6. Teledetekcja w badaniach jakości wód śródlądowych. Remote sensing in inland water quality assessment

Transkrypt

1 Dr hab. inż. Katarzyna Osińska - Skotak 1 Politechnika Warszawska 6. Teledetekcja w badaniach jakości wód śródlądowych W rozdziale monografii przedstawiono wyniki badań dotyczące teledetekcji jakości wód śródlądowych. Zwrócono uwagę na monitoring wód powierzchniowych w Polsce. Przeanalizowano ideę wykorzystania technik teledetekcyjnych w monitorowaniu jakości wód śródlądowych. Opisano systemy satelitarne stosowane w badaniach jakości wód oraz możliwości zastosowania danych satelitarnych w ocenie jakości wód śródlądowych. Stwierdzono, że duża różnorodność dostępnych danych satelitarnych stwarza szerokie możliwości ich zastosowania w monitorowaniu różnych rodzajów ekosystemów, w tym ekosystemów wodnych. Remote sensing in inland water quality assessment The study presents the research results concerning remote sensing of inland water quality assessment. It focuses on the monitoring of surface waters in Poland. The aim of the study was to test the ideas of using remote sensing techniques for inland water quality monitoring, to describe satellite systems used in inland water quality assessment, and to explore the possibilities of using satellite data for inland water quality assessment. As research showed, high diversification of satellite data opens up a multitude of possibilities to use them for monitoring different types of ecosystems, including water ecosystems. 1 Dr hab. inż. Katarzyna Osińska-Skotak, Zakład Fotogrametrii, Teledetekcji i Systemów Informacji Przestrzennej, Wydział Geodezji i Kartografii, Politechnika Warszawska.

2 6.1. Monitoring wód powierzchniowych w Polsce Monitoring jezior w Polsce jest prowadzony w ramach programu Państwowego Monitoringu Środowiska (PMŚ). Państwowy Monitoring Środowiska został utworzony ustawą z dnia 10 lipca 1991 roku o Inspekcji Ochrony Środowiska 2. Głównym celem prowadzenia Państwowego Monitoringu Środowiska jest zapewnienie wiarygodnych informacji o stanie środowiska. Program Państwowego Monitoringu Środowiska przez lata ulegał zmianom, które wynikały między innymi ze zobowiązań Polski związanych z członkostwem Polski w Unii Europejskiej. Podejście do oceny i klasyfikacji wód powierzchniowych przez lata ulegało stopniowej ewolucji. Początkowo stosowano jedynie tzw. użytkową ocenę klasyfikacji wód powierzchniowych, co oznacza, że określano dopuszczalne wartości wybranych wskaźników fizycznych, chemicznych i sanitarnych, jakie powinny spełniać wody wykorzystywane dla konkretnego celu. W roku 2007 wymagania dotyczące monitoringu oraz oceny i klasyfikacji wód w Europie uległy znaczącej zmianie, co jest wynikiem wdrażania postanowień Ramowej Dyrektywy Wodnej 3, ustanawiającej ramy działań w dziedzinie wspólnej polityki wodnej krajów Unii Europejskiej. Podejście do oceny wód, jakie prezentuje wspomniana Dyrektywa nawiązuje do trendu obserwowanego w ekologii ogólnej, tzn. odzwierciedla przejście od ekologii osobnika, populacji, biocenoz i ekosystemów do ekologii krajobrazu 4. Ramowa Dyrektywa Wodna ustala trzy typy monitoringu: diagnostyczny, operacyjny i badawczy, których cele określa rozporządzenie Ministra Środowiska w sprawie form i sposobu prowadzenia monitoringu jednolitych części wód powierzchniowych i podziemnych 5. Rozporządzenie definiuje rodzaje monitoringu i ich cele. Monitoring diagnostyczny, oprócz dostarczenia informacji, o jakości wód w danym kraju, ma za zadanie także umożliwienie śledzenia tempa zmian jakości wód zachodzących w sposób naturalny oraz w różnych warunkach antropopresji. Głównym celem monitoringu operacyjnego wód jest ustalenie tych części wód, które ze względu na silną presję, której są poddane, zostały zaliczone do zagrożonych ryzykiem niespełnienia celów środowiskowych 6. Monitoringiem operacyjnym są objęte jeziora zagrożone nieosiągnięciem dobrego stanu oraz jeziora z wykazów wód opracowanych w Regionalnych Zarządach Gospodarki Wodnej: przeznaczonych do bytowania ryb w warunkach naturalnych, wrażliwych na zanieczyszczenia związkami azotu ze źródeł rolniczych oraz wód powierzchniowych wykorzystywanych do 2 Dz. U. Nr 77, poz. 335 z późn. zm. 3 DYREKTYWA 2000/60/WE z dnia 23 października 2000 r. 4 Soszka, 2002 za Richling, Solon, Dz.U. nr 81, poz. 685 z dnia 13 maja 2009 roku 6 H. Soszka, Monitoring jezior zgodny z Ramową Dyrektywą Wodną. Materiały konferencyjne VI konferencji naukowo-technicznej pt. Ochrona i rekultywacja jezior, Toruń, czerwiec 2007, pod redakcją R. Wiśniewskiego i J. Piotrowiaka,

3 zaopatrzenia ludności w wodę przeznaczoną do spożycia. Pod uwagę wzięte będą również jeziora ważne z ekologicznego punktu widzenia, reprezentujące obszary sieci Natura 2000 oraz położone na innych obszarach chronionych 7. Liczba i dobór jezior w poszczególnych typach wód oraz w poszczególnych grupach presji i zagrożeń odzwierciedlają sytuację jezior w poszczególnych województwach. Zgodnie z rozporządzeniem Ministra Środowiska z dnia 20 sierpnia 2008 r. w sprawie sposobu klasyfikacji stanu jednolitych części wód powierzchniowych na ocenę stanu wód składa się stan ekologiczny i stan chemiczny 8. Podstawą oceny stanu ekologicznego są tzw. elementy biologiczne (zespoły organizmów wodnych: fitoplanktonu, makrofitów i fitobentosu, makrobezkręgowców bentosowych oraz ryb). Elementy fizyczno-chemiczne oraz hydromorfologiczne mają natomiast znaczenie wspomagające. Dotychczas w Polsce ustalona została specyficzna dla typu klasyfikacja jezior na podstawie fitoplanktonu (tylko chlorofilu-a bez uwzględnienia składu taksonomicznego fitoplanktonu), makrofitów i fitobentosu. Elementy fizycznochemiczne, dla których określona została tylko wartość graniczna dla stanu dobrego i umiarkowanego, obejmują: fosfor całkowity, azot całkowity, przezroczystość wód, warunki tlenowe i przewodność 9. W myśl Ramowej Dyrektywy Wodnej do końca roku 2015 państwa członkowskie mają osiągnąć dobry stan wód, zarówno pod względem ekologicznym, jak i chemicznym. W praktyce, ze względu na duże koszty, monitoring wód nie może objąć wszystkich zbiorników wodnych w danym kraju. Ramowa Dyrektywa Wodna nie zawiera szczegółowych wskazań, jaka liczba zbiorników będzie wystarczająca do wypełnienia celów monitoringu, ale zgodnie z Dyrektywą monitoring diagnostyczny powinien być prowadzony na takiej liczbie zbiorników, która zapewni dokonanie wiarygodnej oceny ogólnego stanu wód powierzchniowych, w ramach każdej zlewni lub podzlewni na obszarze dorzecza 10. Obecnie w ramach podsystemu monitoringu jakości wód powierzchniowych są realizowane następujące zadania 11 : 1) Badania i ocena stanu rzek celem prowadzenia badań jest dostarczenie informacji o stanie ekologicznym (lub potencjale ekologicznym) i stanie chemicznym rzek Polski, niezbędnych do gospodarowania wodami w obszarach dorzeczy. Badania te realizowane są w oparciu o podział sieci hydrograficznej na tzw. jednolite części wód powierzchniowych, które stanowią oddzielne i znaczące elementy wód powierzchniowych, stanowiące podstawową jednostkę gospodarowania wodami. 2) Badania jednolitych części wód powierzchniowych (JCWP) rzecznych, prowadzone w ramach trzech rodzajów monitoringu: 7 GIOŚ, 8 Dz. U. z 2008 r. Nr 162, poz GIOŚ, 10 H. Soszka, Monitoring jezior zgodny z Ramową Dyrektywą Wodną op. cit. 11 KZGW,

