        61        95  Young et al. (1980)  UK  27     4  67‐79  Ziegler et al. (2006)  Thailand  30  Sandy loam     34‐87  SUSPENDED SOLIDS   & TURBIDITY 
  • 36. 36    PESTICIDES Chemicals that are used to kill or control ‘pest’ organisms are referred to generically as  ‘pesticides’. In agricultural and horticultural uses these chemicals are grouped according  to  their  target  organisms  and  include  herbicides  (weeds),  insecticides  (insects),  fungicides (fungi), nematocides (nematodes) and rodenticides (vertebrate poisons).  In  agricultural  applications,  pesticides  are  widely  used  to  protect  crops  and  livestock  from pests and diseases and, when used with care, they can deliver substantial benefits  for society: increasing the availability of good quality, reasonably priced food and well  managed urban environments.   Despite the potential benefits of pesticide use, however, it is important to note that,  following their application, large amounts of pesticide often miss their intended target  and are lost into the environment where they can contaminate non‐target species, air,  water  and  sediments.  Pesticides  are,  by  design,  harmful  to  living  organisms  and  so,  when  they  do  accumulate  in  these  non‐target  locations,  they  can  pose  a  significant  threat to ecosystem health, biodiversity and human health if the risks are not accurately  assessed and appropriate measures taken to minimise them.   Sources of pesticides Pesticide pollution occurs primarily through two routes:   Point agricultural sources. Such as leakage, spillage or accidental direct application  to a watercourse (for example as the result of spray drift)  Diffuse  agricultural  sources.  Where  active  ingredients  are  washed  off  or  leached  from the soil following their application.   The threat posed by  an individual pesticide is also dependent on the unique intrinsic  properties of the active ingredients, which determine the specific risk they pose in terms  of water pollution and the ease of their subsequent removal from drinking water. These  intrinsic properties include:   Pesticide half‐life. The more stable the pesticide, the longer it takes to break down  and the higher its persistence in the environment.    Mobility & solubility. All pesticides have unique mobility properties, both vertically  and  horizontally  through  the  soil  structure.  Many  pesticides  are  designed  to  be  soluble in water so that they can be applied with water and easily absorbed by the  target. A pesticide with high solubility also has a far higher risk of being leached out  of  the  soil  and  into  a  watercourse.  In  contrast,  residual  herbicides  have  lower  solubility to facilitate their binding to the soil, but their persistency in the soil can also  cause problems.  Mecoprop (herbicide)  MCPA (herbicide)  Glyphosate (herbicide)  Cyromazine (insecticide)  PESTICIDES 
  • 37. 37    In  addition  to  the  intrinsic  characteristics  of  each  pesticide,  there  are  also  several  extrinsic  factors  that  can  determine  whether  a  pesticide  poses  a  risk  in  a  particular  situation:   Rainfall. High levels of rainfall increases the risk of pesticides contaminating water.  Water moving across or through the soil can wash pesticides into watercourses or  they can be transported into the water bound to treated soil via soil erosion.   Microbial activity. Pesticides in the soil are broken down by microbial activity and  this degradation is expedited where the levels of microbial activity are high due to  the presence of high numbers of microbes or elevated soil temperature. Pesticide  residues can also be degraded through evaporation and photo‐decomposition.   Application  rate.  The  more  pesticide  that  is  applied,  the  longer  significant  concentrations remain available to be transported into the water.   Treatment  surface.  Pesticides  are  generally  designed  to  be  applied  to  soil‐based  systems where they are held before being taken up by the target organism. When  pesticides are applied to non‐porous surfaces (such as concrete or tarmac) or to soil  that is degraded, they are not absorbed by the soil and are therefore particularly  vulnerable to mobilisation into watercourses following rainfall.  Assessing pesticide pollution risk using a spatial model The  principal  aim  of  this  approach  is  to  identify  areas  where  the  use  of  pesticides  applied  to  the  land  represents  a  pollution risk due to an elevated likelihood that they will be mobilised and transported through or over the soil and into a  watercourse.  A  number  of  proprietary  tools and  modelling  approaches  have  been  developed  to  assess  the  spatial  risk  of  pesticide  pollution. These include the Cranfield University CatchIS tool, the ADAS Pesticide Risk Assessment Model and the GfK  Kynetec i‐MAP Water system, but all are essentially based on similar conceptual models.   CASE STUDY We used the i‐MAP Water system to model pesticide application  rates  across  the  sub‐catchments  of  the  Tamar  catchment.  It  is  generally  accepted  that,  while  the  i‐MAP  dataset  is  robust  at  catchment  or  sub‐catchment  scale,  its  aggregation  to  a  finer  scale  than  the  sub‐catchment  level  would  result  in  significant  inaccuracy in the final model.  To  achieve  our  modelling  aim  we  developed  a  spatial  mapping  protocol  (summarised  right),  which  is  essentially  based  on  the  application rate of the pesticide (derived from the i‐MAP system),  the  landuse  for  which  it  is  used,  the  propensity  of  the  soil  to  release  pesticides  by  leaching  or  run‐off,  and  the  hydrological  connectivity of the land.   Using  this  method  we  have  developed  risk  models  for  all  of  the  active  ingredients  detected  in  the  Crownhill  water  treatment works catchment. Risk maps derived for two acid herbicides; Mecoprop and MCPA, and one neutral herbicide;  Chlorotoluron are shown below.  PESTICIDES 
  • 38. 38    Assessing pesticide pollution load using passive sampling Taking  samples  of  river  water  using  the  conventional  method  of  filling  bottles  by  hand  can  be  costly  and  time‐consuming.  The  results  obtained  from  these  ‘spot’  samples can, at best, only provide a snapshot of the concentration target compounds  which may be present at the time of sampling.   Subsequent interpretation of the analytical results obtained is also difficult (was it the  leading edge of a pollutant plume, the peak, or the trailing edge?) and the time lag  between these results and repeat samples or remedial action inevitably means the  environmental investigation is reactive in nature.   Recently,  a  number  of  alternative  and  innovative  monitoring  strategies  have  been  proposed to overcome these challenges. In particular, research is focusing on the use  of passive samplers which can be deployed alone or, more often, in conjunction with  spot sampling to provide addition data on water quality and pollutant loads in rivers.  CASE STUDY Recently,  a  research  collaboration  between  South  West  Water,  the  University  of  Portsmouth, Natural Resources Wales and the Westcountry Rivers Trust has been  established to use the ChemcatcherTM  passive sampler (developed at the University)  to investigate water quality in this area.   Chemcatcher™ is a small plastic device fitted with a specifically tailored receiving‐ phase  disk  that  has  a  high  affinity  for  the  target  compounds  of  interest.  Different  phases  are  available  to  sequester  non‐polar  (e.g.  poly‐aromatic  hydrocarbons  and  some  pesticides)  and  polar  pollutants  (e.g.  pharmaceuticals  and  personal  care  products),  heavy  metals  (e.g.  cadmium,  copper,  lead  and  zinc)  and  some  radio‐ nuclides (e.g. caesium).   In  practice,  the  receiving  phase  disk  is  overlaid  with  a  thin  diffusion‐limiting  membrane. These devices can be used to obtain the equilibrium concentration of the  pollutants or more typically the time‐weighted  average  (TWA) concentration  over  the sampling period.   The first riverine trials using the ChemcatcherTM  involved investigating  pesticides along the River Exe; a river designated as a WFD  Article  7  Drinking  Water  Protected  Area  (DrWPA)  with  additional  Safeguard  Zone (SGZ) status that requires a formal ‘action plan’ to be drawn up  by  the  Environment  Agency.  Here  the  aim  was  to  ‘field  test’  the  technique and hopefully provide an understanding of where the worst  problem pesticide loadings and locations were.   Over  a  two‐week  period  in  early  May  2013,  timed  to  coincide  with  known  agricultural  applications  and  forecasted  rainfall,  a  number  of  devices were deployed along much of the length of the river.   ChemcatcherTM   samplers  were  housed  in  a  number  of  specially  fabricated  metal  cages  supplied  by  Anthony  Gravell,  Technical  Specialist  at  Natural  Resources  Wales  Llanelli  Laboratory,  who  specialises  in  passive  sampling  in  conjunction  with  HPLC‐MS  techniques  for  the  analysis  of  pesticides,  pharmaceuticals  and  endocrine  disruptors  in  various  environmental  compartments.  Each  cage held three replicate sampling devices and was weighted to ensure  stability (see images right).   Prior to the trials, researchers at the University and South West Water’s  Organics Laboratory worked together to identify a receiving phase disk  capable  of  sequestering  a  group  of  nine  specific  pesticides  that  are  commonly detected in raw waters in the South West.   Prior to the field deployment, laboratory tests were undertaken using a large tank filled with River Exe water and spiked  with known concentrations of the pesticides under investigation. Here the aim was to measure the uptake kinetics (and  hence the sampler uptake rates) of these chemicals over a two‐week period. Once these data were available, they were  then used to estimate the TWA concentrations of these pollutants in the river over the field trial period.  PESTICIDES 
  • 39. 39    Assessing pesticide pollution pressure using an invertebrate index: SPEAR Another approach we have adopted is the assessment of invertebrate assemblages using the newly developed SPEcies  At Risk ‐ Pesticides (SPEARPESTICIDES) index (Liess and von der Ohe, 2005). This index assesses the degree to which the  invertebrate assemblages in the river are being affected by the presence of pesticides (and insecticides in particular) using  the life‐history and physiological traits to develop sensitivity scores for each species.   The continuous exposure of the invertebrate fauna in a stream to the pesticide load in the water makes them an excellent  indicator of pesticide pressure across a catchment in a way that water quality sampling cannot achieve unless undertaken  with very high frequency.  CASE STUDY In  2011,  the  SPEARPESTICIDES  index  was  also  added  to  the  River  InVertbrate  Prediction  and  Classification  System  (RIVPACS)  database  and  this  facilitated  its  use  in  the  same  year  as  a  biological method for the assessment of pesticide pressure across  the Crownhill water treatment works catchment.   Invertebrate samples taken across the catchment were identified  to  species  level  and  the  SPEARPESTICIDES  index  calculated.  The  River Invertebrates Analysis Tool (RICT) was then used to predict  what  the  SPEARPESTICIDES  index  score  should  have  been  for  that  site  and  the  Ecological  Quality  Ratio  (EQR)  for  the  sample  calculated as the ratio between the observed and the expected  (O/E) score.  The  findings  of  the  Crownhill  WTWs  catchment  SPEARPESTICIDES  invertebrate study are summarised in the map (right).   Impacts of pesticides On the health of aquatic ecosystems  Pesticides contain active ingredients designed to kill certain groups of organisms and,  as such, there is significant potential for them to pose a threat to the health of other  non‐target species (including humans), habitats and ecosystems when they accumulate  in the environment.   Direct effects of pesticides on vertebrates have been greatly reduced since the phasing  out  of  organochlorines,  but  there  are  a  number  of  active  ingredients,  such  as  the  molluscicide methiocarb, which have been shown to exert toxic effects on vertebrate  non‐target species (Johnson et al., 1991).   Many herbicides are also known to have negative impacts on invertebrate abundance  and species diversity (Chiverton and Sotherton, 1991; Moreby, 1997), while insecticides  have  been  shown  to  have  significant  impacts  on  both  terrestrial  and  aquatic  invertebrate communities (e.g. Moreby et al., 1994). Some fungicides have also been  implicated in reducing invertebrate abundance (e.g. Reddersen et al., 1998).  Other studies (Williams et al., 1995) have shown that pesticide flushes can occur at the  headwaters  of  streams,  where  stream  fauna  could  be  affected.  This  is  of  particular  concern  because  such  waters  are  otherwise  of  high  quality  and  may  be  fish  nursery  grounds.  Most recently, in 2013, an extensive analysis of the effects of pesticides on communities  of  stream  invertebrates  in  Europe  and  Australia  found  that  they  caused  significant  effects on both the species and family richness, with losses in species richness of up to  42% recorded (Beketov et al., 2013).   As a result of these findings, the Water Framework Directive sets thresholds for many  key pesticides, such as Diazinon, Linuron and Cypermethrin, above which they may be  expected  to  be  damaging  the  aquatic  environment  and/or  pose  a  threat  to  human  health  (so‐called  ‘specific  pollutants’).  The  WFD  also  sets  targets  for  several  high  toxicity (and largely banned) pesticides, such as Atrazine and DDT, which are classified  as ‘priority’ or dangerous substances under the EU Dangerous Substances Directive.  PESTICIDES 
  • 40. 40    On the provision of drinking water  Water companies are required by law to assess the risk that pesticides pose to each of  their raw water sources and also to monitor these sources for the presence of any of  these compounds.   The  European  Drinking  Water  Directive  stipulates  that  there  must  be  no  individual  pesticide detected in drinking water at concentration over 0.1 μg per litre. However,  over recent decades, as a result of this stringent standard, the continued contamination  of river and ground water sources with pesticides has driven water companies to invest  in ever more advanced water treatment processes to remove them from drinking water.   There  are  several  methods  available  for  the  removal  or  reduction  of  pesticide  concentrations  in  treatment  of  drinking  water.  Blending  with  water  from  an  un‐ contaminated source can be effective as can blending treated water, but these methods  often require lengthy and costly transfers of water or are simply not feasible.   At  the  water  treatment  works,  the  methods  available  for  the  reduction  of  pesticide  concentrations  can  be  divided  into  adsorption  processes,  biological  processes,  destruction processes and physical removal processes. These include:   Granular activated carbon (GAC) ‐ adsorption   Powdered activated carbon (PAC) ‐ adsorption   Ozone‐GAC – destruction/adsorption/biological   Ultraviolet irradiation ‐ destruction   Advanced oxidation ‐ destruction   Nano‐filtration‐reverse osmosis – physical removal (size exclusion)  All of these processes are expensive to undertake, in terms of both the infrastructure  investment  required  and  their  running  costs,  and  all  are  highly  energy  and  resource  intensive.   Furthermore, there are a number of pesticides for which these high‐intensity processes  can  remain  ineffective  (such  as  metaldehyde;  see  below)  and  there  remains  a  considerable risk that these contaminants could still be passed on into the final treated  water supplied to customers if further precautions are not taken.  Metaldehyde is a selective pesticide  used by farmers and gardeners to  control slugs and snails in a wide variety  of crops. Technically it is known as a  ‘molluscicide’ and its action is very  specific to slugs and snails)  Metaldehyde is sold under a variety of  brand names in pellet form.  Metaldehyde is an issue for water  companies, because pellets applied to  crops on land can find their way into  drains and water courses either directly  during application or as a result of run  off during high rainfall events. Levels of  metaldehyde have been detected in  trace concentrations in the rivers or  reservoirs at levels above the European  and UK standards set for drinking  water. Current drinking water  treatment methods are not effective at  reducing the levels of metaldehyde in  water. There have been occasions when  very low levels of metaldehyde have  been detected in treated drinking  water. These levels are extremely low –  the highest being around 1ug/l and  mostly much lower. However the levels  are above the European and UK  standards for pesticides in drinking  water that is set at 0.1ug/l.  Advanced water treatment  solutions  required to remove pesticides from  drinking water include powdered  activated carbon (top), granular  activated carbon (GAC) filters (middle)  and ultrafiltration (bottom).  PESTICIDES 
