Possibilità di utilizzo del Telerilevamento per il monitoraggio ambientale dei laghi

 2
mettere a punto modelli matematici per la simulazione dei fenomeni di degrado 
ambientale ed inquinamento delle acque dei laghi. 
Alcuni dei maggiori problemi ambientali dei laghi sono i seguenti: 
 ξ  Sedimentazione; 
 ξ  abbassamento del livello idrico; 
 ξ  acidificazione; 
 ξ  inquinamento tossico; 
 ξ  eutrofizzazione; 
 ξ  distruzione degli ecosistemi. 
Vi sono due metodi principali per la determinazione della qualità delle acque: 
 ξ  Metodo fisico-chimico 
 ξ  Metodo biologico 
il primo include la misura di parametri chimico-fisici come: il PH, la conduttività, 
l’alcalinità, la temperatura, i solidi sospesi totali, la domanda chimica di ossigeno 
(COD), la domanda biochimica di ossigeno (BOD), l’ossigeno disciolto, l’azoto, i 
composti del fosforo e del cloro; i metodi biologici prendono in considerazione 
l’inquinamento di un corpo idrico che potrà causare cambiamenti nell’ambiente 
chimico e fisico dell’acqua tali da provocare uno squilibri più o meno grave 
dell’intero ecosistema. Per cui il metodo biologico è strettamente correlato al 
metodo chimico-fisico poiché senza la misura dei parametri relativi a quest’ultimo 
metodo, non sarebbe possibile determinare se un corpo d’acqua, in questo caso un 
lago, è soggetto a fenomeni di degrado e inquinamento delle proprie acque. 
Obiettivo del presente lavoro di tesi è la valutazione delle capacità e delle 
potenzialità del telerilevamento per il monitoraggio della qualità delle acque nei 
laghi, attraverso la descrizione delle tecniche, dei metodi e degli algoritmi allo stato 
attuale utilizzati e dall’analisi di alcuni casi studio. 
Altri aspetti significativi: 
 ξ  l’interazione con gli utenti finali nel definire i loro bisogni per il 
monitoraggio della qualità delle acque; 
 ξ  l’acquisizione ed il confronto tra i dati telerilevati e quelli in situ; 
 ξ  il perfezionamento dei metodi di acquisizione dei dati che includono la 
calibrazione e la correzione atmosferica; 
 3
 ξ  la definizione dei sensori più adatti a monitorare la qualità delle acque nei 
laghi. 
L’uso dei satelliti per la determinazione delle acque di un  lago trae origine 
dall’inizio del 1970; è ragionevole chiedersi come mai l’adozione dei metodi 
satellitari per lo studio dei laghi non è stata attuata prima di quell’anno. Ci sono tre 
ragioni principali: 
 ξ  le infrastrutture e le capacità geospaziali del mondo di oggi non esistevano 
allora; 
 ξ  le risorse dei dati satellitari erano limitate e i costi erano elevati; 
 ξ  c’era una insufficienza generale nel capire l’interazione tra le immagini da 
satellite e la qualità dell’acqua a scala non solo locale, ma anche regionale. 
Allo stato attuale vi sono ancora difficoltà tecniche e metodologiche che devono 
essere affrontate prima che la stima della qualità dell’acqua attraverso il remote 
sensingvenga applicata su una base operazionale estesa. 
Tali impedimenti includono: 
 ξ  Il bisogno di incrementare la conoscenza sulle proprietà riflessive spettrali 
intrinseche; 
 ξ  Il bisogno di sviluppare programmi di campionamenti di campo ad hoc e per 
calibrare i dati dell’immagine satellitare;  
 ξ  Il bisogno di sviluppare algoritmi per l’integrazione di dati di diversa natura e 
scala spaziale e temporale. 
Per tale ragione negli ultimi anni sono stati sviluppati, e se ne svilupperanno ancora, 
una serie di progetti della NASA e dell’Upper Midwest RESEARCH, nonché da 
numerose università e centri di ricerca. In tal senso si stà provvedendo all’utilizzo di 
spettroradiometri di campo per la creazione di un data-base che contenga al suo 
interno un archivio di dati limnologici di tipo biologico, chimico e fisico. 
Per il secondo ed il  terzo aspetto  sono state programmate nel tempo diverse 
missioni spaziali per il monitoraggio con sistemi satellitari multipli che includono il 
Landsat 5 Thematic Mapper  TM, il Landsat 7 Enhanced Thematic Mapper Plus 
(ETM+),il MODIS, etc. 
La risoluzione spaziale, una caratteristica molto importante dei sensori satellitari, è 
stata migliorata negli ultimi decenni, come risulta dalla risoluzione attualmente 
 4
utilizzata dalla Landsat Thematic Mapper di 30 m e con una risoluzione spettrale di 
7 bande; questa sembra essere la più adatta allo stato attuale per monitorare le acque 
dei laghi. D’altra parte la frequenza temporale di acquisizione delle immagini può a 
volte costituire un problema poiché varie sostanze, come il fitoplancton, i detriti, le 
sostanze inorganiche sospese e le sostanze organiche disciolte potrebbero variare in 
intervalli di tempo più piccoli della frequenza di acquisizione delle immagini 
telerilevate oltre alla loro distribuzione spaziale.Di conseguenza appare chiaro come 
l’utilizzo del remote sensing risulta uno strumento di notevole interesse e di forte 
sviluppo per il futuro, ma che va inteso come integrazione dei dati di campo per 
l’incremento della conoscenza delle fenomenologie osservate.  
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 5
 
