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
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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.
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