4 monitoringu diagnostycznego (MD), realizowanego w celu dostarczenia ogólnej oceny stanu wód powierzchniowych każdej zlewni i podzlewni wewnątrz obszaru dorzecza oraz umożliwienia oceny długoterminowych zmian w warunkach naturalnych, monitoringu operacyjnego (MO), realizowanego w celu ustalenia stanu jednolitych części wód uznanych za zagrożone nieosiągnięciem celów środowiskowych oraz oceny zmian ich stanu następujących w wyniku wdrożenia programów działań naprawczych określonych w programie wodno-środowiskowym kraju. Program monitoringu operacyjnego obejmuje również badania prowadzone w ramach sieci punktów celowych służących badaniom jakości JCWP znajdujących się w rejestrze wykazów obszarów chronionych, JCWP będących środowiskiem życia ryb w warunkach naturalnych, bądź objętych monitoringiem w celu realizacji zobowiązań wynikających z umów międzynarodowych. monitoringu badawczego (MB) dla obserwacji i wyjaśnienia nieznanych przyczyn zagrożenia jednolitych części wód powierzchniowych. 3) Badania i ocena stanu jezior celem monitoringu jest zapewnienie informacji o stanie ekologicznym i chemicznym jezior Polski, niezbędnej do gospodarowania wodami w dorzeczach, w tym do ich ochrony przed eutrofizacją i zanieczyszczeniami antropogenicznymi. Badania jednolitych części wód powierzchniowych jeziornych prowadzone są również z uwzględnieniem podziału monitoringu na diagnostyczny, operacyjny i badawczy, przy czym w ramach monitoringu diagnostycznego wyodrębniono 22 jeziora, które objęte są badaniami co roku (tzw. jeziora reperowe). 4) Badania i ocena potencjału ekologicznego i stanu chemicznego zbiorników zaporowych program monitoringu realizowany jest, podobnie jak w przypadku rzek i jezior, w ramach monitoringu diagnostycznego, operacyjnego i badawczego. Celem realizacji zadania jest dostarczenie informacji o potencjale ekologicznym i stanie chemicznym wód zbiorników zaporowych. 5) Badania i ocena stanu wód przejściowych i przybrzeżnych celem zadania jest dostarczenie wiedzy o stanie ekologicznym (lub potencjale ekologicznym) i stanie chemicznym jednolitych części wód przejściowych i przybrzeżnych Polski, niezbędnej do gospodarowania wodami w dorzeczach, w tym do ich ochrony. 6) Badania i ocena jakości środowiska morskiego Bałtyku realizacja pomiarów biologicznych, fizycznych, chemicznych i radiochemicznych parametrów środowiska morskiego oraz badanie procesów, zmian i trendów zachodzących w tym środowisku. 7) Badania i ocena stanu elementów hydromorfologicznych element wspierający do oceny stanu ekologicznego wód powierzchniowych. Celem badań jest monitorowanie zmian zachodzących w środowisku części wód, które determinują warunki siedliskowe organizmów żywych.

5 8) Badania i ocena osadów dennych w rzekach i jeziorach badania obejmują określenie poziomu zanieczyszczeń osadów dennych i kontrolowanie stężeń metali ciężkich i wybranych szkodliwych związków organicznych akumulowanych w osadach rzek i jezior na obszarze kraju oraz określenie trendów zmian zawartości tych zanieczyszczeń. Zgodnie z Rozporządzeniem Ministra Środowiska z dnia 13 maja 2009 r. w sprawie form i sposobu prowadzenia monitoringu jednolitych części wód powierzchniowych i podziemnych monitoring diagnostyczny jezior prowadzony jest w punktach pomiarowo-kontrolnych diagnostycznych oraz w punktach pomiarowo-kontrolnych reperowych. Częstość określania wskaźników jakości jednolitych części wód powierzchniowych w ciągu roku w odniesieniu do jezior jest uzależniona od rodzaju punktu pomiarowo-kontrolnego i rodzaju wskaźnika. Badania wskaźników charakteryzujących stan fizyczny, badania fitoplanktonu i substancji biogennych powinny być wykonywane 6-8 razy w ciągu roku, natomiast parametry hydromorfologiczne jezior określa się raz na 6 lat. Zmiana, jaką do podejścia monitorowania wód powierzchniowych wprowadziła Ramowa Dyrektywa Wodna, spowodowała szersze zastosowanie technik geoinformacyjnych w badaniach wód powierzchniowych. Stosując jedynie klasyczne metody pomiarów w monitorowaniu jakości wód powierzchniowych zawsze mamy do czynienia z informacją punktową, a nie z rozkładem przestrzennym. Oczywiście uzyskanie rozkładu przestrzennego różnych wskaźników jest możliwe przy wykorzystaniu algorytmów interpolacyjnych, ale będzie to rozkład o dużym stopniu niepewności (szczególnie w jeziorach, do których dopływają cieki wodne). Stąd między innymi wynika nieustanne rozwijanie metod określania wskaźników, charakteryzujących jakość wód na podstawie obrazów satelitarnych, które przedstawiają przestrzenne zróżnicowanie właściwości spektralnych wód Idea wykorzystania technik teledetekcyjnych w monitorowaniu jakości wód śródlądowych Rozwój technologii w zakresie zdalnych metod badawczych daje coraz większe możliwości prowadzenia monitoringu środowiska naturalnego, w tym ekosystemów wodnych. Teledetekcyjny monitoring wód od wielu lat jest prowadzony w odniesieniu do wód morskich i oceanicznych. W przypadku wód śródlądowych zagadnienie jest bardziej skomplikowane i prace badawcze w zakresie operacyjnego wykorzystania danych satelitarnych w monitorowaniu stanu wód śródlądowych nadal są prowadzone. Wielu badaczy opracowało formuły obliczeniowe dla konkretnych jezior lub typów jezior, ale prowadzenie operacyjnego monitoringu wód śródlądowych nadal nie jest możliwe. Na taki stan składa się szereg przyczyn, m.in. duża zmienność przestrzenna parametrów charakteryzujących stan wód śródlądowych, co wymaga większej szczegółowości danych obrazowych zarówno w odniesieniu do wymiaru piksela obrazu