2.ANALISI OTTICA DELL’ACQUA 
 
 
Introduzione 
 
I parametri limnologici ultimamente sono spesso stimati grazie all’applicazione del 
telerilevamento riferito ai laghi. Questo capitolo parla della teoria e della metodologia che 
è servita a correlare i parametri limnologici alle misure del telerilevamento. È stata, inoltre,  
presentata una revisione dei parametri ottici dell’acqua dolce e come le variazioni in questi 
influenzeranno le misure di telerilevamento. Si è provveduto anche ad illustrare 
l’informazione pratica sulla misura delle proprietà ottiche e gli esempi di come le proprietà 
ottiche possono essere usate per interpretare le immagini telerilevate.  
 
 
2.1 Confronto tra il telerilevamento dei laghi e quello degli oceani 
 
Quando si considera l’applicazione dei metodi per il telerilevamento relativi all’acqua 
dolce è importante sottolineare che le proprietà ottiche dell’acqua dolce sono molto più 
complesse di quelle dell’oceano aperto (quando è maggiormente influenzato dal 
fitoplancton) e  dell’acqua pura stessa (in cui è intaccata la riflessione e l’attenuazione delle 
radiazioni). Le differenze delle proprietà dell’acqua dolce che devono essere considerate 
sono le seguenti: 
 ξ  Materia Organica Colorata Disciolta (CDOM) o Gelbstoff che rientra   nella maggior 
parte delle concentrazioni, e grandi parti di essa possono avere una sorgente 
alloctona. 
 ξ  Materiale Particolato Inorganico Sospeso (SPIM) può intervenire sia nella maggior 
parte delle concentrazioni delle entrate fluviali e dei processi di risospensione. 
 ξ  Gli spettri delle distribuzioni di misura del particolato organico possono differire 
significativamente da quelli trovati negli oceani. 
 ξ  Le concentrazioni di materiale detritico organico può essere presentato da differenti 
sorgenti. 
 6
 ξ  Le profondità ottiche più alte della colonna d’acqua che saranno influenzate dalle 
informazioni raccolte dal telerilevamento possono essere meglio stratificate 
verticalmente, e  la stratificazione spesso avviene con il massimo della biomassa 
nella prima misura. 
A causa dei  fattori sopra descritti, le misure di telerilevamento delle risorse d’acqua dolce 
sono molto complesse e meno determinabili di quelle dell’acqua negli oceani. Nell’acqua 
dolce l’influenza dei pigmenti del fitoplancton (il parametro di maggiore interesse) sulla 
radiazione riflessa è spesso nascosto dall’assorbimento del CDOM e del materiale detritico, 
e l’interpretazione della radiazione riflessa è ancora più complicata a causa della 
dispersione che cambia in relazione alla concentrazione dell’SPIM  e alla sorgente. Una 
ragione per il successo delle scoperte del telerilevamento dei pigmenti del fitoplancton 
nelle acque degli oceani aperti è stata la  relazione casuale tra i pigmenti, il CDOM e i 