  • 41. 41    Pesticide mitigation measures & their efficacy High pesticide inputs to watercourses are most likely to occur due to direct application  or when rainfall causes surface run‐off or leaching shortly after application. Mitigation  measures to reduce pesticide inputs therefore fall into three main categories:  Best  practice  advice  and  education.  Encouraging  measures  to  prevent  direct  application or point‐source loss of pesticides to a watercourse or drainage system.  Land  management  and  soil  management  advice.  Soil  management  measures  to  prevent rapid run‐off or leaching which ensure that pesticides are taken up by target  species or broken down in the soil rather than being available to cause pollution.  Landuse change and the improvement of farm infrastructure. Mitigation measures  (e.g.  buffer  strip  and  riparian  wetlands)  designed  to  intercept  surface  run‐off  and  ensure pesticides are broken down before reaching the watercourse.  Pesticide best practice advice & education  Many pesticide contaminations occur as the result of poor practices undertaken during  their transportation, storage, preparation or application. These so called point‐source  inputs of agricultural pesticides mainly occur from hard impermeable surfaces (such as  farmyards,  storage  facilities  or  roads),  which  become  contaminated  during  the  filling  and  cleaning  of  sprayers,  improper  disposal  of  un‐used  mix,  leaks  from  faulty  equipment, incorrect storage of canisters and washing of equipment.   Once  present  on  these  surfaces  pesticides  are  then  available  to  be  washed  into  an  adjacent watercourse or to enter the sewerage system, which then transports them to  the  sewage  treatment  works  and  on  into  the  aquatic  environment  via  the  works  discharge. Direct contamination of the aquatic environment can also occur as the result  of spray drift or when pesticide application is inaccurate and occurs outside the confines  of the target field.  Standards for the use and management of pesticides in the UK are set out by BASIS and  the Health and Safety Executive and, in 2001, the farming and crop protection industry  established  the  Voluntary  Initiative  to  promote  best  practice  in  the  use  and  management of pesticides and to minimise their environmental impacts.  The Voluntary Initiative The Voluntary Initiative (VI) began in April 2001. It is a UK‐wide package of measures,  agreed with Government, designed to reduce the environmental impact of the use of  pesticides  in  agriculture,  horticulture  and  amenity  situations.  Initially  a  list  of  27  proposals,  the  programme  finally  included  over  40  different  projects  covering  research, training, communication and stewardship.  CASE STUDY The  combined  cost  of  the  programme  between  2001  and  2006  to  the  farming  industry, the crop protection industry, the water industry and others was estimated to  be £45‐47m, but during that time they worked to:  Improve  awareness  among  farmers  of  the  potential  environmental  risks  arising  from  pesticide  use;  improve  the  competence  of  advisors  and  improve  field  practices of spray operators and optimise the performance of their machines.  Engage  the  farming  unions  and  establishment  of  Crop  Protection  Management  Plans  (CPMPs)  as  a  self‐audited  means  of  assessing  and  planning  the  environmental aspects of crop protection activities across the whole farm.  Establish a low‐cost sprayer testing scheme (NSTS) with a nationwide network of  294 testing centres and 465 certificated testers.  Establish the National Register of Spray Operators (NRoSO), through which spray  operators can demonstrate a commitment to best practice in pesticide handling  and application.  Create a series of Environmental Information Sheets as an aid to risk management  for all products sold by members of the Crop Protection Association.   There are a number of comprehensive   guides on good/best practices to be  undertaken when using pesticides,  including the Code of Practice for Using  Plant Protection Products (below).  PESTICIDES 
  • 42. 42    Perhaps the simplest method for the reduction of point‐source pesticide pollution is to  reduce the number of sprayer filling and cleaning actions undertaken by encouraging  farmers  to  share  the  use  of  spraying  equipment.  In  addition,  numerous  studies  have  found that the adoption of good or best practices when using pesticides can ensure that  the risk of environmental contamination is minimised (Kreuger and Nilsson, 2001).   The  best  management  practices  shown  to  be  effective  include  filling  and  cleaning  sprayers only on the field or on a biobed (Felgentreu and Bischoff, 2006; Vischetti et al.,  2004), careful handling and storage of pesticides and safer storage of empty containers  (Higginbotham, 2001), applying tank mix and container leftovers in dilute form to the  field (Jaeken and Debaer, 2005), and no application of pesticides on the farmyard.   Overall,  stewardship  initiatives  and  application  of  best  management  practices  have  been  shown  to achieve  a  reduction  in  the  total  river  load  of  40–95%  in  a  number  of  catchment  studies  (Reichenberger  et  al.,  2007;  Kreuger  and  Nilsson,  2001;  Maillet‐ Mezeray  et  al.,  2004).  However,  in  most  catchment  studies,  it  was  also  found  that  continued effort is essential to ensure continued prevention.  Another  powerful  method  for  the  collection  and  disposal  of  pesticide‐contaminated  water  is  the  biobed.  A  biobed  consists  of  a  pit  or  container  filled  with  a  mixture  of  chopped straw, peat and topsoil that rapidly degrades any pesticide entering the bed  through microbial activity.   CASE STUDY A pesticide handling area is the site  where the sprayer is filled and is often  also used for sprayer washing, nozzle  calibration, sprayer testing,  maintenance and storage.   A biobed is a mixture of peat free  compost, soil and straw (biomix)  covered with turf that is placed in a  lined pit (see right).    Liquids enter the biomix within the  biobed by gravity drainage or a pump.  Once there they then undergo  bioremediation before being drained  from the biobed. This drained liquid,  which contains minimal pesticide  residues, can be used for land irrigation  or re‐used e.g. for subsequent sprayer  washing.   Mitigating pesticide pollution in Drift Reservoir, Cornwall Over the period 1996‐2010, South West Water’s Drift Water Treatment Works recorded a steady increase in both the  number of pesticide detections per annum and the detected concentration of individual pesticide compounds in both the  raw and final water. During this period there were 54 positive detections for pesticides in the raw water within Drift  Reservoir representing 14 different compounds.  The  chart  below  shows  that,  in  recent  years,  herbicide  detection  results  for  a  number  of  chemical  compounds  have  shown discrete high, narrow spikes indicative of individual pollution incidents. This increasing risk and frequency of water  quality failure has led South West Water to take a two‐pronged approach at Drift. First, an advanced water treatment  plant was installed at the treatment works, with a capital cost of £4 million and an annual running cost of £30,000, in  order to ensure the final water met Drinking Water Inspectorate standards.   Concurrently, funding of £100,000 was  invested in a programme of landowner  engagement, agricultural training, and  farm  intervention  work  upstream  of  the  reservoir,  to  address  these  rising  chemical  detections  at  source.  These  interventions are being delivered in the  catchment  through  Cornwall  Wildlife  Trust’s Wild Penwith Project, which is  working  in  partnership  with  South  West  Water  to  provide  landowners  across  the  Drift  catchment  with  a  number  of  advisory,  educational  and  infrastructure improvement measures.  Continued over page...  PESTICIDES 
  • 43. 43    Mitigating pesticide pollution in Drift Reservoir, Cornwall...continued….  Cornwall Wildlife Trust’s Wild Penwith project is working in partnership with South West Water to provide landowners  across the Drift catchment with:  One‐to‐one farm advisory visits, including an assessment of current farm practices, and provision of water protection  best practice;  Free agricultural training events, such as weed management;  A capital‐grant award, funding, for example, improved pesticide handling and storage areas.  In  February  2013,  Wild  Penwith  ran  a  weed  management  training  day  on  a  dairy  farm  adjacent  to  Drift  Reservoir.   Following  presentations  on  the  cultural,  mechanical  and  chemical  control  of  weeds,  local  farmers  visited  the  water  treatment  works  at  Drift  to  learn  more  about  the  complexities of drinking water treatment.  Peter  James,  who  farms  at  Little  Sellan  adjacent  to  Drift  Reservoir  said,  “As  a  farmer,  I  am  very  pleased  that  South  West  Water  is  taking  this  proactive  approach  in  our  river  catchment.  We  are  now  more  aware  of  both  the  water  companies  business,  and  how  important  our  activities  on  the  farm  are  to  the  drinking  water  treatment  process.  I  believe  working  in  partnership  in  this  way  will  be  of  benefit  to  everyone.”  These  farm  activities  are  supported  by  a  comprehensive  programme  of  water  chemistry  sampling  (monitoring  herbicides, insecticides and fungicides) on the reservoir’s two  feeder  streams.  Water  samples  are  regularly  collected  with  the consent and co‐operation of each landowner involved.    Follow‐up  samples  can  be  taken  from  a  wider  network  of  additional farms as required.  Using this system, the source of  any in‐reservoir or in‐river pesticide detection can be traced  back  to  individual  farm  holdings  and  advice  and  guidance  given to mitigate the problem.    Land managers are then made aware of the drinking water issues, and offered one‐to‐one water protection best practice  advice and other farm interventions from the Wild Penwith team as appropriate. In addition to this chemical monitoring  programme,  biological  monitoring  has  also  been  undertaken  in  the  catchment,  including  the  assessment  of  macro‐ invertebrates, macrophytes (large aquatic plants) and diatoms (benthic algae).  Minimising  the  levels  of  pesticides  found  in  the  raw  water  could  result  in  South  West  Water  savings  on  treatment  plant  operating  costs.  Wider  environmental  gains  include  improved  wetland  and  stream  habitat  quality, and associated enhanced biodiversity.  This  is  a  fantastic  example  of  South  West  Water’s  ‘Upstream  Thinking’  project  working  to  deliver  improved water quality in a small reservoir catchment.    Through  the  wider  Wild  Penwith  Living  Landscape  project, Cornwall Wildlife Trust staff gained the respect  and trust of local farmers, which enables them to tackle  these important drinking water quality issues together.  PESTICIDES  Further info: www.cornwallwildlifetrust/wildpenwith 
  • 44. 44    Land management & soil advice   It has been widely demonstrated that any improvements in soil or land management,  such as implementation of conservation tillage techniques, that reduce the risk of run‐ off  and  soil  erosion  are  also  likely  to  reduce  the  risk  of  a  pesticide  being  mobilised  following its application to the land. In addition, the incorporation of organic material  into the soil has also been shown to increase the sorption of some pesticides; reducing  their mobility and the likelihood that they will be lost through leaching.  Interestingly, several studies have shown that the presence of sub‐surface land drainage  also reduces the loss of pesticides through surface run‐off. This finding is supported by  hose of a study of autumn‐applied pesticides on clay loam soils in north east England  where losses from an un‐drained plot were found to be up to 4 times larger than from a  mole‐drained plot (Brown et al., 1995).   In  contrast  to  these  findings,  however,  it  is  also  important  to  note  that  there  is  considerable evidence that over efficient drainage may also generate significant loss of  pesticides through leaching and drain flow. The risk factors that lead to pesticide loss  through  leaching  and  drainage  are  poorly  understood,  but  it  seems  that  active  ingredient  mobility,  application  rate,  soil  type  and  rainfall  may  all  contribute  to  the  generation of pollution via this route.  Where pesticide loss via drainage is considered a threat, the use of collection ponds or  wetlands at the outflow are just two measures that could work to mitigate the risk that  a receiving watercourse will be contaminated.  Landuse change & the improvement of farm infrastructure   Perhaps the most studied interventions for the mitigation of diffuse pesticide pollution  are  buffer  strips  around  fields  (conservation  headlands),  riparian  buffer  strips  and  constructed wetlands.  These features not only reduce the risk of spray drift contaminating adjacent habitats  and  watercourses,  but  they  also  act  to  disconnect  pesticide  pollution  pathways  by  promoting the infiltration of run‐off waters carrying them into aquatic environments.   CASE STUDY Buffer Strips for pesticide pollution mitigation As we have described for nutrient and sediment pollution, the efficacy of buffer strips in reducing pesticide losses to  watercourses has also been the subject of a significant body of research (mainly at plot‐ or field‐scale). The findings of this  research, summarised below, indicate that buffer strips can be highly effective in mitigation of pesticide pollution.   In one of the most comprehensive reviews undertaken on the effectiveness of buffer strips in the mitigation of pesticide  pollution,  Reichenberger  et  al.  (2009)  summarised  the  findings  of  14  publications  that  between  them  assessed  the  performance of 277 different buffer strips. The pesticide load reductions for active ingredients in solution (below left, 63  data points) and bound to sediment (below right; 214 data points) are summarised below.  Overall,  buffer strips  of  all  widths  were found to  be  effective  in  the  mitigation  of  pesticide loss  from  fields and  were  especially effective when they were vegetated and when run‐off flow was slowed sufficiently to enable water infiltration.  PESTICIDES  Riparian buffer strips and ‘conservation  headlands’ can reduce pesticide  damage to adjacent natural habitats. 