6 satelitarnego, jak również liczby rejestrowanych zakresów spektralnych. Nowe systemy satelitarne (np. CHRIS/PROBA, HYPERION/EO-1), które wprowadzono na orbitę okołoziemską na początku XXI w. dają możliwość rejestracji obrazów superi hiperspektralnych, dzięki czemu uzyskuje się szczegółowe charakterystyki spektralne obrazowanych obiektów. Dane tego rodzaju stworzyły możliwości wyznaczania parametrów jakości wody z wyższą dokładnością i szczegółowością. Idea prowadzenia badań teledetekcyjnych polega na wykorzystaniu zróżnicowania właściwości odbicia, emisji i rozpraszania promieniowania elektromagnetycznego w zależności od właściwości badanych obiektów. Oczywiście, nie wszystkie właściwości wpływają bezpośrednio na zmianę wartości odbicia, emisji czy rozpraszania promieniowania, co oznacza, że nie wszystkie cechy obiektów naziemnych mogą być w ten sposób badane. Często jednak wykorzystuje się fakt istnienia zależności pośrednich 12. W odniesieniu do wód śródlądowych wykorzystując techniki teledetekcyjne można określić rozkład przestrzenny parametrów fizykochemicznych i biologicznych, które w jakikolwiek sposób zmieniają właściwości spektralne wody 13.Rysunek 1 przedstawia właściwości absorpcyjne głównych składników wód śródlądowych: wody, fitoplanktonu i tryptonu. Fitoplankton to żywa materia organiczna, natomiast trypton stanowią cząstki zawieszone w wodzie z wyłączeniem fitoplanktonu, czyli jest to suma cząstek mineralnych (np. drobne iły) i cząstek zamierającej materii organicznej. Analizując wspomniany rysunek można zauważyć, że najkrótsze fale elektromagnetyczne (promieniowanie niebieskie) są pochłaniane przez wszystkie zawieszone i rozpuszczone w wodzie cząstki materii nieorganicznej i organicznej. Absorpcja promieniowania czerwonego wynika głównie z zawartości fitoplanktonu, natomiast absorpcja w zakresie bliskiej podczerwieni to wpływ przede wszystkim właściwości samej wody. Wysoki stopień pochłaniania przez fitoplankton to efekt właściwości chlorofilu głównego barwnika fitoplanktonu. Chlorofil-a pochłania silnie promieniowanie niebieskie i czerwone, które jest potrzebne w procesie fotosyntezy (Rysunek 2). Wraz ze wzrostem zawartości chlorofilu rośnie odbicie w zakresie zielonym z maksimum przypadającym na fale o długości nm. Maksimum absorpcji przypada na fale o długości 438 i 676 nm 14 i to właśnie te fale najczęściej są wykorzystywane w szacowaniu zawartości chlorofilu w wodach powierzchniowych. 12 Osińska-Skotak K., Metodyka wykorzystania super- i hiperspektralnych danych satelitarnych w analizie jakości wód śródlądowych. Prace Naukowe Geodezja, z.47, Oficyna Wydawnicza Politechniki Warszawskiej, Warszawa. 13 Ibidem. 14 A.G. Dekker, Detection of optical water quality parameters for eutrophic waters by high resolution remote sensing. PhD Thesis, Proeschrift Vrije Universiteit, Amsterdam, The Netherlands,

7 Absorpcja fitoplanktonu [m 2 /mg] Absorpcja tryptonu [m 2 /g] Absorpcja czystej wody [m -1 ] Absorpcja zamierającej materii organicznej [m -1 ] Rysunek 1. Właściwości absorpcyjne różnych składników wody: zamierającej materii organicznej, fitoplanktonu (poprzez chlorofil-a) i tryptonu wyrażone w formie właściwego współczynnika absorpcji woda fitoplankton trypton zamierająca materia organiczna Długość fali [nm] Źródło: opracowanie na podstawie Frauendorf J., 2002 za Hoogenboom, 1996 Rysunek 2. Właściwości absorpcyjne barwników występujących w fitoplanktonie Źródło: opracowanie na podstawie Farabee, 2001; Jensen, 1996 Analizując różnorodne podejścia do badania jakości wód powierzchniowych z wykorzystaniem danych lotniczych i satelitarnych, można stwierdzić, iż najczęściej są stosowane dwa podejścia w odniesieniu do stosowania technik teledetekcyjnych w ocenie jakości wód powierzchniowych. W pierwszym z nich jest analiza właściwości spektralnych poszczególnych składników wody i na tej podstawie wskazywanie zakresów spektralnych najbardziej właściwych do oszacowania ich zawartości w wodzie. W drugim podejściu są stosowane techniki statystyczne o różnym stopniu zaawansowania, takie jak proste analizy korelacji, czy analizy wielokrotne. Dzięki

8 analizie statystycznej uzyskuje się informację na temat zakresów spektralnych, które są najbardziej skorelowane z danym parametrem fizykochemicznym. Ponadto można otrzymać formułę obliczeniową dla niego. Do szacowania różnych parametrów fizykochemicznych można również wykorzystać modele matematyczne, wykorzystujące równania transferu radiacyjnego i opisujące zjawiska optyczne i hydrodynamiczne zachodzące w środowisku wodnym 15. Ta ostatnia metoda jest obecnie coraz częściej stosowana, ale jej wykorzystanie w odniesieniu do wód śródlądowych jest znacznie bardziej złożone niż miało to miejsce w przypadku otwartych wód oceanicznych Systemy satelitarne stosowane w badaniach jakości wód Wraz z rozwojem teledetekcyjnych technik satelitarnych nieustannie poszerza się wachlarz ich zastosowań w badaniach obiektów i zjawisk, występujących na Ziemi. Badania otwartych wód morskich i oceanicznych od wielu lat są prowadzone rutynowo. Zaprojektowano specjalne systemy satelitarne, służące monitorowaniu wód morskich i oceanicznych, dzięki którym codziennie uzyskiwane są między innymi dane na temat temperatury wód morskich oceanicznych, ich barwy oraz zawartości chlorofilu. W przypadku wód przybrzeżnych oraz wód śródlądowych występuje znacznie większa złożoność biologiczna i optyczna, jak również inna jest dynamika zachodzących zjawisk. Jest ona bardziej skomplikowana zarówno w czasie, jak i przestrzeni. Dlatego też w odniesieniu do wód śródlądowych konieczne jest zaprojektowanie specjalnych systemów satelitarnych, rejestrujących obrazy w większej liczbie zakresów spektralnych, czyli tzw. obrazy super i hiperspektralne. Przedrostek hiper- (z greckiego hypér, czyli nad) stosowany jako pierwszy człon złożenia wyrazowego oznacza nadmiar czegoś, ilość (wartość, jakość itp.) ponad normę tego, co wyraża człon drugi. W przypadku obrazów satelitarnych złożenie przedrostka, hiper- oraz przymiotnika spektralne oznacza obraz rejestrowany w bardzo dużej liczbie bardzo wąskich zakresach spektralnych. Za skanery hiperspektralne uznaje się urządzenia, które obrazują powierzchnię Ziemi przynajmniej w kilkudziesięciu zakresach spektralnych, najczęściej powyżej sześćdziesięciu. Skanery superspektralne rejestrują z kolei kilkanaście do kilkudziesięciu zakresów spektralnych. Potencjalnie, ze względu na precyzyjną spektralnie rejestrację, dane hiperspektralne pozwalają na ekstrakcję bardziej dokładnej i szczegółowej informacji o badanym obiekcie lub zjawisku 16. Praktycznie od momentu wprowadzenia na orbitę pierwszych teledetekcyjnych systemów satelitarnych, czyli od lat 70. XX w., trwają prace badawcze nad możliwościami wykorzystania obrazów satelitarnych do oceny stanu wód powierzchniowych. Początkowo skupiały się one na danych pozyskiwanych z systemów satelitarnych LANDSAT MSS, LANDSAT TM, SPOT czy IRS 1C. Były to obrazy 15 Pierson, 1998; Keller, 2001; Pierson i Strömbeck, 2000; Hedger i in., 2002; Vos i in., 2003; Heege i Fischer, Osińska-Skotak K., Metodyka wykorzystania super- i hiperspektralnych danych.op. cit.