materiali detritici (Aiken et al.,1995); gli ultimi due fattori sono dati da una sorgente 
autoctona che è il fitoplancton.Sia i materiali detritici che il CDOM hanno delle sorgenti 
importanti alloctone che variano indipendentemente dalle concentrazioni del fitoplancton. 
Gli strumenti di telerilevamento registrano l’energia elettromagnetica (riflessa o emessa ) 
da alcune combinazioni dei componenti di sostanza organica e inorganica della biosfera. 
Conseguentemente le informazioni elettromagnetiche devono essere convertite, attraverso 
attività di modellazione multidisciplinare appropriata, in stime delle variabili chimiche, 
fisiche o biologiche. I successi o i fallimenti dell’uso degli strumenti di telerilevamento 
nella valutazione degli impatti ambientali sono, dunque, chiaramente dipendenti dai 
modelli e dagli algoritmi sviluppati e usati per la determinazione  dei dati dei parametri 
ambientali determinati dai sensori del telerilevamento. Solo recentemente il 
telerilevamento e la strumentazione in situ hanno raggiunto una risoluzione spettrale 
capace di determinare gli spettri di assorbimento e di diffusione che sono caratteristici per 
le acque dolci. Inoltre, questi strumenti danno grandi opportunità di interpretare 
correttamente le caratteristiche delle acque dolci, essi richiedono anche un approccio 
diverso da quello che veniva usato nel passato. I miglioramenti della strumentazione hanno 
determinato un boom nella oceanografia e limnologia ottica e specialmente nel 
telerilevamento passivo. E’ ora possibile caratterizzare gli spettri di telerilevamento non 
solo dai colori o da altre caratteristiche spettrali ma anche dall’utilizzo di caratteristiche 
integrali e modelli spettrali. 
 7
Storicamente c’è  stato un numero differente di metodi per determinare l’informazione 
sulla qualità dell’acqua dai dati di telerilevamento. Uno di questi è il classico metodo della 
correlazione, dove gli algoritmi sulla qualità specifica dell’acqua sono derivati solamente 
dalle tecniche di regressione. Un altro metodo è la costruzione di un modello, che è 
utilizzato per determinare una banca dati degli spettri di riflessione per un largo range di 
combinazioni di sostanze attive otticamente, oppure l’uso di questo tipo di modello per 
l’interpretazione delle misure di telerilevamento per la stima di alcuni fenomeni nel corpo 
d’acqua. Alcuni autori presentano la tecnica inversa per il telerilevamento, ottenuta dalla 
risoluzione dell’equazione di trasmissione delle radiazioni o attraverso la determinazione 
delle deviazioni standard degli spettri di riflessione. Smith e Wilson (1981) proposero un 
approccio iterattivo. Mc Clain et al (1994) descrivono il così chiamato “Metodo Europeo” 
(Bricaud e Morel,1987).Differenti metodi sono utilizzati simultaneamente e  non vi è 
differenza nella scelta di un metodo al posto di un altro. 
 