  • 46. 46    MICROBES & PARASITES Two principal bacterial groups, coliforms and faecal streptococci, are used as indicators  of possible sewage contamination in water because they are commonly found in human  and  animal  faeces.  Although  these  bacteria,  which  are  often  referred  to  as  faecal  indicator organisms (FIOs), are not typically harmful themselves, they do indicate the  possible  presence  of  pathogenic  (disease‐causing)  bacteria,  viruses,  and  protozoans  that also live in human and animal digestive systems.  Another group of microbial pollutants derived from human and animal faecal material  which pose a significant risk to human health, either when people come into contact  with  the  river  water  or  when  contaminated  water  is  abstracted  for  drinking  water  treatment, are parasitic protozoa in the genus Cryptosporidium.   Cryptosporidium is transmitted through the environment as hardy spores (oocysts) that,  once  ingested,  hatch  in  the  small  intestine  and  result  in  an  infection  of  intestinal  epithelial tissue. The resulting condition, Cryptosporidiosis, is typically an acute short‐ term diarrheal disease but it can become severe and chronic in children and in other  vulnerable  or  immuno‐compromised  individuals.  In  humans,  Cryptosporidium  can  persist  in  the  lower  intestine  for  up  to  five  weeks;  from  where  it  continues  to  shed  oocysts into the environment.  Sources of microbial contamination The  most  commonly  tested  faecal  bacteria  indicators  are  total  coliforms,  faecal  coliforms,  and  faecal  streptococci.  Total  coliforms  are  a  group  of  bacteria  that  are  widespread in nature and which occur in many materials including human faeces, animal  manure, soil, and submerged wood. The usefulness of total coliforms as an indicator of  faecal  contamination  therefore  depends  on  the  extent  to  which  the  bacteria  species  found are faecal and human in origin.   For recreational waters, total coliforms are no longer recommended as an indicator, but  for  drinking  water,  total  coliforms  are  still  the  standard  test  because  their  presence  indicates contamination of a water supply by an outside source.  Faecal  coliforms  are  a  subset  of  the  total  coliform  bacteria  and  are  more  specifically  faecal in origin. Faecal streptococci also occur in the digestive systems of humans and  other  warm‐blooded  animals.  In  the  past,  the  ratio  between  the  level  of  faecal  streptococci  and  faecal  coliforms  was  used  to  determine  whether  bacterial  contamination was of human or nonhuman origin and, while no longer recommended  as a reliable test, this method can still give an indication of the potential source.  There are three principle mechanisms via which faecal material, parasites and faeces‐ derived substances (e.g. ammonia) make their way into a watercourse. These include:    Direct ‘voiding’ into the water by livestock in the river.   Wash‐off and leaching of manure or slurry on the land surface or accumulated on  yards or tracks.   From consented or un‐consented discharges of untreated human sewage.  Cryptosporidium oocysts under a  fluorescence microscope.  Bacteria Escherichia coli.  MICROBES & PARASITES 
  • 47. 47    When considering microbial contamination is it important to examine the contribution  that  these  different  potential  sources  make  to  the  load  in  the  water  column  in  any  particular location.   Analysis  of  data  from  205  river  and  stream  sampling  points  spread  widely  across  mainland UK has shown that microbial load is typically correlated with high flow rather  than  low  flow  condition  and  that  urban  and  grassland  landscapes  make  the  most  significant contribution to the load (Kay et al., 2009).   Further  studies  have  also  shown  that  faecal  indicator  organism  (FIO)  loads  in  catchments with high proportions of improved grassland were shown to be as high as  from urbanised catchments and in many rural catchments ≥40% of FIO may be derived  from agricultural sources (land surface and farmyard infrastructure).   This  strong  correlation  between  high  flow  and  contamination  levels  has  also  been  shown  to  be  the  case  for  cryptosporidium  and  outbreaks  of  cryptosporidiosis  are  strongly linked to an animal to human transmission pathway following periods of heavy  precipitation (Lake et al., 2005).   It is assumed that the remaining load at times of high flow is derived from point sources  such  as  sewerage  treatment  works,  misconnections  in  the  sewerage  system  and  combined sewer overflows (which discharge when sewage treatment works reach their  maximum treatment capacity).   Interestingly,  in  contrast  to  these  findings  of  Kay  et  al,  a  detailed  study  of  the  River  Ribble  catchment  undertaken  in  2002  found  that  over  90%  of  the  total  FIO  load  entering the Ribble Estuary was discharged by sewage related sources during high flow  events.  At  times  of  low  flow  the  principal  sources  of  FIOs  has  been  shown  to  be  from  point  sources,  such  as  sewage  treatment  works,  septic  tanks  and  misconnections  in  the  sewerage system.  Impacts of microbial contamination On the health of aquatic ecosystems   When  animal  and  human  faecal  material  and  the  microbes  it  contains,  enter  a  river  system  they  can  exert  severe  negative  impacts  on  the  ecological  health  of  the  ecosystems locally and further down the catchment in a number of ways.   First,  the elevated  levels  of  turbidity  reduce  the  levels  of light  penetrating  the  water  column and this can affect the plant communities present in the system. This can be  particularly problematic in the deeper and ecologically sensitive waters of the estuaries  and coastal regions at the bottom of a river catchment.  More significantly, however, is the effect that the metabolic activity of aerobic bacteria  decomposing organic waste has on the levels of dissolved oxygen in the water column.   Where the levels of organic material and hence the microbial activity in the water are  high the Biological Oxygen Demand (BOD) in the water will be elevated and the levels  of dissolved oxygen available for other plants and animals living in the water will fall.   Eventually this depletion of dissolved oxygen will become so severe that the ecological  health  of  the  river  ecosystem will  be  degraded  as  fish  and  invertebrate  communities  begin to suffer.   Unrestricted access of livestock to a watercourse  eutrophication&hypoxia  MICROBES & PARASITES 
  • 48. 48    On the provision of drinking water, recreation & fisheries  The  total  level of  microbial  contamination  in  water  and  the  level  of  different  faeces‐ derived bacteria are both used as indicators of the potential pathological risk posed by  that water. In addition, faecal material may also contain other pathogenic organisms,  such  as  Cryptosporidium,  which  cause  gastrointestinal  infections  after  ingestion  or  others which cause infections of the respiratory tract, ears, eyes, nasal cavity and skin.  When animal and human faecal material enter a river system they can therefore pose a  significant  threat  to  the  health  of  people  who  rely  on  that  water  for  drinking  water,  recreation or the sustenance of fisheries and shell fisheries in downstream regions of the  river catchment.  As a result of this threat, significant steps must be taken at the water treatment works  to remove microbial contaminants from drinking water. There are a number of methods  for  the  disinfection  and  filtration  of  drinking  water  and  all  must  be  undertaken  with  increased  intensity  if  the  microbial  load  in  the  abstracted  raw  water  increases  significantly at certain times.   The EC Drinking Water Directive also requires that drinking water should not contain  any micro‐organism or parasite (such as Cryptosporidium) at a concentration that would  constitute a potential danger to human health. Cryptosporidium is particularly adept at  breaking through the standard suite of treatment processes undertaken at many works  (such  as  sand  filtration  and  chlorination)  and  the  Drinking  Water  Inspectorate  now  requires  water  companies  to  implement  raw  water  monitoring,  to  undertake  comprehensive  risk  assessments  and  to  design  and  continuously  operate  adequate  treatment and disinfection for cryptosporidium.  In addition to these increased demands for disinfection, it is also important to note that  the presence of elevated levels of faecal material also make a significant contribution to  the turbidity and suspended solid load in the raw water. As already described previously  the levels of turbidity in the raw water are used to calibrate the water treatment process  and,  when  elevated,  will  increase  the  costs  of  coagulation  and  sludge  management  processes undertaken at the drinking water treatment works.   CASE STUDY Bathing water standards in the UK The European Union began work to regulate the provision of clean and healthy bathing  waters in the 1970s and in 2006 the EC Bathing Water Directive was passed to preserve,  protect and improve the quality of the environment and to protect human health.  The monitoring and improvement of water quality at bathing waters that are at risk of  failing  the  standards  set  out  in  the  European  Bathing  Water  Directive  are  the  responsibility of the Environment Agency. They take weekly water samples from over  500 coastal and inland bathing waters in England and Wales during the bathing season  (May to September).   These  samples  are  tested  for  contamination  with  bacteria  such  as  Escherichia  coli  and  intestinal  enterococci  which,  although  not  directly  harmful  in  themselves,  do  indicate  a  decrease  in  water  quality  and  give  an  indication  of  when  pathogenic microbes may be present in the water.   Prior to 2012, water samples taken at bathing waters were analysed  for Total coliforms, Faecal coliforms and Faecal streptococci; however  this  has  changed  in  preparation  for  the  revised  bathing  water  directive, which sets more stringent water quality targets to achieve  by 2015.  In addition to improving water quality at bathing waters the revised  Directive  also  places  much  greater  emphasis  on  managing  beaches  and providing information. From 2016, Bathing Water Controllers (any  local  authorities,  water  companies  and  businesses  in  control  of  the  land immediately next to bathing waters where people swim) will also  have  to  provide  information  to  the  public  about  the  quality  of  their  bathing water and advise people if there has been a pollution incident.   Cryptosporidiosis (the Cryptosporidium  pathogenic lifecycle) (top) and a  micrograph showing cryptosporidium  oocysts  alongside Giardia lamblia  (another parasite) (bottom).  MICROBES & PARASITES 
  • 49. 49    Microbial mitigation measures & their efficacy There  are  numerous  highly  effective  methods  designed  to  reduce  the  microbial  contamination of watercourses, estuaries and coastal waters. Which of these measures  is required depends entirely on the sources from which the contamination is derived in a  particular catchment.  If a domestic sewage treatment works or septic systems are found to be discharging  significant levels of faecal material and bacteria into a watercourse then the addition of  further ‘tertiary’ treatment processes, such as disinfection may be required to remove  high levels of bacteria from the effluent discharged.   Where the contamination is the result of untreated effluent discharges from combined  sewer overflows (CSOs) or poorly functioning (misconnected) sewerage infrastructure,  only  increased  sewage  storage  or  treatment  capacity  at  the  works  or  investment  in  infrastructural improvements may be capable of reducing these impacts. This type of  remedial  work  can  have  significant  cost  implications  for  the  individuals  or  the  water  company responsible for the infrastructure (see below).  Mitigation measures for reducing microbial contamination in watercourses derived from  diffuse agricultural sources include :  Reduction in livestock stocking rate  Creation of riparian buffer strips  Creation of wetlands or reedbeds  Exclusion  of  livestock  from  watercourse  and  provision  of  alternative  drinking  sources for livestock  Increased slurry storage capacity  Minimise the volume of dirty water produced (clean and dirty water separation)  Increased use of solid manure  Do not apply manure or slurry to fields at high‐risk times  All  of  these  measures  act  to  either  reduce  the  total  levels  of  faeces‐contaminated   material available for mobilisation on a farm, change the way that manure is stored to  reduce its likelihood of mobilisation to a watercourse, prevent direct ‘voiding’ into water  courses,  or  disconnect  the  pathways  via  which  faecal  material  is  washed  into   watercourses.  CASE STUDY The Clean Sweep Project Before South West Water (SWW) was privatised in 1989, little had been done to protect the coastal bathing waters of the  South West, and the region’s reputation was suffering as a result. In 1990, the UK Government adopted higher water  quality standards  imposed  by the  European  Union,  making  the  need for  change  even  more  critical.  Starting in  1992,  SWW’s response to this was Clean Sweep – the largest environmental programme of its kind in Europe.  MICROBES & PARASITES  The Westcountry Rivers Trust farm  measure fact‐sheets can be found at—  Over an 18 year period, over £1.5 billion was invested in improving the water  quality of the South West’s bathing waters. As a result of Clean Sweep, 250  crude  sewage  outfalls  were  closed  and  140  individual  mitigation  projects  were completed.   The success of the programme was demonstrated in 2006, when for the first  time all 144 bathing sites in SWW’s region achieved 100% compliance with  the  EU  mandatory  standard.  This  was  a  massive  improvement  when  compared to the situation in 1996, when only 51% of beaches complied.   The 2007 Good Beach Guide, published by the Marine Conservation Society  (MCS), stated that ‘the South West is the top performing region in this year’s  guide’ and recommended over 80% of beaches in SWW’s operating region.  Since  Clean  Sweep  ended  in  2010,  SWW  have  continued  to  develop  their  strategic  plans  for  the  delivery  of  environmental  improvements  and  sustainability.  Most  recently,  they  have  been  working  in  partnership  to  locate and remediate mis‐connections in Torbay, Bude and Plymouth.   More information:  