9 Nazwa satelity/ skanera Firma/ Kraj Data umieszczenia na orbicie Wysokość orbity Zakres spektralny (liczba kanałów spektralnyc h) Wielkość piksela Rozdzielczo ść radiometry czna Szerokość pasa skanowania wielospektralne rejestrowane w kilku szerokopasmowych zakresach spektralnych (Tabela ), stąd ich zastosowanie było ograniczone do określenia trzech podstawowych parametrów fizykochemicznych: przeźroczystości, zawartości chlorofilu i zawartości zawiesin. Niemniej jednak umożliwiły one uzyskanie przestrzennego rozkładu wybranych parametrów jakości wody, co stanowi główną zaletę technik teledetekcyjnych w porównaniu do metod klasycznych pomiarów naziemnych. Ponadto, z uwagi na duży obszar rejestrowanego obrazu (np. w przypadku obrazu satelitarnego LANDSAT 185x185 km), pozwoliły na jednoczesne uzyskanie rozkładu przestrzennego wybranych wskaźników dla wielu zbiorników wodnych. Tabela 1. Charakterystyka systemów satelitarnych wykorzystywanych w badaniach jakości wód śródlądowych 17 km µm m bity km LANDSAT 5/TM NASA/ USA MS: (6) TIR: (1) MS: 30x30 TIR: 120x LANDSAT 7/ ETM+ NASA/ USA PAN: MS: (6) TIR: (1) PAN: 15x15 MS: 30x30 TIR: 60x LANDSAT 8/ OLI i TIR NASA/ USA PAN: MS: (8) TIR: (2) PAN: 15x15 MS: 30x30 TIR: 100x EO-1/ALI NASA/ USA PAN: MS: (9) PAN: 10x10 MS: 30x EO-1/ HYPERION NASA/ USA (220) 30x Oznaczenia w tabeli: MS obraz wielospektralny, PAN obraz panchromatyczny, VNIR promieniowanie widzialne i bliska podczerwień, SWIR średnia podczerwień, TIR podczerwień termalna.

10 SPOT4 SpotImage/ Francja PAN: MS: (4) PAN: 10x10 MS: 20x SPOT5 SpotImage/ Francja PAN: MS: (4) PAN: 2.5x2.5 Lub 5.0x MS: 10x10 TERRA/ ASTER USA i Japonia VNIR: (3) SWIR: (6) TIR: (5) VNIR: 15x15 SWIR: 30x30 TIR: 90x MS: 18x18 PROBA/ CHRIS ESA MS: (18, 37, 63 w zależności od trybu) do 36x36 w zależności od trybu 12 minimum 14 Źródło: opracowanie własne Pojawienie się kolejnych systemów satelitarnych, które rejestrowały kilkanaście zakresów spektralnych spowodowało dalszy rozwój badań nad wykorzystaniem obrazów satelitarnych w badaniach jakości wód śródlądowych 18. Nowe możliwości stworzył europejski satelita eksperymentalny CHRIS/PROBA (Tabela ), który został specjalnie zaprojektowany do badań środowiskowych. Skaner CHRIS, czyli Compact High Resolution Imaging Spectrometer jest jak sama nazwa wskazuje urządzeniem kompaktowym. W przypadku tego skanera możliwe jest programowanie zarówno obszaru, który ma być zarejestrowany, jak również zakresów spektralnych, które są dobrane stosownie do obiektu badań. W trybie 1 - All sites skaner CHRIS rejestruje 63 zakresy spektralne z pikselem o nominalnej wielkości m, w trybach: 2 - Water, 3 - Land/Aerosols, 4 - Chlorophyll rejestruje on 18 zakresów z pikselem o nominalnej wielkości m, zaś w trybie 5 - Land pozyskuje 37 zakresów, ale rejestrowana jest połowa nominalnego pasa skanowania z pikselem m. W przypadku pozyskiwania danych ukierunkowanych na badania wód CHRIS rejestruje więcej zakresów promieniowania widzialnego niż ma to miejsce np. przy rejestracji ukierunkowanej na badania lądu. Jedynie trzy zakresy spektralne obejmują promieniowanie podczerwone, które niosą zdecydowanie mniej informacji o jakości wód powierzchniowych. Dane pozyskiwane przez skaner CHRIS wykorzystywali w swoich badaniach m.in. Thiemann i Kaufmann (2002), Mannheim i in. (2004), Gao i Merton (2006), Polvorinos 18 Kallio i in., 2001; Östlund i in., 2001; Kopponen i in, 2002; Takio i in., 2003; Shafique i in, 2003

11 i in. (2006), Osińska-Skotak (2010a, 2010b). Wszystkie te prace wykazały dużą skuteczność zastosowania danych superspektralnych CHRIS/PROBA w ocenie jakości wód przybrzeżnych i śródlądowych. Obecnie na orbicie okołoziemskiej znajduje się tylko jeden system hiperspektralny. Hyperion (Tabela ) umieszczony na satelicie EO-1 to skaner hiperspektralny, umożliwiający rejestrację danych w 242 zakresach spektralnych z rozdzielczością terenową m. Dane rejestrowane są w zakresie fal o długości od 0.4 m do 2.5 m, a szerokość pojedynczego kanału spektralnego wynosi około 10 nm. Instrument ten może pozyskać dane w pasie skanowania o szerokości 7.7 km i długości do 100 km. Dzięki tak dużej liczbie zakresów spektralnych możliwe jest wykonywanie szczegółowych badań środowiskowych. Hyperion znalazł zastosowanie w górnictwie, geologii, leśnictwie, rolnictwie i zarządzaniu środowiskiem. W najbliższym czasie jest planowane wprowadzenie na orbitę okołoziemską systemów satelitarnych, które będą bardzo przydatne dla celów monitorowania jakości wód przybrzeżnych i wód śródlądowych (Tabela ). Jednym z satelitów, który znajdzie się niedługo na orbicie okołoziemskiej jest satelita EnMAP. EnMAP (ang. Environmental Monitoring and Analysis Programme) to niemiecki satelita hiperspektralny, który prawdopodobnie będzie pierwszym europejskim satelitą hiperspektralnym, jaki będzie pracował na orbicie okołoziemskiej. Misję EnMAP realizuje konsorcjum składające się z niemieckiej agencji kosmicznej DLR (niem. Deutsches Zentrum für Luft- und Raumfahrt) i GFZ (Geoforschungszentrum) oraz partnerów przemysłowych: Kayser- Threde GmbH, Munich (sensor), and OHB-System, Bremen (S/C bus). Konsorcjum planuje wprowadzić na orbitę okołoziemską dwa bliźniacze satelity EnMap, które zapewnią wysoką częstość pozyskiwania danych dla potrzeb monitorowania środowiska naturalnego 19. Celem misji EnMAP jest pozyskiwanie informacji o parametrach biochemicznych, biofizycznych i geochemicznych różnych ekosystemów ziemskich. Ponadto dane z satelity EnMAP będą wykorzystywane w czasie sytuacji kryzysowych, katastrof naturalnych oraz do określania zanieczyszczeń wody i gleby. Umieszczony na satelicie skaner HSI (ang. Hyperspectral Imager) będzie rejestrował promieniowanie elektromagnetyczne w 228 zakresach spektralnych z przedziału fal elektromagnetycznych o długości nm. Obrazy będą pozyskiwane z rozdzielczością przestrzenną 30x30 m, czyli analogiczną jak znajdujący się już na orbicie skaner HYPERION (na satelicie amerykańskim EO-1). Satelita EnMAP znajdzie się na orbicie okołoziemskiej na przełomie 2014/2015 roku. Aktualnie trwa faza D przygotowania misji, co oznacza, że są testowane i weryfikowane wszystkie komponenty misji, tak aby na koniec roku 2014 osiągnąć pełną gotowość i uzyskać autoryzację operacyjnego działania całego systemu. Kolejnym satelitą, który znajdzie się w najbliższym czasie na orbicie okołoziemskiej jest PRISMA (wł. PRecursore IperSpettrale della Missione Applicativa). PRISMA jest misją satelitarną zaplanowaną i realizowaną przez Włoską Agencję 19