 
2.2 Basi fisiche 
 
Il segnale misurato dal sensore di telerilevamento è una parte della radiazione emergente 
dalla superficie dell’acqua (Lu, anche chiamato raggio di partenza) e il raggio aggiunto 
deriva dalla dispersione atmosferica. Inoltre, ogni stima della qualità dell’acqua derivata 
dalle misure del telerilevamento dovrà essere basata su un effetto dei parametri della 
qualità dell’acqua . La radiazione di partenza è una funzione dell’intensità solare e 
dell’angolo dei raggi solari, le quali sono variabili nel tempo, e sono proprietà ottiche 
dell’acqua (IOPs) indipendenti dalla intensità e dalla geometria del raggio solare , ma 
variano in relazione alla concentrazione dei materiali disciolti e sospesi nell’acqua. 
La riflessione dei raggi (anche conosciuta come riflessione RR ( Ο)) è il rapporto tra la 
upwelling radiance(Lu)del corpo d’acqua e la sua downwelling irradiance (Ed). Questa 
quantità è relativamente indipendente dalla luce ed è spesso stata approssimata ad una 
funzione empirica di due delle IOPs dell’acqua 
 
)()(/)(0.083b))/Ed(Lu()RR(
b
 Ο Ο Ο Ο Ο Ο bba                                                                 (1) 
 8
ove: 
 b
b
      è il coefficiente di diffusione 
)( Οa   è il coefficiente di assorbimento 
 Ο  è la lunghezza d’onda 
 
Generalmente si assume che le IOPs siano costanti nel tempo in un certo intervallo di 
tempo di campionamento. L’equazione su scritta illustra chiaramente due relazioni tra le 
IOPs dell’acqua e la radiazione riflessa. 
 
 
2.3 MISURA DELLE PROPRIETA’ OTTICHE INTRISECHE (IOPs) 
 
La misura del telerilevamento dei laghi sarà sempre limitata dalla nostra abilità nel 
determinare a e b
b
,  uno è determinato con due possibili scelte riguardanti la strategia di 
campionamento utilizzata per correggere o verificare le misure telerilevate della qualità 
dell’acqua. L’altro può essere determinato con un approccio più semplice della misura di 
una o più concentrazioni conosciute che riguardano le IOPs dell’acqua e direttamente 
correlate ai dati di telerilevamento , oppure questo può essere determinato con un 
approccio diretto della misura delle IOPs stesse. Questi due approcci hanno entrambi i loro 
vantaggi e svantaggi, come si è discusso prima, ed essi risultano essere complementari. 
Per lo sviluppo, la determinazione e la verifica degli algoritmi di telerilevamento il 
Progetto Salmon ha adottato un approccio di due stadi per il campionamento e l’analisi: 
 
1. Simultaneo campionamento delle concentrazioni ottiche più importanti al tempo di 
raccolta dei dati di telerilevamento.  Una importante componente di questo 
campionamento è la raccolta dei dati orizzontali dei parametri come la fluorescenza 
della clorofilla che può essere continuamente registrata usando il sistema di 
campionamento del flusso. Considerando la relazione tra le IOPs e le 
concentrazioni dell’acqua può essere stabilito che il coefficiente di assorbimento 
varia come una funzione della materia organica sospesa e dell’humus acquatico che 
può essere ripartito in Fitoplancton e tripton. La Backscattering sarà una funzione 
della materia organica e inorganica, ma nella maggior parte dei casi l’influenza del 
materiale inorganico è maggiore di quello del materiale organico.  
 9
2.   Mettere in relazione la stima delle IOPs, con le concentrazione dei pigmenti di 
Fitoplancton, concentrazioni di humus acquatico e concentrazioni del tripton e 
seston. La base di questo campionamento è quella di utilizzare le IOPs e le loro 
relazioni con le concentrazioni utilizzate per definire le variazioni di potenziale 
nella riflessione dei raggi, e di provvedere a dare una spiegazione meccanicistica 
che può essere successivamente utilizzata per sviluppare gli algoritmi di 
telerilevamento. 
 
