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 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

No notes for slide

Upstream Thinking Catchment Management Evidence Review - Water Quality

  1. 1. 1    WATER QUALIT Y Catchment Management Evidence Review 
  2. 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. 3    “Water is the driving force in nature.”    Leonardo Da Vinci 
  4. 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. 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. 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. 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. 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. 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. 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. 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. 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. 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. 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. 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. 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. 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. 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. 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. 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. 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. 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. 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. 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. 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. 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. 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. 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. 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