  • 50. 50    CASE STUDY Torbay Bathing Water Improvement Project Initiated and funded by South West Water in 2010 and delivered by the Environment  Agency  working  in  partnership  with  Torbay  Council,  the  Torbay  Bathing  Water  Improvement Project aims to reduce the levels of pollution in Torbay's streams and  improve bathing water quality. In particular, the project has focused on locating and  remediating drainage and sewage mis‐connections that are leading to pollution.  The project has focused on five resort beaches, key to the local economy, which are  at risk of failing to meet the new standards set out by the Revised EC Water Directive  from  2015.  These  beaches  were  Torre  Abbey,  Hollicombe,  Preston,  Paignton  and  Goodrington.  MICROBES & PARASITES  Mis‐connections  Over  one  hundred  misconnected  properties  have  been  identified  through  the  project, which have all been discharging foul or dirty water into streams through  surface  water  systems.  80%  of  the  mis‐connections  found  have  now  been  resolved and connected to foul sewer.  The majority of misconnections have been residential with household extensions  and washing machines moved into garages being the most common culprits.   Commercial  inputs  have  also  been  an  issue;  including  a  hotel,  car  wash,  two  cafes, a supermarket, doctors surgery, offices and a factory. Other issues such as  dog  and  bird  fouling,  waste  from  boats,  sewerage  infrastructure  and  council  operations are all being looked at as part of the project.  It  is  estimated  that  the  project  has  so  far  stopped  approximately  5,000  cubic  metres  (per  annum)  of  polluting  water  entering  Torbay  streams  and  bathing  waters.  Examples of the mis‐connections found in Torbay that discharge either directly into a  watercourse (top left) or into a surface water sewer (bottom left).  Significant findings  In one Torquay hotel a blockage in a main foul sewer line was  leading to considerable pollution of the Cockington stream.  Working with the hotel owners and South West Water, the  issue  was  identified  and  resolved  with  a  considerable  improvement in water quality in the stream, as shown in the  chart (right).  In other locations six houses were found discharging into the  Torre Abbey and Cockington Streams and a blocked private  manhole was allowing foul water from two flats to discharge  to the sea via an un‐sampled surface water system.   0 20 40 60 80 100 120 Cellcount(000's/100ml) Faecal Coliforms/100ml Problem fixed Working with Environment Agency contractors (ONSPOT), the project also discovered that a large factory had been  wrongly  connected  and  was  discharging  most  of  its  waste  waters  into  the  Torre  Abbey  Stream  via  a  surface  water  system. The factory accommodates some 100 staff and is thought to have been polluting the stream for over ten years.   Next Steps  Such  was  success  of  the  Torbay  project  that  additional  funding  has  now  been  secured  and  the  focus  will  be  extended to include two further catchments in Torbay; the  Torre Abbey Stream and the Kirkham Stream, which both  remain affected by as yet unknown pollution sources.  In  addition,  the  project  will  also  produce  an  engagement  plan, designed to advise and educate both the public and  tradesmen,  to  reduce  the  likelihood  of  further  mis‐ connections in the future. There is also be a drive underway  to  share  best  practice  from  the  project  with  other  local  authorities to help improve other ‘at risk’ bathing waters in  locations such as Bude (north Cornwall) and Plymouth.  Paignton Beach 
  • 51. 51    CASE STUDY Measures to mitigate diffuse microbial pollution risk Methods to reduce pathogen transfers to watercourses essentially tackle aspects of source, mobilisation or delivery to  the watercourse.   Perhaps  the  most  effective  measures  designed  to  reduce  the  sources  of  faecal  and  organic  material  are  those  that  improve the management of manure by increasing slurry storage capacity, reduce inputs of rainwater to manure stores  or switch to a confined composting system of storage.   By reducing the volume of contaminated material produced these measures enable farmers to restrict their application of  manure to the land to dry periods, when the risk of wash‐off is least. They also allow farmers to keep their yards free of  contaminated material and reduce the levels of live bacteria in the manure before it is spread.  Another major source of microbial contaminants is direct ‘voiding’ by livestock while in or immediately adjacent to a  watercourse.   In a 7 year study of a dairy farm, Line (2003) demonstrated that livestock exclusion resulted in a 66% reduction in the  levels of faecal coliforms in the watercourse below the farm and there is considerable additional evidence that exclusion  of livestock from water courses and the provision of alternative drinking points can significantly reduce contributions  from this source (see table below).  The final type of intervention that can mitigate delivery of microbial contaminants to watercourse are riparian buffer  strips and constructed wetlands that act to disconnect pollution pathways carrying material washed off the land surface.  The ability of these measures to disconnect run‐off has already been described in detail, but there have been a number of  studies that have investigated their ability to reduce bacterial loads at field and plot scale (summarised in table below).   Reference  Location  Buffer Width (m)  Soil Texture  Slope (%)  Efficacy  (% FIO reduction)  Atwill et al. (2002)  USA  3.1  Sandy loam  5‐20  99.9  Lim et al. (1998)  USA  6.1  Silt loam  3  100        12.2        100        18.3        100  Muenz et al.(2006)  USA  25  Sandy clay loam  16.5  53  Tate et al. (2004)  USA  1.1  Sandy loam  5‐20  75‐88  MICROBES & PARASITES 
  • 53. 53    COLOUR, TASTE & ODOUR There  are  a  number  of  factors  that  may  result  in  water  exhibiting  aberrations  in  its  colour,  taste  or  odour  and  which  negatively  affect  its  quality and/or  safety.  On  most  occasions when colour, taste or odour problems do occur the impacts are primarily on  the aesthetic quality of the water and therefore, with the resulting increase in the risk of  water  customer  dissatisfaction,  there  is  an  increase  in  the  intensity  and  cost  of  treatment required to remove it from the water.   In addition, however, there are occasions when soluble colour, taste and odour causing  compounds  occur  which  can  pose  a  serious  threat  to  the  condition  of  water  supply  infrastructure and, in some circumstances, to human or ecosystem health.   Perhaps the best examples of this are metal ions which, in addition to causing aesthetic  problems in the water, can have significant impacts on the ecological condition of rivers  and streams.  Sources of colour, taste & odour compounds There are two main groups of soluble species that can cause colour, taste and odour  problems, namely metal ions and soluble organic compounds (a component of dissolved  organic carbon—DOC).  These compounds (described in the table below) are often derived from natural sources  in the environment, such as the underlying geology, or through the natural breakdown  of  organic  material.  However,  in  certain  circumstances  their  levels  can  be  artificially  elevated as an indirect result of human activities or as a direct bi‐product of the water  treatment process itself.  Soluble species  Sources  Impacts  Metal ions        ‐ Aluminium  Natural release from underlying geology and  bi‐product of water treatment coagulation  process.  Can cause discolouration of water. Evidence suggests there  may be some health and ecological impacts of chronic expo‐ sure.  ‐ Copper  Naturally occurring, but can be mobilised as  a result of human activity.  Can cause metallic taste and can lead to the discolouration of  supply infrastructure. Evidence suggests there may be some  health and ecological impacts of chronic exposure.  ‐ Iron  Naturally occurring, but can be mobilised as  a result of human activity.  Can cause metallic taste and can lead to the red/brown discol‐ ouration of supply infrastructure. Evidence suggests there may  be some ecological impacts of chronic exposure.  ‐ Manganese  Naturally occurring, but can be mobilised as  a result of human activity.  Can cause metallic taste and can lead to the black/brown discol‐ ouration of supply infrastructure. Evidence suggests there may  be some ecological impacts of chronic exposure.  ‐ Zinc  Naturally occurring, but can be mobilised as  a result of human activity.  Can cause metallic taste. Evidence suggests there may be some  ecological impacts of chronic exposure.  Organic compounds        ‐ Geosmin  Produced by aerobically growing aquatic  algae and microbes. Also produced by fila‐ mentous actinomycete bacteria in soil.  Cause earthy taste and odour problems in drinking water that  are very hard to remove without activated carbon filtration.  ‐ Methyl‐Isoborneol    (MIB)  Produced by aerobically growing aquatic  algae and microbes. Also produced by fila‐ mentous actinomycete bacteria in soil.  Cause earthy taste and odour problems in drinking water that  are very hard to remove without activated carbon filtration.  ‐ Trihalomethanes     (THMs)  Produced as a bi‐product of chlorine‐ disinfection of drinking water containing  organic material.  Growing evidence that THMs are carcinogenic. Very hard to  remove without activated carbon filtration.  ‐ Humic substances  Produced by biodegradation of dead organic  matter (e.g. peat, woodland, algae etc.)  Discolouration of water (yellow) that is very hard to remove  without activated carbon filtration.  Can reduce efficiency of other treatment processes.  Ferric (iron‐based) compounds leach in  to a stream (top) and heavily coloured  water in the upper reaches of the River  Dart (bottom).  COLOUR, TASTE & ODOUR 
  • 54. 54    The drainage and over‐exploitation of peat bogs and other upland habitats with peat‐ based  soils,  is  known  to  enhance  the  loss  of  dissolved  organic  carbon  (DOC)  to  watercourses and to significantly increase water discolouration through contamination  with  colour‐causing  organic  compounds  such  as  humic  acids  (Worrall  et  al.,  2007;  Wallage et al., 2006; Armstrong et al., 2010).  In addition to the colour‐causing compounds derived from peat and peaty soils, it has  also been shown that leaf litter is another important source of natural dissolved organic  carbon  (DOC)  in  forested  catchments  (Hongve,  1999).  Interestingly,  rainwater  percolating through fresh litter is known to obtain higher concentrations of DOC and  colour than is derived from older forest floor material and organic soils. Furthermore,  deciduous leaf litter has been shown to impart high DOC concentrations in the autumn,  while coniferous litter and organic soils release DOC more evenly.   In their Advisory Note 19 on, ‘Rivers and their catchments: potentially damaging physical  impacts  of  commercial  forestry’,  Scottish  Natural  Heritage  warn  that  ploughing  and  restructuring of drainage patterns may occur as part of ground preparation work prior to  commercial tree planting. They also describe how drainage ditches are often aligned at  right angles to the slope, which causes peak run‐off flows to arrive more rapidly in the  receiving watercourse.   The  effect  of  this  drainage,  coupled  with  the  increased  availability  of  colour‐causing  compounds in the soil due to the decomposition of leaf litter and the degradation of the  peat, could be the cause of the deteriorations in water quality now commonly observed  in many watercourses and reservoirs in upland catchments.  Other  organic  taste  and  odour‐causing  compounds  that  are  generated  in  soil  and  decomposing  organic  material  are  geosmin  and  2‐Methylisoborneol  (MIB).  These  compounds  are  also  generated  within  many  lakes  and  reservoirs  as  algal  and  macrophyte growth dies back at the ends of the growing season (see right).   Many colour‐causing metals, such as iron, zinc and manganese, are released naturally  from land with underlying geology where they occur and they can therefore be leached  at quite significant levels into watercourses. This leaching can be significantly enhanced  where geological disturbance has been caused through human activities such as mining.  It  has  also  been  shown  that  upland  peaty  soils,  with  their  inherently  acidic  nature,  particularly  favour  the  mobilisation  of  manganese  and,  furthermore,  conifer  afforestation  has  also  been  demonstrated  to  increase  manganese  levels  in  surface  waters immediately following felling.  In addition to being catchment‐derived, manganese flux in lakes or reservoirs can also  occur  as  a  result  of  seasonal  stratification  occurring  in  eutrophic  waterbodies.  Manganese ions are mobilised into solution from lake‐bed sediment when an hypoxic/ anoxic  layer  of  water  forms  above  it  and,  once  solubilised,  are  then  distributed  throughout the waterbody when re‐mixing of the water column occurs in the autumn.   This phenomenon results in large spikes of these manganese ions in solution at various  times (see right) and can then present a significant challenge to the ecological health of  the aquatic environment and to the water treatment process.  Humic acids (top) are known to be  released from degraded peatland  (bottom).  Data showing large seasonal  accumulations of geosmin (top) and  manganese (bottom) in a small  reservoir in the South West of England.  COLOUR, TASTE & ODOUR 
  • 55. 55    Impacts of colour, taste & odour contaminants On the health of aquatic ecosystems   The  ecological  impacts  of  taste  and  odour‐causing  organic  compounds  (dissolved  organic  carbon)  remain  poorly  understood,  but  their  ecotoxicology  has  been  investigated  in  a  number  of  experimental  systems  and  few  toxic  effects  have  been  demonstrated at the concentrations typically found in contaminated waterbodies.  In contrast, several metal ions have been shown to have an impact on the ecological  health of aquatic ecosystems. As a result of these findings chromium, copper, iron and  zinc are all listed as ‘specific pollutants’ and have standards monitored as part of the  ecological  condition  assessments  undertaken  for  the  Water  Framework  Directive  classification  process.  The  inclusion  of  manganese  as  a  specific  pollutant  in  the  next  cycle of Water Framework Directive classification is currently being considered.  On the provision of drinking water  The levels of colour, taste and odour compounds in raw water have a direct impact on  the dose of coagulant required in its treatment at the water treatment works (indeed  many works dose coagulant according to turbidity and colour levels in the raw water). If  these compounds are not removed they can impinge on the aesthetic quality of the final  drinking  water  and  cause  the  discolouration  of  drinking  water  infrastructure  (for  example manganese in treated water can stain sanitary ware).   In  addition,  soluble  organic  compounds,  such  as  humic  substances  and  geosmin,  can  cause  further  problems  at  the  water  treatment  works  as  they  can  be  converted  into  disinfection by‐products (DBPs) when chlorine is used during water treatment process  (Krasner et al., 1989).   These DBPs can take the form of trihalomethanes (THMs), haloacetic acids (HAAs) and  a host of other halogenated DBPs, many of which have been shown to cause cancer in  laboratory  animals  and  which  can  pass  though  the  standard  treatment  processes  undertaken at many works (Singer, 1999; Rodriguez et al., 2000).  CASE STUDY Colour in Fernworthy Reservoir, Devon Increasing  levels  of  colour  in  the  water  from  Fernworthy  Reservoir  on  the  eastern  edge  of  Dartmoor  represent  a  significant  challenge  for  South  West  Water at the Tottiford water treatment works. The deterioration in the water  quality in the reservoir was so severe that the Bovey Cross water works had to  close because the treatment process could not cope with the raw water. The  colour‐causing  compounds  in  Fernworthy  Reservoir  are  primarily  humic  substances derived from the degradation of organic material in the peat‐lands  and forested areas that surround this moorland reservoir (see land cover map;  right). It is clear that water percolating through peat or forest leaf‐litter across  the catchment is mobilising and transporting these colour‐causing substances  into  the  watercourses  and  drains  that  feed  into  the  reservoir.  This  effect  is  being significantly enhanced in areas where the peat has been damaged or  degraded through drainage or intensive exploitation.  Humic colour‐causing compounds in raw water can only be  removed through the coagulation process at the works and  so,  if  the  colour  levels  in  the  water  increase,  it  can  have  significant cost implications for the water company as the  coagulant  dose  must  also  be  increased.  These  organic  compounds  cause  further  problems  at  the  works  as  they  can  be  converted  into  disinfection  by‐products  (DBPs)  when chlorine is used during water treatment.   Examination  of  South  West  Water  data  (left)  shows  that  the  level  of  colour  in  Fernworthy  Reservoir  cycles  throughout  the  year,  but  also  that  the  average  level  has  significantly increased since 2004.  COLOUR, TASTE & ODOUR 