Quando utilizziamo il secondo metodo descritto sopra, abbiamo bisogno di raccogliere dati 
sulle caratteristiche spettrali delle IOPs, e di modellare i risultati degli spettri dei raggi. 
L’approccio migliore è quello  di raccogliere direttamente l’informazione 
sull’assorbimento e la diffusione in modo tale che il riflesso dei raggi possa essere 
direttamente stimato con l’equazione (1). Il vantaggio di questo approccio è stato quello di 
portare ad una visione meccanicistica dei processi ottici che determinano la riflessione dei 
raggi, e nella maggior parte dei casi è stato possibile collegare un IOP ai parametri di 
qualità dell’acqua derivabili dall’equazione (2). Questa conoscenza ci aiuterà nella 
interpretazione dei dati di telerilevamento e ridurrà grandemente la cattiva interpretazione 
di questi dati. Questo tipo di informazione permetterà anche di determinare modelli 
matematici di riflessione delle radiazioni. Con questi modelli diviene possibile non solo la 
stima della riflessione delle radiazioni da parte delle IOPs, ma anche la determinazione 
delle  stime inverse delle IOPs. 
Le tecniche di modellazione inversa, usando le IOPs, devono essere ricondotte a modelli 
che collegano le caratteristiche ottiche di un corpo d’acqua  ad una regione geografica, che 
sono relativamente stabili nel tempo e nello spazio. Conseguentemente, i dati che  mettono 
insieme una fase hanno bisogno non solo di includere il campionamento simultaneamente 
con il passaggio del satellite, ma devono anche ricoprire un vasto range di condizioni per 
creare un database che potrà essere utilizzato per il modello finale. Questo approccio è 
particolarmente vantaggioso se noi volessimo monitorare i laghi su una regolare e duratura 
base.  Esso è stato scelto per il progetto Salmon ed è necessario per lo studio dei laghi 
Europei. Sarà estremamente necessario se il tempo di raccolta dati sarà separato dal tempo 
di misura del telerilevamento, questo semplificherà le logistiche e ridurrà i costi del tempo 
di campionamento. I maggiori svantaggi per la misura diretta delle IOPs sono dati dalle 
richieste di strumenti costosi e dalla lunga durata per mettere insieme i dati e per 
raccogliere i campioni da ogni stazione. 
 10
2.3.1 Sostanze che determinano le IOPs 
 
Nelle acque dolci l’assorbimento e la diffusione sono dovute all’acqua stessa, alle sostanze 
disciolte e al particolato. Qualche confusione può essere fatta sulla terminologia di queste 
componenti, ma Dekker (1993) utilizzò la seguente  che risulta essere la meno ambigua. 
Essa sarà utilizzata in ciò che segue di questo capitolo: 
 ξ  Acqua otticamente pura (w) 
 ξ  Humus acquatico (ah) è il nome utilizzato per tutte le sostanze disciolte nelle acque 
dolci per scopi  riguardanti il telerilevamento. Altri nomi utilizzati sono sostanza 
gialla, Gelbstoff e gilvin. 
 ξ  Phitoplancton (ph) sono tutte le particelle pigmentate 
 ξ  Tripton (t), particolato escluso il Fitoplancton, Alcune volte chiamato detrito. 
 ξ  Seston (s) è il particolato totale , spesso chiamato semplicemente particolato. 
 
Il coefficiente di assorbimento può essere scomposto in altri quattro coefficienti: 
 
)()()()(a)a(
w
 Ο Ο Ο Ο Ο
tphah
aaa                                                                                      (2) 
 
)a( Ο  è il coeff. di assorbimento alla lunghezza d’onda  Ο 
)(a
w
 Ο è il coefficiente di assorbimento dell’acqua pura alla lunghezza d’onda  Ο 
)( Ο
ah
a  è il coefficiente di assorbimento dell’humus acquatico alla lunghezza d’onda Ο 
)( Ο
ph
a  è il coefficiente di assorbimento del fitoplancton alla lunghezza d’onda Ο 
)( Ο
t
a   è il coefficiente di assorbimento del tripton alla lunghezza d’onda Ο 
 
Le equazioni  della backscattering (b
b
) sono più complesse e di meccanica descrizione e 
variano non solo con la lunghezza d’onda ma anche con la misura e l’indice di rifrazione 
delle particelle sospese. Per la stima diretta della diffusione dalle concentrazioni dei solidi 
sospesi può essere richiesta la determinazione separata delle distribuzioni di misura delle 
particelle per entrambi le particelle organiche e inorganiche.  
Le proprietà ottiche connesse delle acque naturali seguono la Legge di Beer, secondo cui i 
coefficienti di assorbimento e diffusione sono proporzionali alle concentrazioni di 
differenti componenti dell’acqua. Questo è il campo per la determinazione delle 
concentrazioni delle differenti componenti delle acque naturali dalle misure delle proprietà 
 11
ottiche ed inoltre per un approccio meccanicistico al telerilevamento.Di seguito vi è una 
descrizione di come le componenti disciolte e particolate sono state descritte con 
l’influenza dell’assorbimento e della diffusione nelle acque dolci. 
 
 
 
Acqua pura 
 
L’acqua pura assorbe inizialmente a circa 550 nm, e l’assorbimento si accresce con 
l’accrescersi della lunghezza d’onda, mentre la diffusione è più grande per lunghezze 
d’onda più piccole. Per queste ragioni l’acqua pura è di colore blu. a
w
( Ο) e b
w
( Ο) possono 
essere considerati costanti. I valori di Pope e Fry (1997) sono riportati nella figura 1. 
 
 
 
 
FIGURA 1 
 12
Humus acquatico 
 
Il coefficiente di assorbimento dell’humus acquatico segue una diminuzione esponenziale, 
spesso espressa da: 
 
))(exp()()(
00
 Ο Ο Ο Ο       Saa
ahah
                                                                           (3) 
)(
0
 Ο
ah
a è il coefficiente di assorbimento alla lunghezza d’onda compresa tra 30 e 450 nm 
S è la pendenza della funzione, che generalmente varia tra 0.01 e 0.02  
La variazione temporale dell’humus acquatico nell’acqua dolce può diminuire molto nel 
tempo. La figura 2 mostra l’assorbimento spettrale dell’humus acquatico (gilvin) studiato 
durante il progetto Salmon. 
 
 
 
FIGURA 2 
 
 
 13
Fitoplancton 
 
L’assorbimento del fitoplancton è dovuto maggiormente ai pigmenti fotosintetici. In 
generale, Dekker (1993) descrisse le caratteristiche di assorbimento del fitoplancton 
nell’acqua dolce nel modo seguente: 
 ξ  La clorofilla a assorbe maggiormente a 438 e 676 nm; 
 ξ   Ε- carotene assorbe a 480 nm; 
 ξ  il cianoficocianino può, se presente, assorbire a 624 nm; 
 ξ  l’assorbimento è circa 0 a 720 nm e più 
Kirk (1994) studiò  come i pigmenti assorbono la luce, estendendo ciò ai diversi tipi di 
Fitoplancton. 
 
Possiamo definire il coefficiente di assorbimento specifico del Fitoplancton, denotato con 
a
ph
*( Ο) come il coefficiente di sospensione del Fitoplancton corrispondente alla 
concentrazione di 1 mg di Chl-a m
-3
. Essa è espressa in m
2
 mg Chl-a
-1
 (m
-1
/mg Chl-a m
-3
). 
a
ph
*( Ο) non è costante, ma varia, ad esempio con la misura, con il tipo e la concentrazione 
di pigmento del Fitoplancton e questo effetto del pigmento è stato discusso da molti autori 
(Kirk,1975; Morel e Bricaud,1981). Altri (Morel e Prieur,1977; Davies –Colley et al,1986) 
hanno calcolato a
ph
*( Ο) per diversi ambienti e Dekker (1993) trovò che a
ph
* a 676 nm 
variava tra 0.0055 e 0.028 m
2
 mg Chl-a
-1
 con una media di 0.0153 m
2
 mg Chl-a
-1
 in 26 
laghi mesotropici ed eutropici in Olanda. La Figura 3 mostra gli spettri di assorbimento 
della chlorophylla a per il Phitoplancton di acqua dolce. 
 
FIGURA 3 
 
 
 14
Tripton 
 
L’assorbimento del Tripton è maggiormente dovuto alla frazione organica delle particelle e 
gli spettri spesso assomigliano a quelli dell’humus acquatico. Questo significa che 
l’assorbimento è alto a basse lunghezze d’onda e decresce esponenzialmente fino a tendere 
a zero ad alte lunghezze d’onda nel rosso.(Figura 4). 
 
FIGURA 4 
 
La diffusione del tripton è principalmente causata dalla frazione organica.  Esistono poche 
misure spettrali ma la teoria (Morel e Prieur, 1977) e gli studi (Gallie e Murtha, 1992) 
suggeriscono che la diffusione è alta a piccole lunghezze d’onda e viceversa, seguendo una 
legge esponenziale del tipo Ο
k
, dove Ο è la lunghezza d’onda e k un esponente variabile tra 
0 e 1 (Figura 5). Nella maggior parte delle acque dolci la diffusione totale è dominata da 
questa frazione organica di tripton. 
 
FIGURA 5 
 
 15
2.3.2 Analisi di laboratorio delle IOPs 
 
Le misure dei coefficienti di assorbimento dell’acqua sono spesso fatte dalle analisi di 
laboratorio, e grazie alle recenti innovazioni nella strumentazione ora è possibile anche 
effettuare misurazioni in situ. Il maggiore vantaggio delle analisi di laboratorio riguardanti 
l’assorbimento è che esse permettono di separare i coefficienti di assorbimento 
dell’equazione (2). Lo svantaggio di questo metodo è che ci sono sempre alcuni 
cambiamenti nelle caratteristiche di assorbimento dovute al trattamento e 
all’immagazzinamento dei campioni, e alcuni cambiamenti sono difficili da quantificare. 
Inoltre le misure di laboratorio dell’assorbimento sono difficili e sottoposte al tempo che 
limita la risoluzione spaziale e temporale che potrebbe essere effettuata.  
 
Assorbimento dei particolati 
 
Ci sono diverse tecniche per determinare l’assorbimento del particolato in laboratorio. 
Tutte hanno in comune  il fatto di utilizzare uno spettrofotometro commercialmente 
avanzato, di solito equipaggiato con un accessorio di trasmissione della luce, che rende 
possibile misurare i campioni che contengono diverso materiale. L’accessorio è costituito 
da un vetro di opale davanti al ricercatore di luce o da una sfera. Entrambi gli accessori 
sono utilizzati per catturare la maggior parte della luce diffusa dal campione se esso è posto 
all’interno di essi. Le differenti tecniche utilizzano anche diversi metodi per raccogliere i 
campioni d’acqua  del lago prima delle misure, normalmente l’acqua del lago ha un basso 
contenuto di particolato che sarà misurato direttamente in uno spettrometro. Il primo 
metodo fu descritto per la prima volta da Yentsch (1962) ed è stato ripreso da diversi 
autori, Mitchell (1990),  Cleveland e Weidemann (1993), Tassan e Ferrari (1995). 
 
L’acqua viene filtrata attraverso un filtro GF/F, a bassa pressione (< 120 mm Hg).  Per 
immagazzinare gli aggregati delle particelle-filtro devono essere posti in un frigorifero 
senza luce. L’aggregato della particella-filtro viene bagnato con acqua filtrata, e 
successivamente messo in uno spettrofotometro con la particella posta di fronte 
all’accessorio di trasmissione della luce.Un filtro GF/F bagnato nell’acqua del lago è 
utilizzato come riferimento per tutte le lunghezze d’onda.Il filtro di riferimento può essere 
utilizzato per tutte le misure . Le misure sono generalmente fatte tra 350 e 750 nm.