1 

 

WATER QUALITY Catchment Management Evidence Review 

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 

 

“Water is the driving force in nature.”   

Leonardo Da Vinci 

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: info@wrt.org.uk 

Web: www.wrt.org.uk 

© Westcountry Rivers Trust: 2013. All  rights  reserved. This document may be  reproduced with prior 

permission of the Westcountry Rivers Trust. 

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 

 

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 

 

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 

 

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 

 

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 

 

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 

 

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 

 

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 

 

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 

(http://tinyurl.com/mzyrpc7),  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 

http://tinyurl.com/pk5rulg. 

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 

 

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 

16 

 

NUTRIENTS & ALGAE

NUTRIENTS & ALG

AE 

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 & ALG

AE 

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 

 

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 & ALG

AE 

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 & ALG

AE 

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 

 

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 & ALG

AE 

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 & ALG

AE 

The Westcountry Rivers Trust have 

produced a series of farm‐measure fact‐

sheets, which can be found on the 

DEFRA website at—http://tinyurl.com/

kqpyctv. 

  

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 & ALG

AE 

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 & ALG

AE 

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 & ALG

AE 

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 & ALG

AE 

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 & ALG

AE 

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 & ALG

AE 

28 

 

SUSPENDED SOLIDS & TURBIDITY

SUSPENDED SOLID

S  

& TURBID

ITY 

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 & TURBIDITY

SUSPENDED SOLIDS  

& TURBID

ITY 

Examples of sediment being mobilised 

from the land surface (in this case a 

country road; top) and entering a 

watercourse (bottom).  

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 SOLID

S  

& TURBID

ITY 

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  

& TURBID

ITY 

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 SOLID

S  

& TURBID

ITY 

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  

& TURBID

ITY 

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 SOLID

S  

& TURBID

ITY 

35 

 

PESTICIDES PESTICID

ES 

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) 

PESTICID

ES 

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. 

PESTICID

ES 

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. 

PESTICID

ES 

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. 

PESTICID

ES 

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). 

PESTICID

ES 

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). 

PESTICID

ES 

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... 

PESTICID

ES 

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. 

PESTICID

ES 

Further info: www.cornwallwildlifetrust/wildpenwith 

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. 

PESTICID

ES 

Riparian buffer strips and ‘conservation 

headlands’ can reduce pesticide 

damage to adjacent natural habitats. 

45 

 

MICROBES & PARASITES

MICROBES & PARASITES 

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 

 

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 

 

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 

 

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—

http://tinyurl.com/kqpyctv. 

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: www.beachlive.co.uk  

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

Ce

ll c

ou

nt

(00

0's

/10

0m

l)

FaecalColiforms/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 

 

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 

52 

 

COLOUR , TASTE & ODOUR COMPOUNDS

COLO

UR, T

ASTE & O

DOUR 

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). 

COLO

UR, T

ASTE & O

DOUR 

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. 

COLO

UR, T

ASTE & O

DOUR 

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. 

COLO

UR, T

ASTE & O

DOUR 

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—corporate.unitedutilities.com/scamp‐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.  

COLO

UR, T

ASTE & O

DOUR 

57 

 

ASSESSING ASSESSING IMPROVEMENTS IN IMPROVEMENTS IN WATER QUALITYWATER QUALITY

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 

 

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 

 

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 

 

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 

 

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 

 

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 

 

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. 

65 

 

GOVERNANCE & STRATEGIC PLANNING

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 

 

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  (ccmhub.net),  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 

 

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 

 

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 

 

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 

 

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 www.wrt.org.uk 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: dylan@wrt.org.uk  

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: laurence@wrt.org.uk  

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: nick@wrt.org.uk 

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: lucy@wrt.org.uk 

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: hazel@wrt.org.uk 

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.