  • 56. 56    Colour, taste & odour mitigation measures Ultimately,  the  only  way  to  completely  remove  the  soluble  organic  compounds  and  metal  ions  that  cause  colour,  taste  and  odour  problems  in  raw  water  intended  for  treatment and supply as drinking water is to implement technological solutions, such as  activated carbon filters, at the treatment works.   Whether they are derived from point or diffuse sources in the catchment, mitigation of  their loss into the aquatic environment at their source is far more challenging to achieve.  Having said this, however, there is increasing evidence that re‐wetting of peat‐lands and  mires that have been degraded by drainage or over‐exploitation of peat can reduce the  leaching of Dissolved Organic Carbon (DOC) compounds that cause colour, taste and  odour contamination of raw water.  Specifically, several studies have demonstrated that the re‐wetting of mires and peat‐ lands, through the practice of drain‐blocking, can significantly reduce the loss of DOC  and colour‐causing compounds from land of this type (Wallage et al., 2006; Armstrong  et al., 2010).  In their extensive UK‐wide survey of blocked and unblocked drains across 32 study sites  and through the intensive monitoring of a peat drain system that has been blocked for 7  years,  Armstrong  et  al.  (2010)  demonstrated  that  dissolved  organic  carbon  concentrations  and  water  discolouration  were  significantly  (~28%)  lower  in  blocked  drains compared to unblocked drains.  Overall, whether the source of contamination is from mine works, forestry or peatland  soils it is clear that it is the management of drainage and the hydrological regime of the  land which may achieve the greatest effect in mitigating the impacts of colour, taste and  odour‐causing contaminants.  CASE STUDY The Sustainable Catchment Management Programme (SCaMP) The Sustainable Catchment Management Programme (SCaMP), has been developed by  United Utilities in association with the Royal Society for the Protection of Birds (RSPB).  The programme aims to apply an integrated approach to catchment management across  all of the 56,385 hectares of land United Utilities own in the North West, which they hold to  protect the quality of water entering the reservoirs.   Through the delivery of SCaMP United Utilities is recognised within the UK water industry  as being at the forefront of water company‐funded catchment management scheme that  are aiming to secure multiple benefits at a landscape scale.  Peatland restoration being undertaken  by the Exmoor Mires Project (top) and  stakeholders visit a restored mires site  (bottom)  The aims of the SCaMP initiative are to help; (1) protect and  improve water quality, (2) reduce the rate of increase in raw  water  colour  which  will  reduce  future  revenue  costs,  (3)  reduce  or  delay  the  need  for  future  capital  investment  for  additional  water  treatment,  (4)  deliver  government  targets  for SSSIs, (5) ensure a sustainable future for the company's  agricultural  tenants,  (6)  enhance  and  protect  the  natural  environment,  and  (7)  help  these  moorland  habitats  to  become more resilient to long term climate change.   Monitoring at a sub‐catchment level in SCaMP delivery areas indicates that there is a statistical ‘tipping point’ two years  after intervention. This has been found in similar short term studies and it is thought that re‐wetting dried peat initially  releases more carbon in the form of colour before the natural biochemical processes begin to re‐establish. At present  several sub‐catchments are indicating a slight, but statistically significant, decrease in colour over time and one site  has seen a significant 45% reduction in stream flow turbidity since restoration.  For more information visit—‐index.aspx   Over the last 30 years there has been a substantial increase in the levels of colour in the water sources prior to treatment  from many upland catchments (see example below). The removal of colour requires additional process plant, chemicals,  power and waste handling to meet increasingly demanding drinking water quality standards. To address this, expensive  capital solutions are often required at a water works which result in significant increases in annual operational costs.   COLOUR, TASTE & ODOUR 
  • 58. 58    The principal, over‐arching aim of any catchment management work is to improve the  water quality in our freshwater ecosystems and to make a significant contribution to  their attainment of good ecological status in accordance with requirements of the EU  Water Framework Directive. It is therefore vital that sufficient evidence is collected to  provide an objective and robust assessment of the improvements delivered.   Ultimately,  we  must  be  able  to  justify  that  the  money  spent  and  the  interventions  delivered across the landscape have delivered significant improvements in water quality  (and have therefore made significant contributions to the delivery of good ecological  status  of  river  catchments)  and  have  generated  significant  secondary  financial,  ecological and social benefits.  To achieve these over‐arching aims, a range of approaches have been developed that  will allow us to assess various outcomes delivered by our catchment management work;   Quantification of intervention delivery. Gathering precise and detailed evidence of  what has been delivered, where and how it was delivered, what it cost and, perhaps  most importantly, what the intended outcome was for each measure.  Monitoring for environmental outcomes. Collection of a comprehensive and robust  set  of  data  and  evidence  which  demonstrates  qualitatively  and  quantitatively  whether real improvements in raw water quality have been achieved. To achieve this  it  is  vital  that  this  includes  robust  baseline  data  that  includes  temporal  (before  intervention) and spatial (no intervention) controls.   Modelling to predict environmental outcomes. Use of the most advanced modelling  techniques which can be used to estimate the improvements in water quality that  have been achieved.  Assessment  of  secondary  outcomes.  There  are  a  number  of  monitoring  and  modelling  approaches  that  can  be  used  to  assess  how  a  catchment  management  programme  has  enhanced  the  provision  of  other  ecosystem  services  across  a  catchment and to quantify the economic benefits to those engaged in the process.   ASSESSING IMPROVEMENTS The DEFRA Demonstration Test Catchments (DTC) As part of a national drive to gather evidence that catchment management can have a significant impact on raw water  quality DEFRA are currently funding a £5 million Demonstration Test Catchment (DTC) Project across three catchments:  the Hampshire Avon, the Wensum and the Eden. The aim of DTC Projects is to evaluate the effectiveness of on‐farm  measures to improve water quality when their delivery is scaled‐up to a real‐life whole sub‐catchment situation. .   The  Westcountry  Rivers  Trust’s  current  Upstream  Thinking  Project  on  the  Caudworthy  Water,  a  short  (~3.5  km)  tributary of the River Ottery in the Tamar catchment, now represents a satellite study of the Hampshire Avon DTC. The  DTC  consortium  is  undertaking  a  detailed  monitoring  programme  before  and  after  the  a  comprehensive  farm  investment and advice programme being delivered across the catchment.   CASE STUDY Two monitoring stations located at the middle and bottom of the catchment have  been recording total  nitrogen, nitrate, nitrite, soluble  reactive  phosphate, total  phosphate,  turbidity,  suspended  sediment  concentration,  dissolved  oxygen,  temperature, pH, ammonium, chlorophyll, effective particle size and discharge.   In  addition  to  this  chemical  monitoring  programme,  extensive  biological  monitoring has also been undertaken in the catchment, including the assessment  of macro‐invertebrates, benthic algae (diatoms), macrophytes and fish.   The  baseline  data  for  Caudworthy  Water  has  been  collected  over  an  18  month  period and Westcountry Rivers Trust have approached all twenty‐four farmers in  the Caudworthy Water sub‐catchment. To date, over £450,000 has been invested  in around £700,000 worth of capital investments with Best Management Practices  ensured through the application of a Restrictive Deed on 19 of these farms.   Following the implementation of the Best Management Practices in 2012‐13, the  effects on water quality will then be monitored over 2013‐15.  
  • 59. 59    CASE STUDY The Extended Export Coefficient Model (ECM+) The  Extended  Nutrient  Export  Coefficient  Model  (ECM+)  has  been  developed by the University of East Anglia under the Rural Economy and  Land Use (RELU) Programme and part‐funded by the Westcountry Rivers  Trust. This model has been reviewed by scientific peers and the DEFRA  Water Policy Group and is widely expected to become one of the primary  methods  for  rural  land  management  planning  through  stakeholder  participation in the future.  ECM+  has  been  developed  to  predict  the  effects  implementation  of  Best  Management  Practices  (BMP’s)  (Cuttle  et  al.  2007)  will  have  on  sediment,  faecal  indicator  organisms  (FIOs),  phosphorus  and  nitrogen  inputs  into  watercourses.   Put simply, the model uses export coefficients for different land‐use types to  calculate exports of these pollutants based on the following input data:    Landuse  distribution—including  urban  and  various  agricultural  landuses  such as cereals, maize and grassland.  Livestock numbers—including numbers of cattle, sheep, pigs and poultry.  Population  served,  treatment  levels  and  locations  of  Sewage  Treatment  Works (STWs)  Population not served by STWs—indicative of septic tank numbers  Road and track density   Rainfall  and  hydrological  data  combined  with  information  on  in‐stream  processing of pollutants  Location and area of lakes and reservoirs with modelled impact on pollutant  load at outflow  Farming  practices:  current  uptake  of  Best  Management  Practices  and  effectiveness in reducing pollutant export  What  makes  the  ECM+  model  such  a  powerful  tool  is  that  it  is  constructed  with  the  participation  of  farmers,  water  company representatives and other stakeholders in the catchment and this allows all of the input data to be ‘ground‐ truthed’ before it is added into the model. In addition, the model is calibrated at the sub‐catchment level with real‐world,  in‐stream measurements of pollutant load derived from Environment Agency monitoring data.   Another important component of the ECM+ model is that, once it has been built, it is then possible to develop and run a  number of scenarios with the stakeholders (which can include different blends of both Best Management Practices on  farms  and  improved  sewage  treatment  measures)  and  observe  their  effects  on  the  export  of  pollutants  to  the  watercourse.  ECM+ in Action  The River Tamar is a key raw water source for South West Water  and has been the subject of considerable investment in catchment  management  interventions  through  schemes  such  as  Upstream  Thinking and Catchment Sensitive Farming.   The  Caudworthy  Water  sub‐catchment  of  the  River  Ottery  in  the  Tamar  catchment  is  also  a  satellite  study  site  for  the  DEFRA  Demonstration  Test  Catchment  (DTC)  project  on  the  Hampshire  Avon.   In light of its importance as a drinking water catchment and for the  Water  Framework  Directive  (the  Crownhill  WTWs  catchment  is  comprised of 45 WFD waterbodies) the ECM+ model has been built  for  the  River  Tamar  catchment  above  its  tidal  limit  at  Gunnislake  through a participatory development process.   Once built, the model has then be used to predict the improvements in water quality that may have been achieved  through the delivery of different catchment management scenarios in different locations. 
  • 60. 60    This case study summarises the ECM+ predicted export of nitrate and phosphate from the Tamar catchment under four  different management scenarios, involving different levels of implementation of the top 35 (most commonly used) Best  Management Practices. The four scenarios were as follows:   Scenario 1: Baseline (current situation, no additional interventions)   Scenario 2: 100% uptake of top 35 BMPs in the Caudworthy sub‐catchment   Scenario 3: 100% uptake of top 35 BMPs across the whole of the Tamar above Gunnislake Bridge   Scenario 4: 100% uptake of top 35 BMPs across the whole of the Tamar plus 90% nitrogen and phosphate stripping  efficiency at all Sewage Treatment Works.  The model outputs show the predicted average concentration of each pollutant against specific standards. For phosphate, the background  matches the classification used for the EU Water Framework Directive: blue represents ‘high ecological status’; green ‘good ecological status’,  yellow ‘moderate ecological status’, orange ‘poor ecological status’ and red ‘bad ecological status’. For nitrate, the pre‐abstraction standard  for drinking water is defined by the dark blue vertical line on the far right of the nitrogen export graphs below (equating to 11.3 mg/l). The  bright blue line in the centre of the graphs represents a stringent ecological limit used in some water bodies, which translates to 2.5 mg/l.   Scenario 1: Baseline   The  outputs  from  the  ECM+  model  (right)  indicate  that  the  Caudworthy  sub‐catchment  under  the  current  ‘business‐as‐ usual’  scenario  (Scenario  1)  is  likely  to  have  an  average  phosphorous  export  load  corresponding  to  moderate/poor  ecological status.   At  Gunnislake  Bridge  the  phosphate  levels  are  likely  to  be  moderate.   Below  the  Caudworthy  outflow  and  Gunnislake  Bridge  the  nitrogen  levels  are  likely  to  be  compliant  with  the  drinking  water  standard,  but  exceed  the  ecological  standard  in  both  locations.   Extended Export Coefficient Model (ECM+)...continued….  Scenario 2: 100% BMP uptake on the Caudworthy   In Scenario 2 (not shown), the model predicts that average water quality in the Caudworthy sub‐catchment will improve  to better than good ecological status for phosphate and will be compliant with the more stringent ecological standard for  nitrogen. The effect of this level of action in the Caudworthy is also passed on to Gunnislake, but the improvements are  masked by the volume of water from the rest of the Tamar catchment.  Scenario 3: 100% BMP uptake on the whole Tamar catchment   In  Scenario  3  (left),  water  quality  at  the  Caudworthy  Water  outflow  and  Gunnislake  Bridge  both  improve  significantly  with  nitrogen  levels  at  both  sample  sites  predicted  to  be  compliant  with the stringent ecological standard.   However, phosphate levels at Gunnislake Bridge are still only 25%  certain to reach good ecological status.  Scenario 4: Scenario 3 plus 90% N and P stripping at STWs   In Scenario 4, the model predicts a greater than 50% chance  that  the  water  quality  at  the  Caudworthy  outflow  and  Gunnislake  Bridge  would  both  meet  water  framework  directive standards for phosphorous and that nitrogen levels  would be compliant with stringent ecological standards.  ECM+ predicts significant improvements in water quality as a result of implementation of BMP’s. Importantly, the ECM+  has  been  used very  successfully  as  a  method  for  rural  land  management  planning  through  stakeholder  participation.  Delivering improvements in water quality through catchment management requires strong partnerships and successful  stakeholder engagement, including private, public and third sector organisations and landowners. 
  • 61. 61    CASE STUDY Farmscoper on the Hampshire Avon The FARM SCale Optimisation of Pollutant Emission Reductions (FARMSCOPER)  model  is  a  decision  support  tool  that  can  be  used  to  assess  diffuse  agricultural  pollutant loads on a farm and quantify the impacts of farm pollution control options  on these pollutants.  FARMSCOPER  allows  for  the  creation  of  unique  farming  systems,  based  on  combinations  of  livestock,  cropping  and  manure  management  practices.  The  pollutant losses and impacts of mitigation can then be assessed for these farming  systems.   The  effect  of  a  potential  mitigation  methods  are  expressed  as  a  percentage  reduction in the pollutant loss from specific sources, areas or pathways.  The tool utilises a number of existing models including:  Phosphorus and Sediment Yield Characterisation in Catchments (PSYCHIC)  National Environment Agricultural Pollution‐Nitrate (NEAP‐N)  National Ammonia Reduction Strategy Evaluation System (NARSES)  MANure Nitrogen Evaluation Routine (MANNER)  IPPC methodology for methane and nitrous oxide.  The  effectiveness  of  mitigation  methods  are  characterised  as  a  percentage  reduction  against  the  pollutant  loss  from  a  set  of  loss  coordinates.  The  effectiveness  values  were  based  on  a  number  of  existing  literature  reviews, field  data  and  expert  judgement  and  are  assumed  to  incorporate  any  efficiencies  of  implementation.   The  effectiveness  values  for  mitigation  methods  were  allowed  to  take  negative  values,  which  can  represent  ‘pollution  swapping’,  where  a  reduction  in  one  pollutant is associated with an increase in another.   The tool also estimates potential consequences of mitigation implementation on  biodiversity, water use and energy use.  The Hampshire Avon Study  The  Hampshire  Avon  is  a  lowland  system  situated  on  the  southern  coast  of  England.  It  is  a  predominantly  rural  catchment  with  approximately  75%  of  land  used  for  agriculture.  Parts  of  the  Avon  suffer  from  ‘chalk  stream  malaise’  due  to  nutrient  and  sedimentation  issues  that  are  thought  to  primarily  originate  from  diffuse  agricultural  pollution. Over 50% of the waterbodies in the catchment do  not  achieve  good  ecological  status  under  the  Water  Framework Directive.   The Hampshire Avon is also one of DEFRA’s Demonstration  Test Catchments.   trekker308  Spatial datasets and the Agricultural Census returns for the River Avon in 2009 were used to develop a collection of farm  types characteristic of the Hampshire Avon and reflective of landuse patterns, physical landscape characteristics and  farm management practices in the area.   Of these representative farms, it was estimated that there were 292 cereal farms (representing 51% of the land area),  129 lowland grazing farms (11% of land area), 130 mixed farms (20% of land area), 77 dairy farms (8% of land area) and 52  horticultural farms (less than 1% of land area) in the Avon catchment. The remaining land area comprised small numbers  of general cropping, pig, poultry or ‘other’ representative farm types.  FARMSCOPER was then used to test three different scenarios and estimate sediment, nitrate, phosphorous, ammonia,  methane and nitrous oxide loads or emissions for each representative farm type. The scenarios tested were:  Scenario 1: Baseline pollutant emissions with no mitigation measures  Scenario 2: Current pollutant emissions based on an estimate of the existing level of mitigation measures  implemented  Scenario 3: Maximum reductions through implementation of all measures in the Defra User Guide (Newell et al. 2011) 
  • 62. 62    FARMCOPER on the Hampshire Avon...continued….  Results  FARMSCOPER predicts baseline pollutant loadings in kg per hectare per year (kg ha‐1 yr‐1) (see table). Under scenario 1,  the baseline levels of pollutant emissions if no mitigation measure were in place, it estimated that cereal farms would  contribute about 55% of nitrate, 38% of phosphorous, 67% of sediment and 50% of nitrous oxide. Mixed farms were  estimated to contribute 48% of ammonia, 40% of methane and about 26% of nitrate, phosphorous and nitrous oxide.  The  principal  contribution  from  dairy  farms  was  methane  emissions,  contributing  32%  of  total  methane.  These  predictions were compared with monitored data for pollutant loads in the Avon and were considered acceptable.  Farm Type  Nitrate (NO3)  Phosphorous  Sediment  Ammonia  (NH3)  Methane   (CH4)  Nitrous oxide  (N2O)  Cereals  4.0%  6.0%  7.8%  9.0%  0.0%  6.2%  General cropping  3.9%  6.0%  7.8%  9.0%  0.0%  6.1%  Horticulture  4.5%  6.5%  8.9%  9.0%  0.0%  7.7%  Dairy  4.9%  11.6%  4.9%  15.2%  10.4%  7.6%  Lowland grazing  2.4%  10.4%  4.7%  0.3%  0.0%  3.0%  Mixed  3.0%  14.8%  6.3%  4.8%  0.3%  5.4%  Under  scenario  3,  which  is  the  delivery  of  the  maximum reductions through implementation of all  mitigation measures listed in the Defra Inventory of  Methods to Control Diffuse Water Pollution  (Newell  et al. 2011), the estimated percentage reductions in  emissions for specific pollutants were much greater,  ranging from 0 to 70.8%.  Farm Type  Nitrate (NO3)  Phosphorous  Sediment  Ammonia  (NH3)  Methane   (CH4)  Nitrous oxide  (N2O)  Cereals  4.0%  6.0%  7.8%  9.0%  0.0%  6.2%  General cropping  3.9%  6.0%  7.8%  9.0%  0.0%  6.1%  Horticulture  4.5%  6.5%  8.9%  9.0%  0.0%  7.7%  Dairy  4.9%  11.6%  4.9%  15.2%  10.4%  7.6%  Lowland grazing  2.4%  10.4%  4.7%  0.3%  0.0%  3.0%  Mixed  3.0%  14.8%  6.3%  4.8%  0.3%  5.4%  FARMSCOPER also allows the total emissions for each pollutant in kg per hectare per year (kg ha‐1 yr‐1) resulting from  scenarios 2 and 3 to be compared (see below).   Farm Type  Nitrate (NO3)  Phosphorous  Sediment  Ammonia  (NH3)  Methane   (CH4)  Nitrous oxide  (N2O)  Cereals  4.0%  6.0%  7.8%  9.0%  0.0%  6.2%  Lowland grazing  2.4%  10.4%  4.7%  0.3%  0.0%  3.0%  Mixed  3.0%  14.8%  6.3%  4.8%  0.3%  5.4%  For improvement scenarios, FARMSCOPER predicts percentage reduction in emissions (relative to the baseline scenario)  (see table). Under scenario 2, the current pollutant emissions based on an estimate of the existing level of mitigation  measures implemented, the estimated percentage reductions in pollutant emissions ranged from 0 to 15.2%.  Farm Type  Nitrate (NO3)  Phosphorous  Sediment  Ammonia  (NH3)  Methane   (CH4)  Nitrous oxide  (N2O)  Cereals  38  0.2  159  7  0  7  General cropping  37  0.1  117  7  0  7  Horticulture  34  0.3  247  5  0  4  Dairy  40  0.5  104  36  173  10  Lowland grazing  24  0.4  80  15  98  7  Mixed  51  0.4  95  43  90  10  Conclusion  FARMSCOPER estimated that current levels of mitigation measure implementation have reduced total pollutant loads  by between 3 and 10%, as compared to a scenario where no mitigation measures were in place. It also predicted that,  should there be significant uptake of the full range of mitigation measures, pollutant loads could be reduced further by  significant amounts for sediment (66%), phosphorous (47%), nitrate (22%), ammonia (30%) and nitrous oxide (16%).  Case study adapted from: Zhang et al.,2012 
  • 63. 63    Secondary benefits of catchment management It  is  widely  accepted  that  the  delivery  of  catchment  management  interventions  will  produce a wide array of ancillary benefits that could make considerable contributions to  improving  the  ecological  condition  of  rivers  and  towards  other  economic,  environmental or nature conservation targets.   Secondary environmental benefits  In  addition  to  determining  the  primary  benefit  obtained  through  catchment  management  interventions,  it  is  also  important  for  any  secondary  environmental  benefits achieved to be recorded and quantified.   This  can  be  undertaken  using  a  number  of  survey,  monitoring  and  modelling  approaches  that  assess  how  an  intervention  can  enhance  the  provision  of  other  ecosystem services across a catchment and to quantify the economic gains achieved by  all of the groups engaged in the process.  Perhaps the most common example of this occurring is where interventions, such as  wetland creation or restoration, which have been designed and targeted to enhance the  regulation of water quality also play a key role in the regulation of water quantity (high  and low flows). It is clear that these measures, if targeted into multifunctional areas of  land that regulate several different ecosystem services, are capable of enhancing the  provision of several of them.   In  addition,  considerable  research  is  also  being  undertaken  to  asses  the  ability  of  catchment  management  interventions  to  restore  ecosystem  health,  deliver  increased  biodiversity and for them to therefore have significant conservation value. In one such  study, undertaken by Jobin et al (2003) in Canada, it has been demonstrated that the  creation of riparian buffer strips (especially wooded ones) can significantly increase the  overall species richness and insectivorous bird abundance across a catchment.  Many of the on‐farm measures described in this review have also been shown to reduce  the emission of greenhouse gases from agricultural land and there is growing evidence  that  many  may  act  to  increase  their  sequestration.  Careful  targeting  of  catchment  management measures to land areas with the greatest carbon sequestration potential  will optimise the levels of sequestration achieved.  At  a  more  strategic level,  several  groups  and  organisations  (such  as  Durham  Wildlife  Trust, the Westcountry Rivers Trust, and many others) have developed methodologies  for the mapping of land which contributes to the provision of ecosystem services. When  combined together, these studies reveal that there are many multi‐functional areas that  play a key role in the delivery of several ecosystem services.   These  ecosystem  services  mapping  exercises  allow  us  to  identify  sections  of  the  catchment where these multifunctional, ecosystem services‐providing areas may come  into direct conflict, and therefore be compromised by, other human activities, such as  intensive agriculture or urban development.  This  so‐called  ‘ecosystem  services’  approach  allows  us  to  identify  where    catchment  management  or  policy  level  interventions  designed  to  improve  the  provision  of  one  ecosystem service (e.g. water quality) may also yield concurrent improvements in the  provision of other ecosystem services. Ultimately, this approach allows interventions to  be  delivered  in  a  targeted,  integrated  and  balanced  way  that  delivers  the  greatest  environmental improvement for the resources available.   A brown trout from a healthy river 
  • 64. 64    Assessment of financial costs and benefits  For the full benefit of catchment management interventions to be assessed, it is also  important for all of the parties involved (funders, deliverers, beneficiaries, landowners)  to  have  a  clear  understanding  of  the  financial  costs  and  benefits  of  the  proposed  change.  For  many  interventions,  a  clear  and  detailed  understanding  of  their  cost  of  delivery has already been gained and, as we have described previously, the evidence for  their environmental benefit continues to be gathered.   The key link that will need to be established, once this evidence is in place, is how the  environmental benefits achieved can be translated into financial benefits for the funder,  the beneficiaries of the ecosystem service or the land managers who have implemented  the intervention (e.g. as the result of increased efficiency or reduced costs incurred).   This  information  will  then  allow  the  cost‐benefit  of  catchment  management  interventions to be explored in more detail. At present, the robust extrapolation of the  cost‐benefit  ratios  calculated  up  to  the  sub‐catchment  or  catchment  scale  remains  a  significant challenge that will require careful consideration and further research.   Payments for Ecosystem Services (PES) Payments  for  Ecosystem  Services  (PES) schemes are market‐based instruments that connect ’sellers’ of ecosystem  services with ‘buyers’. The term Payments for Ecosystem Services is often used to describe a variety of schemes in which  the beneficiaries of ecosystem services provide payment to the stewards of those services. Payments for Ecosystem  Services schemes include those that involve a continuing series of payments to land or other natural resource managers  in return for a guaranteed or anticipated flow of ecosystem services.   At  present,  farmers,  who  represent  less  than  1%  of  our  society,  currently  manage  ~80%  of  our  countryside  and  are  largely responsible for the health of the ecosystems it supports. However, despite this key role for farmers in managing  our natural ecosystems, they are currently only paid for the provision of one ecosystem service; food production. The  idea behind Payments for Ecosystem Services is that those who are responsible for the provision of ecosystem services  should be rewarded for doing so, representing a mechanism to bring historically undervalued services into the economy.  A  Payments  for  Ecosystem  Services  scheme  can  be  defined  as  a  voluntary  transaction  where  (1)  a  well‐defined  ecosystem  service  (or  a  land‐use  likely  to  secure  that  service)  is  being  ‘bought’  by  (2)  an  ecosystem  service  buyer  (minimum  of  one)  from  (3)  an  ecosystem  service  seller  (minimum  of  one)  if,  and  only  if,  (4)  the  ecosystem  service  provider secures ecosystem service provision (conditionality).  An example of a PES scheme: Upstream Thinking   Drinking water is a vital ecosystem service that we derive from our river catchments and there is significant scope for  water companies interested in the quality of the raw water they treat for supply to customers as drinking water.  South West Water’s Crownhill water treatment works in Plymouth currently treats around 55‐60 million litres of water  each  day  and  it  is  anticipated  that  over  the  next  20  years  the  demand  for  water  in  Plymouth  will  increase  steadily  towards 100 million litres a day. In addition to this increased demand for water, there is evidence that declining water  quality in the river sources used to supply the Crownhill works could concurrently increase the costs and risks associated  with the treatment of the raw water undertaken there.  The South West Water Upstream thinking project is a PES scheme in which the water company invests in catchment  management on behalf of their customers in an attempt to avoid incurring the extra costs and risks associated with  treating low quality raw water at the works. If the average cost of treating water at Crownhill is increased by £5 per  million litres treated (~10%) due to poor raw water quality then the removal of this pressure could save over £2 million on  treatment costs over the next 20 years (at a treatment volume of 60 million litres a day).  CASE STUDY Under  the  current  situation,  where  land  is  managed  exclusively  for  agricultural  production,  only  the  private  profits from this activity are realised. By identifying where  another ecosystem service, such as improved water quality,  may be provided and by offering either a minimum payment  to  cover  profit  forgone  or  a  maximum  possible  payment  based  on  the  overall  value  to  society,  the  buyer  can  incentivise  the  seller  to  change,  or  even  switch,  their  practice  and  therefore  deliver  the  improvements  in  the  ecosystem service they require. 
  • 66. 66    The EC Water Framework Directive 2000 Perhaps  the  greatest  driver  for  catchment  management  is  the  requirement  for  the  condition of UK river waterbodies to meet the quality standards set out in the European  Commission  Water  Framework  Directive  2000  (WFD,  2000).  The  WFD  assessment  process,  which  applies  to  lakes,  rivers,  transitional  and  coastal  waters,  artificial  and  heavily  modified  waterbodies,  and  groundwater,  has  set  more  rigorous  and  higher  evaluation standards for the quality of our aquatic ecosystems.  The  main  objectives  of  the  WFD  are  to  prevent  deterioration  of  the  status  of  water‐ bodies,  and  to  protect,  enhance  and  restore  them  with  the  aim  of  achieving  ‘good  ecological  status’,  or  ‘good  ecological  potential’  in  the  case  of  heavily  modified  waterbodies.  Similarly,  groundwater  bodies  need  to  reach  a  good  status  as  they  are  required  to  maintain  drinking  water  quality.  The  WFD  aims  to  achieve  at  least  good  status for all water bodies by 2015 or, if certain exemption criteria are met, then by an  extended deadline of 2027.  The Water Framework Directive delivery process essentially occurs in three phases: (1)  waterbody condition assessment to characterise ecological status, (2) investigations to  diagnose  the  causes  of  degradation,  and  (3)  a  programme  of  remedial  catchment  management interventions set out in a River Basin Management Plan (RBMP).   In addition to protecting and improving the ecological condition of aquatic ecosystems,  the Water Framework Directive has several further overarching aims that include;  Promoting sustainable use of water as a natural resource  Conserving habitats and species that depend directly on water  Contributing to mitigating the effects of floods and droughts  GOVERNANCE & PLANNING The catchment partnership approach In  recent  years  it  has  been  increasingly  recognised  that  enhancing  the  delivery  of  ecosystem  services  through  better  catchment  management  should  not  only  be  the  responsibility of the public sector, but also the private and third sectors.   Alongside  this  movement  towards  shared  responsibility,  there  is  also  now  a  growing  body of evidence that far greater environmental improvements can be achieved if all of  the  groups  actively  involved  in  regulation,  land  management,  scientific  research  or  wildlife conservation in a catchment area are drawn together with landowners and other  interest groups to form a catchment management partnership.   A number of research projects have now been able to demonstrate that an empowered  catchment area partnership comprised of diverse stakeholders and technical specialists  from  in  and  around  a  catchment,  can  be  responsible  for  coordinating  the  planning,  funding and delivery of good ecological health for that river and its catchment. They  have also shown us that an integrated stakeholder‐driven assessment of a catchment  will we be enable us to develop a comprehensive understanding of the challenges we  face and, following this, to develop a strategic, targeted, balanced and therefore cost‐ effective catchment management intervention plan.  Overall (top) and fish (bottom) status of  waterbodies in the Tamar catchment  under the Water Framework Directive  classification  system. 
  • 67. 67    The ‘Catchment-Based Approach’ (CaBA) In  response  to  this  increased  understanding  of  the  potential  benefits  of  participatory  catchment planning, undertaken with local stakeholders and knowledge providers, in  2011 the Environment Minister Richard Benyon MP announced that the UK Government  was committed to adopting a more ‘catchment‐based approach’ to sharing information,  working together and coordinating efforts to protect England’s water environment.  Following their announcement, DEFRA began working with the Environment Agency to  explore improved ways of engaging with people and organisations that could make a  real difference to the health of our rivers, lakes and streams.   In the summer of 2011, they launched a new initiative to test the catchment partnership  approach in ten 'pilot' catchments. Alongside these ten Environment Agency‐led pilots  they  also  established  fifteen  further  pilot  catchments  that  would  be  hosted  by  other  organisations.  The outputs of the DEFRA Catchment Pilot Projects, which are now presented on the  Catchment  Change  Management  Hub  website  (,  reveal  that  the  new  partnerships  created  in  many  catchments  were  able  to  generate  ambitious  and  comprehensive plans for the improvement of river ecological health and water quality.  In response to the success of the Pilot Catchments, in May 2013 DEFRA announced their  policy framework for the roll‐out of the Catchment‐Based Approach (CaBA) to all of the  ~80 catchments in England and catchment hosts will be selected in autumn 2013.  Rural Economy & Land Use (RELU) Programme The interdisciplinary RELU Programme, funded between 2004 and 2011, had the  aim of harnessing the sciences to help and promote sustainable rural development  and advance understanding of the challenges caused by this change today and in  the future. Research was undertaken to inform policy and practice with choices on  how to manage the countryside and rural economies.  The findings of several RELU projects highlighted the need for more sustained and  two‐way  communication  with  stakeholders  about  land  management.  The  researchers have demonstrated that new ‘knowledge‐bases’ can be established that  combine local knowledge with external expertise.   The research has also identified a number of techniques that enable stakeholders,  who  may  start  with  different  views  and  levels  of  understanding,  to  redefine  the  issues  collectively  in  a  way  that  can  help  them  find  innovative  solutions  with  multiple benefits.  CASE STUDY Perhaps the best example of this work is the ESRC‐funded  RELU  study,  led  by  Laurie  Smith  from  SOAS  at  the  University of London, which developed the concept of a  ‘catchment area partnership’ (CAP) and ‘catchment area  delivery organisations’ (CADO) approach for the delivery  of catchment management in England and Wales.   Piloted in the Tamar and Thurne catchments, the project  drew  on  the  scientific  and  social  accomplishments  of  several  innovative  catchment  programmes  in  the  USA  and  other  European  countries  and  examined  how  they  could be adapted for use in the UK.   The  SOAS  project  established  a  clear  catchment  management  ‘roadmap’  (above)  on  how  to:  create  a  catchment  partnership,  integrate  scientific  investigation  with  policy,  establish  governance  and  legal  provisions;  foster  decision‐ making and implementation at the appropriate governance level to resolve conflicts; and to share best practice.  Several of the other RELU research projects to focus on catchment management characterised a positive feedback loop  in participatory catchment management planning whereby small initial changes initially yield a small benefit that, in  turn,  goes  on  to  encourage far  bigger  changes  later  in  the  process.  The common  result  of  this  feedback  loop  is  the  building of local capacity through levering in tangible new resources, including fresh commitments of time and external  funding and the supply of expertise.  The DEFRA Catchment‐Based Approach  Policy Framework, May 2013. 
  • 68. 68    Catchment-Based Approach (CaBA) Pilots To develop an understanding of how the catchment‐based approach could work in practice, a series of catchment‐level  partnerships were developed through a pilot phase (May 2011 to December 2012). Ten of these partnerships were hosted  by the Environment Agency (EA) and 15 were led by a range of stakeholders such as Rivers Trusts, Groundwork, water  companies and community groups. A group of 41 wider catchment initiatives were also established that were not part of  the formal evaluation.  Some  examples  of  successful  catchment  partnerships  established  through  the  pilot  phase  of  the  catchment‐based  approach are summarised below.  CASE STUDY The Tamar Plan  The Tamar Catchment Plan adopted a stakeholder‐led ‘ecosystem services’ approach  to  catchment  planning.  This  has  involved  the  host  organisation  working  with  stakeholders to identify areas within the catchment which play, or have the potential  to play, a particularly important role in the delivery of clean water and a range of  other benefits (services) to society.  Through this process the stakeholders have developed; (1) a shared understanding of  the pressures affecting ecosystem service provision in the catchment, (2) a shared  vision for a catchment landscape with a blend of environmental infrastructure that  may be able to deliver all of these vital services optimally in the future, and (3) a clear  understanding  of  what  is  currently  being  done  to  realise  this  vision  and  what  additional actions may be required to bring it to full reality.  Saving Eden  The  Eden  Pilot  Project,  hosted  by  Eden  Rivers  Trust  within  the  Eden  and  Esk  management  catchment  encouraged  greater  levels  of  participation  including  increased  levels  of  engagement  with  ‘difficult  to  reach’  groups  and  facilitation  of  knowledge exchange between stakeholders. The pilot project produced a plan called  ‘Saving  Eden’,  which  summarises  the  current  health  and  the  necessary  actions  required to deliver Good Ecological Status in the Eden catchment.  Saving  Eden  says,  ’we asked over 1,000 people, face‐to‐face or online, whether and  why they care about rivers and how a plan might work...People told us that they care  about  things  that  aren’t  really  critical  to  WFD:  beauty,  wildlife,  access  and  having  water  for  them  to  use.  Our  catchment  community  wants  a  plan  that  is  about  these  things as well. So our plan is going to be about what people care about, the necessary  WFD requirements, and achieving other parallel standards like those in the Habitats  Directive. Where there are different standards we will pursue the highest one possible.’  The Tyne Catchment Plan  The Tyne Catchment Plan was created by Tyne Rivers Trust who asked people in the  catchment  to  tell  them  about  the  biggest  issues  for  their  rivers  and  to  suggest  projects to tackle those issues.   The  Tyne  Catchment  Plan,  which  is  the  result  of  that  process,  is  a  ‘wish  list’  of  proposed projects that will; (1) deliver better rivers for people to enjoy and value, (2)  increase  community  involvement  in  local  decision‐making  about  river  issues,  (3)  engage and educate those who don’t know the value and importance of rivers, (4)  create robust and resilient environments which will cope with weather extremes and  climate change, (5) make best use of the available resources, research and evidence  in supporting work across the catchment, and (6) help deliver the targets set out in  European legislation like the Water Framework Directive and the Habitats Directive.  The planning process undertaken in the Tyne Catchment included a survey to which  over  200  people  responded  and  which  raised  342  different  issues  across  the  catchment. The results of this survey gave them a real understanding of what people  think is important for the future of the Tyne and its tributaries.   The process also included a full assessment of all the projects already underway in  the catchment and developed a prioritised list of 58 new proposed projects that the  catchment partnership thought would be important going forward. 
  • 69. 69    Abu‐Zreig,  M.  (2001).  Factors  affecting  sediment  trapping  in  vegetated  filter  strips:  simulation  study  using  VFSMOD.  Hydrological Processes 15:1477–88.  Abu‐Zreig, M., Rudra, R.P. and Whiteley, H.R.  (2003). Phosphorus  removal  in  vegetated  filter  strips.  Journal  of  Environmental  Quality 32, 613‐9.  Arora, K., Mickelson, S.K. and Baker, J.L. (1996). Herbicide retention  by  vegetative  buffer  strips  from  runoff  under  natural  rainfall.  Transactions of the ASAE 39:2155–62.   Atwill, E.R., Hou, L., Karle, B.M., Harter, T., Tate, K.W. and Dahlgren,  R.A.  (2002).  Transport  of  Cryptosporidium  parvum  oocysts  through  vegetated  buffer  strips  and  estimated  filtration  efficiency. Applied Environmental Microbiology 68: 5517–27.  Barfield,  B.J., Blevins, R.L., Fogle,  A.W., Madison  C.E., Inamdar,  S.  and  Carey,  D.I.  (1998).  Water  quality  impacts  of  natural  filter  strips in karst areas. Tansactions of the ASAE 41, 371‐81.  Barker, J.C. and Young, B.A. (1984). Vegetative treatment of dairy  wastewater  and  lot  runoff  in  Southern  Appalachia.  North  Caroline  State  University  Research  Report.  Department  of  Commerce,  National  Technical  Information  Service.  Water  Resources Research Institute, Raleigh, North Carolina, USA.  Barling,  R.D.  and  Moore,  I.D.  (1994).  Role  of  buffer  strips  in  management  of  waterway  pollution:  a  review.  Environmental  Management 18, 543‐58.  Benoit, P., Souiller, C., Madrigal, I. Pot, V., Real, B. and Coquet, Y.  (2004). Grass barriers for reduced concentrated flow induced soil  and  nutrient  loss.  Soil  Science  Society  of  America  Journal  68,  1963‐72.  Bhattarai, R., Kalita, P.K. and Patel, M.K. (2009). Nutrient transport  through a vegetative filter strip with subsurface drainage. Journal  of Environmental Management 90, 1868‐76.  Blanco‐Canqui,  H.,  Gantzer,  C.J.,  Anderson,  S.H.,  Alberts,  E.E.  and  Thompson,  A.L.  (2004).  Grass  barrier  and  vegetative  filter  strip  effectiveness  in  reducing  runoff,  sediment,  nitrogen  and  phosphorus loss. Soil Science Society of America Proceedings 68,  1670‐8.  Borin, M., Bigon, E., Zanin, G. and Fava, L. (2004). Performance of a  narrow  buffer  strip  in  abating  agricultural  pollutants  in  the  shallow subsurface water flux. Environmental Pollution 131:313– 21.  Cole, J.T., Baird, J.H. and Basta, N.T. (1997). Influence of buffers on  pesticide and nutrient runoff from Bermuda grass turf. Journal of  Environmental Quality 26:1589–98.  Collins,  A.L.,  Hughes,  G.,  Zhang,  Y.  and  Whitehead,  J.  (2009).  Mitigating  diffuse  water  pollution  from  agriculture:  riparian  buffer strip performance with width. CAB Reviews: Perspectives  in  Agriculture,  Veterinary  Science,  Nutrition  and  Natural  Resources 4, number 039.  De  Snoo,  G.R.  and  De  Wit,  P.J.  (1998).  Buffer  zones  for  reducing  pesticide  drift  to  ditches  and  risks  to  aquatic  organisms.  Ecotoxicology  and  Environmental  Safety  41:112–8.  Dillaha,  T.A.,  Sherrard,  J.H.,  Lee,  D.,  Mostaghimi,  S.  and  Shanholtz,  V.O.  (1988).  Evaluation  of  vegetative  filter  strips as a best management practice for feedlots. Journal  of the Water Pollution Control Federation. 60:1231–8.  REFERENCES Dorioz,  J.M.,  Wang,  D.,  Poulenard,  J.  and  Trevisan  D.  (2006).  The  effect of grass buffer strips on phosphorus dynamics – a critical  review  and  synthesis  as  a  basis  for  application  in  agricultural  landscapes in France. Agriculture, Ecosystems and Environment  117, 4‐21.  Dosskey,  M.G.  (2001).  Toward  quantifying  water  pollution  abatement in response to installing buffers on crop land.  Environmental Management 28, 577‐98.  Doyle,  R.C.,  Stanton,  G.C.  and  Wolf,  O.C.  (1977).  Effectiveness of forest and grass buffer filters in improving  the water quality of manure polluted run‐off. ASAE Paper  No. 77‐2501. 1977.  Duchemin, M. and Madjoub, R. (2004). Les bandes filtrantes  de la parcelled ou basin versant. Vecteur Environnement  37:36–52.  Edwards,  W.M.,  Owens,  L.K.  and  White,  R.K.  (1983).  Managing run‐off from small paved beef feedlot. Journal  of Environmental Quality 12:281–6.  Ghaffarzadeh,  M.,  Robinson,  C.A.  and  Cruse,  R.M.  (1992).  Vegetative filter strip effects on sediment deposition from  overland  flow.  Agronomy  Abstracts,  Vol.  324,  American  Society of Agronomy, Madison, WI, USA.  Hickey,  M.B.C.  and  Doran,  B.  (2004).  A  review  of  the  efficiency  of  buffer  strips  for  the  maintenance  and  enhancement  of  riparian  ecosystems.  Water  Quality  Research Journal of Canada 39, 311‐7.  Homer,  R.B.  and  Mar,  B.W.  (1982).  Guide  for water  quality  assessment  of  highway  operations  and  management.  Report  to  the  Washington  State  Department  of  Transportation  by  the  Department  of  Civil  Engineering,  University of Washington, Seattle, WA, USA.  Kay, P., Edwards, A.C. and Foulger, M. (2009). A review of  the  efficacy  of  contemporary  agricultural  stewardship  measures  for  ameliorating  water  pollution  problems  of  key  concern  to  the  UK  water  industry.  Agricultural  Systems 99, 67‐95.  Knauer, N. and Mander, U. (1989). Untersuchungen uber die  Filterwirkung  verschiedner  Saum‐biotope  an  Gewassern  in  Schleswig‐Holstein:  1.  Mitteilung:  Filterung  von  Stickstoff  und  Phosphor.  Z.F.  Kulturtechnick  und  Landentwicklung 30:365–76.  Kronvang,  B.,  Laubel,  A.R.,  Larsen,  S.E.,  Iversen,  H.L.  and  Hansen,  B.  (2000).  Soil  Erosion  and  Sediment  Delivery  through  Buffer  Zones  in  Danish  Slope  Units.  IAHS  Publication No. 263, Wallingford, UK; p. 67–73.  Kronvang, B., Bechmann, M., Lundekvam, H., Behrendt, H.,  Rubaek, G.H., Schoumans, O.F., et al. (2005). Phosphorus  losses from agricultural areas in river basins: effects and  uncertainties of targeted mitigation measures. Journal of  Environmental Quality 34:2129–44.  Lee,  K.H.,  Isenhart,  T.M.  and  Schultz,  R.C.  (2000).  Multispecies riparian buffers trap sediment and nutrients  during  rainfall  simulations.  Journal  of  Environmental  Quality 29:1200–205. 
  • 70. 70    Lim, T.T., Edwards, D.R., Workman, S.R., Larson, B.T. and Dunn, L.  (1998).  Vegetated  filter  strip  removal  of  cattle  manure  constituents in runoff. Transactions of the ASAE 41:1375–81.  Lynch,  J.A.,  Corbett,  E.S.  and  Mussallem,  K.  (1985).  Best  Management Practices for controlling nonpoint source pollution  on forested watersheds. Journal of Soil and Water Conservation  40:164–7.  Jin,  C.X.,  Dabney,  S.M.  and  Romkens,  M.J.M.  (2002).  Trapped mulch increases sediment removal by vegetative  filter  strips:  a  flume  study.  Transactions  of  the  ASAE  45:929–39.   Magette,  W.L.,  Brinsfield,  R.B.,  Palmer,  R.E.,  Wood,  J.D.,  Dillaha,  T.A.  and  Reneau,  R.B.  (1987).  Vegetated  filter  strips for agriculture run‐off treatment. Report No. CBP/ TRS  2/87‐003314‐01.  United  States  Environmental  Protection Agency, Philadelphia, PA.  McKergow, L.A., Weaver, D.M., Prosser, I.P., Grayson, R.B.  and  Reed,  A.E.G.  (2003).  Before  and  after  riparian  management: sediment and nutrient exports from a small  agricultural  catchment,  Western  Australia.  Journal  of  Hydrology 270:253–72.  Misra, A.K., Baker, J.L., Mickelson, S.K. and Shang, H. (1996).  Contributing area and concentration effects on herbicide  removal  by  vegetative  buffer  strips.  Transactions  of  the  ASAE 39:2105–11.  Moore,  M.T.,  Bennett,  E.R.  and  Cooper,  C.M.  (2001).  Transport and fate of atrazine and lambda‐cyhalothrin in  an  agricultural  drainage  ditch  in  the  Mississippi  Delta,  USA. Agriculture Ecosystems and Environment 87:309‐14.  Muenz,  T.K.,  Golladay,  S.W.,  Vellidis,  G.  and  Smith,  L.L.  (2006).  Stream  buffer  effectiveness  in  an  agriculturally  influenced area, southwestern Georgia: response of water  quality,  macroinvertebrates  and  amphibians.  Journal  of  Environmental Quality 35:1924–38.  Norris  V.  (1993).  The  use  of  buffer  zones  to  protect  water  quality  –  a  review.  Water  Research  and  Management  7,  257‐72.  Parsons,  J.E.,  Daniels,  R.D.,  Gilliam,  J.W.  and  Dillaha,  T.A.  (1991).  Water  quality  impacts  of  vegetative  filter  strips.  ASAE  Paper  No.  90‐2501.  American  Society  of  Agricultural Engineers, St. Joseph, MI.  Patty, L., Real, B. and Gril J. (1997). The use of grassed buffer  strips  to  remove  pesticides,  nitrate  and  soluble  phosphorus  compounds  from  runoff  water.  Pesticide  Science 49, 243‐51.  Rankins, A.J., Shaw, D.R. and Boyette, M. (2001). Perennial  grass  filter  strips  for  reducing  herbicide  losses  in  runoff.  Weed Science 49:647–51.  Schellinger,  G.R.  and  Clausen,  J.C.  (1992).  Vegetative  filter  treatment of dairy barnyard runoff in cold regions. Journal  of Environmental Quality 21:40–5.  Schmitt,  T.J.,  Dosskey,  M.G.  and  Hoagland,  K.D.  (1999).  Filter  strip  performance  and  processes  for  different  vegetation,  widths  and  contaminants.  Journal  of  Environmental Quality 28:1479–89.  Schwer,  C.B.  and  Clausen,  J.C.  (1989).  Vegetative  filter  treatment  of  dairy  milkhouse  wastewater.  Journal  of  Environmental Quality 18:446–51.  Smith,  C.M.  (1989).  Riparian  pasture  retirement  effects  on  sediment, phosphorus and nitrogen in channelised surface  run‐off from pastures. New Zealand Journal of Marine and  Freshwater Research 23:139–46.  Syversen, N. (1992). Vegetajonssoners effekt pa˚ avrenning  fra jordbruksarealer‐a˚ rsrapport 1992. In: Jordforsk A˚ s,  Norway; p. 12.  Tate, K.W., Pereira, M.D.C.G. and Atwill, E.R. (2004). Efficacy  of  vegetated  buffer  strips  for  retaining  Cryptosporidium  parvum. Journal of Environmental Quality 33:2243–51.  Tingle,  C.H.,  Shaw,  D.R.,  Boyette,  M.  and  Murphy,  G.P.  (1998).  Metolachlor  and  metribuzine  losses  in  runoff  as  affected by width of vegetative filter strips. Weed Science  46:475–9.   Thompson,  D.B.,  Loudon,  T.L.,  Gerrish,  J.B.  (1978).  Winter  spring run‐off from manure application plots. ASAE paper  No. 78‐2032.  Vought,  L.B.M.,  Pinay,  G.,  Fuglsang,  A.  and  Raffinoni,  C.  (1995).  Structure  and  function  of  buffer  strips  for  water  quality perspective in agricultural landscapes. Landscape  and Urban Planning 31:323–31.  Verstraeten,  G.,  Van  Rompaey,  A.  and  Poesen,  J.  (2002).  Evaluating  the  impact  of  watershed  management  scenarios  on  changes  in  sediment  delivery  to  rivers?  Hydrobiologia 494:153–8.  Webster,  E.P.  and  Shaw,  D.R.  (1996).  Impact  of  vegetative  filter strips on herbicide loss in runoff from soybean. Weed  Science 44:662–71.  Wong,  S.L.  and  McCuen,  R.H.  (1982).  The  Design  of  Vegetative Buffer Strips for Runoff and Sediment Control.  Civil  Engineering  Department,  University  of  Maryland,  College Park, MD, USA.  Young,  R.A.,  Huntrods,  T.  and  Anderson,  W.  (1980).  Effectiveness  of  vegetated  buffer  strips  in  controlling  pollution  from  feedlot  run‐off.  Journal  of  Environmental  Quality 9:483–7.  Zhang, Y., Collins, A. L. and Gooday, R. D. (2012) Application  of  the  FARMSCOPER  tool  for  assessing  agricultural  diffuse  pollution  mitigation  methods  across  the  Hampshire  Avon  Demonstration  Test  Catchment,  UK.  Environmental Science & Policy 24: 120‐131.  Ziegler, A.D., Negishi, J. and Sidle, R.C. (2006). Reduction of  stream  sediment  concentration  by  a  Riparian  buffer:  filtering  of  road  runoff  in  disturbed  headwater  basins  of  Montane  mainland  Southeast  Asia.  Journal  of  Environmental Quality 35:151–62.  Zirschky,  J.,  Crawford,  D.,  Norton,  L.,  Richards,  S.  and  Deemer,  D.  (1989).  Ammonia  removal  using  overland  flow.  Journal  of  the  Water  Pollution  Control  Federation  61:1225–32. 
  • 71. 71    Further information & contacts  The  Westcountry  Rivers  Trust  is  an  environmental  charity  (Charity  no.  1135007,  Company  no.  06545646)  established  in  1995  to  secure  the  preservation,  protection,  development  and  improvement  of  the  rivers,  streams,  watercourses  and  water  impoundments in the Westcountry and to advance the education of the public in the  management of water.  Our vision is:‐  A healthier living, working natural environment on a landscape scale.  Protection of ecosystem function and natural resources, particularly water.  To facilitate a move towards a society that values the natural environment and the  services it provides – Payments for Ecosystem Services.  Educate and reconnect society with the natural environment.  To base our work on good scientific research.  To find out more out more about the Westcountry Rivers Trust please visit our website  at or contact one of our team;  Dr Dylan Bright  Director  Trained as a limnologist and freshwater ecologist Dylan is Director of the Rivers Trust  and  Managing  Director  of  Tamar  Consulting.  He  is  an  experienced  farm  and  land  management advisor and has led Defra funded projects investigating Water Framework  Directive Metrics and implementation of catchment management plans to inform good  status.  Email:   Dr Laurence Couldrick  Head of Catchment Management  Dr  Laurence  Couldrick  is  the  Head  of  Catchment  Management  at  the  Westcountry  Rivers  Trust  and  Project  manager  for  the  Interreg  funded  WATER  Project  on  the  Payments for Ecosystem Services approach to river restoration.  Email:   Dr Nick Paling  GIS & Communications Manager  Nick is an applied ecologist and conservation biologist with 8 years of experience using  spatial  techniques  to  inform  conservation  strategy  development  and  catchment  management. He provides data, mapping & modelling support for all Trust projects and  coordinates  and  manages  a  number  of  large‐scale  monitoring  programmes  currently  being undertaken by the Trust.  Email:  Lucy Morris  Data to Information Officer  Lucy is an ecologist and data analyst specialising in the communication of the Trust’s  scientific outputs to a wide variety of audiences. Lucy collates and assesses data and  evidence  before  preparing  press  releases,  articles  and  technical  documents  for  publication in a variety of media types, including traditional print media, film/TV, online/ websites and new media such as social networking sites.  Email:  Hazel Kendall  Upstream Thinking Project Officer  Working with Upstream Thinking partners to collate information and data collection for  reporting, Hazel will combine this role with bio‐monitoring undertaken as part of the  proof of concept study supporting the physical works of the initiative, using a range of  sampling techniques and Biotic Indices.  Email: 
  • 72. 72    The  Upstream  Thinking  Project  is  South  West  Water's  flagship  programme  of  environmental  improvements  aimed  at  improving  water  quality  in  river  catchments  in  order  to  reduce  water  treatment  costs.  Run  in  collaboration  with  a  group  of  regional  conservation charities, including the Westcountry Rivers Trust and the Wildlife Trusts of  Devon and Cornwall, it is one of the first programmes in the UK to look at all the issues  which can influence water quality and quantity across entire catchments.  The principal, over‐arching aim of any catchment management work is to improve the  water quality in our freshwater ecosystems and to make a significant contribution to their  attainment of good ecological status in accordance with requirements of the EU Water  Framework Directive. It is therefore vital that sufficient evidence is collected to provide an  objective and robust assessment of the improvements delivered.   In  this  review  we  explore  the  data  and  evidence  available,  which,  taken  together,  demonstrate qualitatively and quantitatively that the delivery of integrated catchment  management  interventions  can  realise  genuine  improvements  in  water  quality.  To  support the evidence collected, we have also summarised a number of case studies which  demonstrate catchment management in action.