12 Kosmiczną ASI (wł. Agenzia Spaziale Italiana). Satelita ten został zaplanowany jako satelita przeznaczony do kartowania pokrycia terenu, prowadzenia monitoringu dla potrzeb rolnictwa, monitoringu w zakresie oceny jakości środowiska naturalnego, w tym: badania jakości wód śródlądowych, wód strefy brzegowej i Morza Śródziemnego oraz badania wilgotności gleb i monitorowania cyklu obiegu węgla w środowisku. Wystrzelenie satelity PRISMA jest planowane na koniec roku Tabela 2. Charakterystyka systemów satelitarnych planowanych do wprowadzenia na orbitę okołoziemską, które mają potencjał w zakresie badania jakości wód śródlądowych 20 Nazwa satelity/ skanera Firma/ Kraj Planowana Wysokość data orbity umieszczenia na orbicie Zakres spektralny (liczba kanałów spektralnych) Wielkość piksela Rozdzielczość radiometryczna Szerokość pasa skanowania km µm m bity km EnMAP/ HSI DLR/ Niemcy VNIR: (96) SWIR: (122) 30x PAN: PRISMA ASI/ Włochy koniec VNIR: (66) SWIR: (171) 5x5 30x SENTINEL ESA VNIR: (4) SWIR: (9) 10x10 20x20 60x Źródło: opracowanie własne Dużym przedsięwzięciem, zaplanowanym przez Europejską Agencję Kosmiczną jest wprowadzenie na orbitę okołoziemską serii satelitów Sentinel. Misje Sentinel będą stanowić konstelację bliźniaczych satelitów zaprojektowanych dla różnych celów 21 : Sentinel-1, który ma być wystrzelony wiosną 2014 roku będzie okołobiegunową misją radarową, zaprojektowaną dla potrzeb monitorowania mórz i lądów; Sentinel-2 będzie rejestrował obrazy wielospektralne o wysokiej rozdzielczości przestrzennej w celu prowadzenia monitoringu na lądach, w tym monitorowania zmian pokrycia terenu, monitoringu dla potrzeb leśnictwa i rolnictwa, badań 20 Oznaczenia w tabeli: PAN obraz panchromatyczny, VNIR promieniowanie widzialne i bliska podczerwień, SWIR średnia podczerwień Our_Activities/ Observing_the_Earth/Copernicus/Overview4.

13 roślinności, gleb i wód, monitorowania szlaków wodnych i stref przybrzeżnych. Sentinel-2 będzie również dostarczał informacje dla serwisów zarządzania kryzysowego (powodzie, erupcje wulkanów, osunięcia ziemi). Pierwszy satelita z serii Sentinel-2 zostanie wprowadzony na okołobiegunową orbitę okołoziemską na przełomie roku 2014 i Sentinel-3 to satelita okołobiegunowy, który stanowi kontynuację misji ERS i ENVISAT. Na satelicie tym będzie wiele różnych instrumentów służących m.in. do badań topografii mórz, określania temperatury powierzchni mórz i lądów, badań mórz i oceanów. Dane z satelity Sentinel-3 będą służyły jako wsparcie przy prognozowaniu stanu oceanów oraz monitorowaniu środowiska i klimatu. Pierwszy satelita serii Sentinel-3 planowany jest na przełom 2014 i 2015 r. Sentinel-4 będzie satelitą meteorologicznym, który znajdzie się na orbicie geostacjonarnej takiej jak satelita Meteosat trzeciej generacji (MTG-S). Jest on przeznaczony do monitorowania atmosfery. Sentinel-5 będzie przeznaczony również do monitorowania atmosfery. Dane uzyskane z misji satelitów Sentinel będą zasilać serwisy tematyczne programu Copernicus 22, którego celem jest zbieranie danych dla potrzeb globalnego monitoringu środowiska, ochrony i bezpieczeństwa. Z punktu widzenia badania jakości wód śródlądowych interesujące mogą być dane rejestrowane przez satelitę Sentinel-2, który ma pozyskiwać obrazy w 13 zakresach spektralnych, obejmujących promieniowanie widzialne, bliską i średnią podczerwień, aczkolwiek większość zakresów spektralnych to podczerwień średnia, która ma niewielkie zastosowanie w badaniach jakości wód powierzchniowych. Rozdzielczość przestrzenna czterech zakresów spektralnych będzie wynosić 10x10 m, kolejnych sześciu 20x20 m i trzech 60x60 m. Szerokość pasa skanowania wyniesie 290 km. Dane pozyskiwane przez satelity serii Sentinel mają być bezpłatnie udostępniane członkom Europejskiej Agencji Kosmicznej, co z całą pewnością przyczyni się do ich bardziej powszechnego wykorzystania zarówno w badaniach naukowych, jak i w praktyce Możliwości zastosowania danych satelitarnych w ocenie jakości wód śródlądowych Zastosowanie obrazów satelitarnych w badaniach wód powierzchniowych ma już długą historię. W latach 70. XX w. dane z satelity LANDSAT (skaner MSS) zastosowano do określenia zawartości chlorofilu oraz zawiesin 23. Dalsze prace wykorzystywały dane rejestrowane przez kolejne systemy satelitarne, jak również dane pozyskiwane w trakcie różnych misji promów kosmicznych. Prace badawcze prowadzone wówczas Atwell, 1976; Ritchie i in., 1976; Holyer, 1978.

14 dotyczyły głównie szerokopasmowych systemów satelitarnych LANDSAT MSS, LANDSAT TM, SPOT XS i IRS 1C 24. Dane satelitarne wykorzystywano między innymi do oszacowania wskaźników trofii Carlsona 25. Prace te wykazały użyteczność szerokopasmowych danych satelitarnych, takich jak LANDSAT MSS, LANDSAT TM i SPOT do analizy trofii jezior. Inne parametry, charakteryzujące jakość wód możliwe do określenia na podstawie wspomnianych danych satelitarnych to: przeźroczystość / mętność wód, zawartość zawiesin oraz zawartość chlorofilu. Początek XXI wieku przyniósł rozwój technik super- i hiperspektralnych (ASTER/TERRA, MODIS/TERRA, MERIS/ENVISAT, CHRIS/PROBA), które umożliwiły poszerzenie wykorzystania danych satelitarnych w badaniach wód śródlądowych, co spowodowało zintensyfikowanie badań w tym zakresie 26. Analizując obrazy satelitarne często wydaje się, że wody powierzchniowe wykazują małą zmienność. Wynika to z faktu, że globalna analiza całego obrazu nie daje możliwości właściwego uwypuklenia zmienności jednego wybranego obiektu. Konieczne jest wykonanie przetworzenia obrazu satelitarnego, czyli analizy lokalnej tylko w odniesieniu do obiektu zainteresowania. W innych momentach sezonu można zauważyć również zjawisko odwrotne. W różnych zakresach promieniowania elektromagnetycznego zróżnicowanie właściwości spektralnych wód Zalewu Wiślanego jest odmienne, dzięki czemu można je zastosować do szacowania różnych parametrów jakości wód. Zakresy promieniowania widzialnego są stosowane na ogół do określenia przeźroczystości wód oraz zawartości zawiesin ogółem, z kolei zakresy promieniowania czerwonego i bliskiej podczerwieni wykorzystuje się do szacowania zawartości chlorofilu-a w wodzie. Te wskaźniki są najłatwiejsze do określenia na podstawie danych satelitarnych. Poniżej przedstawiono przegląd formuł obliczeniowych, uzyskanych przez różnych naukowców dla różnych parametrów fizykochemicznych opisujących jakość wód śródlądowych, które możliwe są do obliczenia przy wykorzystaniu zdalnych technik satelitarnych, zarówno przy użyciu danych wielospektralnych, jak również super- i hiperspektralnych. 24 Holyer, 1978; Robinove, 1982; Bukata i in., 1983; Verdin, 1985; Markham i in., 1986; Ritchie i in., 1986, 1987; Schiebe i in., 1987; Lathrop, 1991; Baranowska, 1992; Dekker i Peters, 1993; Lavery i in., 1993; Giardino i in., 1997; Ghezzi i in., Baranowska, 1992; Thiemann i Kaufmann, 2000; Iwashita i in., Kallio i in., 2001; Östlund i in., 2001; Kopponen i in, 2002; Thiemann i Kaufmann, 2002; Takio i in., 2003; Shafique i in, 2003; Mannheim i in, 2004; Gao i Merton, 2006; Polvorinos i in., 2006; Osińska-Skotak, 2010a, 2010b.

15 Tabela 3. Zestawienie przeźroczystości wód27 formuł obliczeniowych Formuła obliczeniowa stosowanych do szacowania R2 Sensor Autorzy b.d. MSS Lindell i Rosengren, 1981 SDD = 208 exp [-9.82 ( TM3/ TM1)] TM Lathrop i in., 1991 SDD = DNTM TM Dekker i Peters, 1993 ln(sdd) = ln(dntm3) 0.86 TM Dekker i Peters, /SDD = R(TM2+TM3)/2 b.d. TM Sorensen i in., 1993 SDD = TM ( TM1/ TM3) 0.81 TM Lavery i in., 1993 SDD = ,54 TM2 b.d. TM Ghezzi i in., 1998 AISA Kallio i in., 2001 SDD = [ xmss1/(xmss )] w maju: R -R SDD = nm nm 3.94 R nm - R nm w sierpniu: R -R SDD = nm nm 2.60 R nm - R nm R nm - R nm 2.66 R nm - R nm w maju i sierpniu: SDD = SDD = [(R521 nm - R781 nm)/(r700 nm - R781 nm)] AISA Koponen i in., 2002 SDD = [( 561 nm nm) / ( 561 nm+ 529 nm)] CHRIS Osińska-Skotak, 2010a Źródło: opracowanie własne Analizując literaturę światową można stwierdzić, że zakresami spektralnymi najczęściej stosowanymi do określenia przeźroczystości wód na podstawie danych rejestrowanych z pułapu satelitarnego są: promieniowanie niebieskie o długości fali około 490 nm, promieniowanie zielone o długości fali około 520 nm oraz promieniowanie czerwone o długości fali około 670, 706 i 750 nm. Współczynniki determinacji formuł obliczeniowych uzyskanych przez różnych badaczy wahały się w przedziale od 0.66 do 0.95 (Tabela ). Większość z nich miała współczynnik determinacji na poziomie Przykłady przestrzennego zróżnicowania przeźroczystości wód jezior mazurskich i wód Zalewu Wiślanego obliczonej na podstawie satelitarnych danych superspektralnych CHRIS/PROBA zawiera praca Osińskiej-Skotak (2010a). 27 Oznaczenia w tabelach: xk wartość chromatyczna w k-tym zakresie promieniowania, DNk wartość radiometryczna w k-tym kanale spektralnym, Rk wartość radiancji spektralnej w k-tym kanale spektralnym (ew. o podanej długości fali), k wartość odbicia spektralne w k-tym kanale spektralnym (ew. o podanej długości fali).

16 Rozkłady przestrzenne uwidaczniają wyraźnie występującą zmienność przeźroczystości wód jezior mazurskich, która w sierpniu waha się od ok. 1 m w przypadku jezior Inulec i Zełwążek do blisko 4.5 m w jeziorach Majcz Wielki i Kuc. Wody Zalewu Wiślanego wykazują z kolei małą przeźroczystość, mimo widocznej zmienności przestrzennej. Wartość widzialności krążka Secchiego, obliczona dla okresu wiosennego na podstawie danych satelitarnych CHRIS/PROBA waha się w granicach m. W przypadku parametru, jakim jest mętność wody, najczęściej określa się ją stosując dane teledetekcyjne zarejestrowane w zakresie bliskiej podczerwieni (fale o długości około 775 nm) oraz w zakresach promieniowania czerwonego (fale o długości ok. 620, 680 i , 750 nm) i niebieskiego ( nm). Wynika to z faktu, iż w tych zakresach promieniowanie jest najsilniej rozpraszane na cząsteczkach zawiesin, które decydują o mętności wody. Współczynniki determinacji formuł obliczeniowych uzyskiwanych przez różnych autorów wynoszą od 0.57 do 0.95 ( Tabela 1.). Tabela 1. Zestawienie formuł obliczeniowych stosowanych do szacowania mętności wody na podstawie danych satelitarnych Formuła obliczeniowa R 2 Sensor Autorzy Mętność = x MSS1 b.d. MSS Lindell i Rosengren, 1981 ln(mętność) = a ( TM3 / TM1 ) +b 0.84 TM Lathrop i in., 1991 Mętność = R TM R TM (R TM3/R TM2) 0.92 TM Sorensen i in., 1993 W maju: Mętność = R nm w sierpniu: Mętność = R nm w maju i sierpniu: Mętność = R nm AISA Kallio i in., 2001 Mętność = R 714 nm AISA Koponen i in., 2002 Mętność = (DN 710 nm DN 740 nm) CASI Shafique i in., 2003 Mętność = ( W12 / W16 ) CHRIS Polvorinos i in., 2006 Źródło: opracowanie własne Do szacowania zawartości chlorofilu-a w wodach śródlądowych najczęściej są wykorzystywane zakresy fal promieniowania elektromagnetycznego o długościach ok nm, 705 nm, jak również 490 nm i 750 nm. Są to zakresy promieniowania związane z maksimum bądź minimum pochłaniania promieniowania przez chlorofil (Rysunek 2). Chlorofil-a pochłania silnie promieniowanie elektromagnetyczne o długości fali ok nm, a maksimum fluorescencji dla chlorofilu przypada na promieniowanie o długości ok nm. Uzyskane przez różnych badaczy formuły obliczeniowe dla chlorofilu-a miały współczynniki determinacji w przedziale od 0.70 do 0.99 (Tabela 5.).

17 Rozkłady przestrzennej zmienności chlorofilu-a uzyskane przez Osińską-Skotak (2010a) na podstawie danych satelitarnych CHRIS/PROBA dla wód jezior mazurskich pokazują, że największym zróżnicowaniem w tym zakresie charakteryzuje się jezioro Juksty, które ma zlewnię o charakterze rolniczym. Stosunkowo dużą zawartością chlorofilu-a charakteryzuje się również jezioro Inulec. Na obszarze Zalewu Wiślanego uwidacznia się znaczne zróżnicowanie przestrzenne tego parametru. Zauważyć można również znacznie wyższą zawartość chlorofilu-a w wodach Zalewu Wiślanego w porównaniu do wód jeziornych. Tabela 5. Zestawienie formuł obliczeniowych stosowanych do szacowania zawartości chlorofilu-a w wodzie na podstawie danych satelitarnych Formuła obliczeniowa R 2 Sensor Autorzy Chl-a [mg m -3 ] = R TM3/R TM ATM Hedger i in., 2002 za Bennet, 1994 log 10 (Chl-a) = a (R 700 nm/r 675 nm) +b b.d. Gitelson i in., 1994 log 10 (Chl-a) = a + b {-log[r 490 nm2 /(R 460 nm R 520 nm)]} b.d. Harding i in., 1995 Chl-a [mg/m 3 ] = (R TM3 atm /R TM1 atm )-0.06 (R TM3 atm +R TM2 atm ) TM Giardino i in., 1997 Chl-a = [( atm TM2 - atm TM3 )/ atm TM1 ] TM Ghezzi i in., 1998 Chl-a ~ TM4/(TM1+TM2+TM4) 0.86 TM Lindell i in., 1999 ln (Chl-a) = ln(xs3/xs2) SPOT Yang i in., 2000 Chl-a [mg/m 3 ] = TM TM TM Giardino i in., 2001 Chl-a = a (R 705 nm-r 754 nm)/(r 665 nm -R 754 nm) + b Chl-a = a [log(r 531 nm -R 748 nm)/(r 551 nm -R 748 nm)] + b Chl-a = a [log (R 748 nm -R 870 nm)] + b MODIS Harma i in., 2001 Chl-a = a 0 + a 1 (R 702 nm/r 673 nm) Chl-a = a 0 + a 1 ( 702 nm / 673 nm ) b.d. AISA Koponen i in., 2001 Chl-a = [(R 700 nm - R 781 nm)/(r 662 nm - R 781 nm)] AISA Koponen i in., 2002 Chl-a = (R 705 nm/r 678 nm) b.d. HyMap Thiemann i Kaufmann, 2002 Chl-a = (R 705 nm/r 675 nm) TM Shafique i in., 2003 Chl-a = ( 706 nm / 671 nm ) Chl-a = P nm CHRIS Osińska-Skotak, 2010a Źródło: opracowanie własne Do szacowania zawartości zawiesiny ogółem na podstawie danych satelitarnych wykorzystuje się najczęściej zakresy promieniowania widzialnego, głównie zielonego i czerwonego. Zdarzało się również, że stosowano algorytmy wykorzystujące zakres bliskiej podczerwieni. Współczynniki determinacji uzyskanych formuł empirycznych wahają się w przedziale od 0.70 do 0.92 (Tabela 6.).

18 Tabela 6. Zestawienie formuł obliczeniowych stosowanych do szacowania zawartości zawiesin w wodzie na podstawie danych satelitarnych Formuła obliczeniowa R2 Sensor Autorzy ln(tss) = ln(r570 nm) 0.92 TM Tassan, 1987 TSS = exp[12.9 ( TM3/ TM1)] b.d. TM Lathrop i in., 1991 TSS = a R748 nm+b TSS = a R706 nm+b TSS = a (R698 nm-r714 nm)+b Dekker, TM Ghezzi i in., 1998 TSS ~ (R705 nm-r754 nm) 0.81 MODIS Harma i in., 2001 TSS ~ (R531 nm-r748 nm)/(r551 nm-r748 nm) TSS ~ (R748 nm-r870 nm) MERIS Harma i in., 2001 TSS ~ (RTM1-RTM4)/(RTM3-RTM4) 0.73 TM Harma i in., 2001 CASI i MERIS Östlund i in., 2001 CHRIS Osińska-Skotak, 2010a atm ln(tss) = TM2 atm TM3 TSS = nm TSS = nm TSS = P nm TSS = exp( P nm) TSS= ( 706 nm / 671 nm) Źródło: opracowanie własne Materia organiczna rozpuszczona w wodzie (DOM lub CDOM, z ang. Dissolved Organic Matter), występująca w wodach naturalnych absorbuje światło widzialne. Stąd też wynika możliwość określania jej zawartości z wykorzystaniem technik satelitarnych. Ze względu na jej właściwości do oszacowania zawartości materii organicznej rozpuszczonej w wodzie stosowane są zakresy promieniowania o długości fali: 480 nm, 520 nm, nm, 675 nm i ok. 700 nm. Są to zakresy związane z właściwościami spektralnymi barwników takich jak -karoten, fikoerytryna, fikocyjanina i chlorofil. Tabela 7. Zestawienie formuł obliczeniowych stosowanych do szacowania zawartości materii organicznej rozpuszczonej w wodzie na podstawie danych satelitarnych Formuła obliczeniowa R2 DOM ~ [R480 nm+ k (R700 nm/r675 nm)]/r520 nm DOM ~ [R480 nm+ k (R700 nm/r675 nm)]/r630 nm 0.92 DOM= ( nm/ nm) 0.82 Sensor Autorzy Gitelson i in., 1994 TM Polvorinos i in., 2006 Źródło: opracowanie własne Wymienione powyżej parametry, opisujące jakość wód powierzchniowych należą do najczęściej określanych z wykorzystaniem danych z pułapu satelitarnego.

19 Spowodowane to jest tym, że zarówno cząsteczki zawiesin, jak i materia organiczna wpływa bezpośrednio na zmianę odbicia, absorpcji i rozpraszania promieniowania w wodzie. Inne komponenty wód jeziornych, takie jak azot czy fosfor, wpływają jedynie pośrednio na wielkość odbicia i rozproszenia promieniowania w wodzie. Oba te składniki decydują o rozwoju fitoplanktonu, więc pośrednio wpływają na zmianę właściwości optycznych wody, poprzez oddziaływanie na rozwój fitoplanktonu. W literaturze spotyka się jedynie kilka przykładów określania zawartości fosforu w wodach powierzchniowych. Pierwsze prace na ten temat prowadził Dekker (1993), który uzyskał silną zależność (R² = 0.96) wyników pomiarów naziemnych zawartości fosforu całkowitego oraz ilorazu wartości odbicia spektralnego dla dwóch zakresów promieniowania czerwonego 706 nm / 676 nm (Tabela 7). Warto tu zauważyć, iż wskaźnik ten stosowany jest również do szacowania zawartości chlorofilu-a w wodach powierzchniowych. Z kolei Shafique i in. (2003) do obliczenia rozkładu przestrzennego zawartości fosforu całkowitego w rzekach Ohio zastosowali dane hiperspektralne CASI. Wykorzystali oni do obliczeń wielkość odbicia promieniowania w zakresie fal o długości fali 554 nm, 675 nm oraz 740 nm (Tabela 7). Tabela 8. Zestawienie formuł obliczeniowych stosowanych do szacowania zawartości fosforu ogółem w wodzie na podstawie danych satelitarnych Formuła obliczeniowa R 2 Sensor Autorzy TP = log(r 554 nm/r 675 nm) CASI Shafique i in., 2003 TP ~ (R 554 nm/r 740 nm) - (R 620 nm-r 740 nm) CASI Shafique i in., 2003 TP ~ ( 706 nm / 676 nm ) 0.96 Dekker, 1993 TP = exp[ ( 706 nm / 676 nm )] log(tp) = exp(0.002 P nm), Źródło: opracowanie własne CHRIS Osińska-Skotak, 2010a Wykorzystując superspektralne dane satelitarne CHRIS/PROBA w badaniach jakości wód jezior mazurskich i Zalewu Wiślanego Osińska-Skotak (2010a) uzyskała formułę na oszacowanie zawartości azotu ogółem następującej postaci: TN = ( 706 nm / 676 nm ) Wartość współczynnika determinacji dla tego wyrażenia wynosi R 2 = Podsumowanie

20 Duża różnorodność dostępnych danych satelitarnych stwarza szerokie możliwości ich zastosowania w monitorowaniu różnych rodzajów ekosystemów, w tym ekosystemów wodnych. Klasyczny monitoring akwenów wodnych wykonywany za pomocą poboru prób wody w określonych punktach zbiorników nie daje pełnego obrazu zróżnicowania przestrzennego badanego zbiornika wodnego. Mimo pewnych ograniczeń techniki zdalnego monitorowania wód śródlądowych z pułapu lotniczego lub satelitarnego mają tę przewagę nad klasycznym podejściem do monitoringu, że w efekcie końcowym dają obraz przestrzennego zróżnicowania wielu zbiorników wodnych w tym samym momencie czasu. Stąd właśnie wynika tak duże zainteresowanie wykorzystaniem obrazów lotniczych i satelitarnych do monitorowania stanu wód powierzchniowych. Wspomniane ograniczenia technik teledetekcyjnych sprowadzają się głównie do dwóch kwestii. Po pierwsze, istotne ograniczenie w monitorowaniu procesów zachodzących na powierzchni Ziemi stanowią warunki pogodowe (zachmurzenie). Po drugie, tylko niektóre wskaźniki jakości wód są możliwe do określenia za ich pomocą. Są to przede wszystkim: przeźroczystość i mętność wód, zawartość zawiesin, chlorofilu i innych barwników roślinnych, zawartość fosforu i azotu. To czy dany parametr jest możliwy do oszacowania zależy od rodzaju danych. Uzyskanie rozkładów przestrzennych niektórych parametrów fizyko-chemicznych jest możliwe jedynie przy zastosowaniu skanerów super- lub hiperspektralnych, gdyż dostarczają one danych szczegółowych na temat zróżnicowania spektralnego wód. Szczególnie uwidacznia się to przy badaniach stosunkowo niewielkich zbiorników wodnych (jeziora) o niewielkim zróżnicowaniu przestrzennym poszczególnych parametrów jakości wody. W przypadku badań dużych akwenów wodnych (takich jak np. Zalew Wiślany) ważna jest również wielkość rejestrowanego obrazu, aby w określonym momencie sezonu zarejestrować obraz całego zbiornika wodnego. Tego rodzaju dane zapewniają wielospektralne skanery szerokopasmowe takie jak np. TM (LANDSAT 5), OLI (LANDSAT 8) czy ALI (EO-1). Nowe możliwości w zakresie monitorowania wód śródlądowych pojawią się wraz z umieszczeniem na orbicie okołoziemskiej satelitów hiperspektralnych EnMap (Niemcy) i PRISMA (Włochy). Będą one dostarczać obrazy rejestrowane w kilkuset zakresach spektralnych w pasie skanowania o szerokości co najmniej 30 km. Wraz z satelitą E0-1, na którym znajduje się jedyny skaner hiperspektralny, stworzą one większe możliwości realnego monitorowania środowiska Literatura 1. Atwell, B.H., 1976, Remote Sensing of Chlorophyll Concentration State of the-art NASA Earth Resources Laboratory Report No. 156, Johnson Space Center, Houston, TX Baranowska T., Ocena czystości i stanu trofii jezior na podstawie wieloterminowych zdjęć satelitarnych, Prace IGiK, tom XXXIX, zeszyt 1 (87).

21 3. Bukata R.P., Burton J.E., Jerome J.H., Use of chromaticity in remote measurements of water quality. Remote Sensing of Environment Carpenter D.S., Carpenter S.M., Monitoring inland water quality using Landsat data. Remote Sensing of Environment, vol Dekker A.G., Detection of optical water quality parameters for eutrophic waters by high resolution remote sensing. PhD Thesis, Proeschrift Vrije Universiteit, Amsterdam, The Netherlands. 6. Dekker A.G., Peters S.W.M., The use of the Thematic Mapper for the analysis of eutrophic lakes: a case study in the Netherlands. International Journal of Remote Sensing, vol. 14 (5). 7. Flink P., Lindell T., Ostlund C., Statistical analysis of hyperspectral data from two Swedish lakes. The Science of the Total Environment, vol Frauendorf J., Entwicklung und Anwendung von Fernerkundungsmethoden zur Ableitung von Wasserqualitätsparametern verschiedener Restseen des Braunkohlen-tagebaus in Mitteldeutschland. Rozprawa doktorska. Mathematisch- Naturwissenschaftlich-Technischen Fakultät, Martin-Luther-Universität Halle- Wittenberg. 9. Gao Z., Merton R., Data Monitoring Tweed River Water Quality with CHRIS Data. Proc. of the 4 rd CHRIS/PROBA Workshop, September 2006, ESA/ESRIN, Frascati, Italy. 10. Ghezzi P., Giardino C., Pepe M., Zilioli E., Report on the 2 nd Salmon joint meeting. Venice, Italy. 11. Giardino C., Brivio P.A., Zilioli E., Comparison of satellite and airborne Thematic Mapper data for estimating inland water quality. W: Earth surface Remote Sensing, Cecchi G., Engman E.T., Zilioli E. (ed.), SPIE, Giardino C., Pepe M., Brivio P.A., Ghezzi P., Zilioli E., Detecting chlorophyll, Secchi disk depth and surface temperature in a sub-alpine lake using Landsat imagery. The Science of the Total Environment, vol Gitelson A., