mettere a punto modelli matematici per la simulazione dei fenomeni di degrado ambientale ed inquinamento delle acque dei laghi. Alcuni dei maggiori

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1 1. INTRODUZIONE I laghi rappresentano la maggiore risorsa d acqua dolce che può essere utilizzata in diversi modi: acqua per uso domestico, acqua per l agricoltura, per l estetica (bellezza del paesaggio e turismo). Vi sono, però, alcune attività antropiche che possono alterare questa delicata stabilità ambientale e minacciare la qualità di diversi ecosistemi mediante sostanze come: azoto, fosforo, particolati sospesi, metalli pesanti, pesticidi continuamente utilizzati dall uomo che possono provocare fenomeni generativi quali l eutrofizzazione o sversamenti accidentali di sostanze inquinanti. L utilizzo dell acqua è in grande crescita e le implicazioni economiche di questo aspetto non hanno bisogno di essere dimostrate. Per questo motivo l utilizzo del monitoraggio ambientale diviene una priorità fondamentale per la prevenzione e per assicurare che le generazioni future possano beneficiare di una risorsa ben conservata. I programmi di gestione del monitoraggio sono ostacolati dall insufficiente conoscenza che riguarda lo stato attuale della qualità e della quantità delle acque, conosc4nza che può essere incrementata dall integrazione di informazioni provenienti da dati di diverse scale spaziali e temporali. Tutti i fattori concernenti la qualità delle acque richiedono diverse misure in situ e diversi campioni per le analisi di laboratorio. Sebbene i metodi tradizionali diano accurate misure, spesso risulta difficoltosa la ripetibilità nel tempo delle misure con un incremento considerevole dei costi di attuazione e di gestione delle analisi in situ.in questo scenario acquista grande importanza il Remote Sensing, che in generale è un insieme di tecniche che portano alla raccolta, alla misura ed all analisi delle informazioni provenienti da sensori distanti dallo strumento impiegato dall osservatore. Il telrilevamento nasce, dunque, come strumento di utilizzo di sensori remoti in grado di fornire indicazioni sullo stato di qualità dei corpi idrici e che permettono di 1

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: Sedimentazione; abbassamento del livello idrico; acidificazione; inquinamento tossico; eutrofizzazione; distruzione degli ecosistemi. Vi sono due metodi principali per la determinazione della qualità delle acque: Metodo fisico-chimico 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: l interazione con gli utenti finali nel definire i loro bisogni per il monitoraggio della qualità delle acque; l acquisizione ed il confronto tra i dati telerilevati e quelli in situ; il perfezionamento dei metodi di acquisizione dei dati che includono la calibrazione e la correzione atmosferica; 2

3 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: le infrastrutture e le capacità geospaziali del mondo di oggi non esistevano allora; le risorse dei dati satellitari erano limitate e i costi erano elevati; 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: Il bisogno di incrementare la conoscenza sulle proprietà riflessive spettrali intrinseche; Il bisogno di sviluppare programmi di campionamenti di campo ad hoc e per calibrare i dati dell immagine satellitare; 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 3

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. 4

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: Materia Organica Colorata Disciolta (CDOM) o Gelbstoff che rientra nella maggior parte delle concentrazioni, e grandi parti di essa possono avere una sorgente alloctona. Materiale Particolato Inorganico Sospeso (SPIM) può intervenire sia nella maggior parte delle concentrazioni delle entrate fluviali e dei processi di risospensione. Gli spettri delle distribuzioni di misura del particolato organico possono differire significativamente da quelli trovati negli oceani. Le concentrazioni di materiale detritico organico può essere presentato da differenti sorgenti. 5

6 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. 6

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 (λ)) 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 RR( λ) = Lu( λ)/ed( λ) = 0.083bb( λ) / a ( λ) + bb( λ) (1) 7

8 ove: b b è il coefficiente di diffusione a (λ) è il coefficiente di assorbimento λ 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. 8

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. 9

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: Acqua otticamente pura (w) 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. Phitoplancton (ph) sono tutte le particelle pigmentate Tripton (t), particolato escluso il Fitoplancton, Alcune volte chiamato detrito. Seston (s) è il particolato totale, spesso chiamato semplicemente particolato. Il coefficiente di assorbimento può essere scomposto in altri quattro coefficienti: a( λ) = a w ( λ) + a ( λ) + a ( λ) + a ( λ) (2) ah ph t a(λ ) è il coeff. di assorbimento alla lunghezza d onda λ a w ( λ ) è il coefficiente di assorbimento dell acqua pura alla lunghezza d onda λ a ah(λ) è il coefficiente di assorbimento dell humus acquatico alla lunghezza d onda λ a ph(λ) è il coefficiente di assorbimento del fitoplancton alla lunghezza d onda λ a t (λ) è il coefficiente di assorbimento del tripton alla lunghezza d onda λ 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 10

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 (λ) e b w (λ) possono essere considerati costanti. I valori di Pope e Fry (1997) sono riportati nella figura 1. FIGURA 1 11

12 Humus acquatico Il coefficiente di assorbimento dell humus acquatico segue una diminuzione esponenziale, spesso espressa da: aah λ) = aah( λ )exp( S( λ )) (3) ( 0 λ0 aah( λ 0 ) 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 12

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: La clorofilla a assorbe maggiormente a 438 e 676 nm; β- carotene assorbe a 480 nm; il cianoficocianino può, se presente, assorbire a 624 nm; 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 *(λ) 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 *(λ) 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 *(λ) per diversi ambienti e Dekker (1993) trovò che a ph * a 676 nm variava tra e m 2 mg Chl-a -1 con una media di 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 13

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 λ k, dove λ 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 14

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. 15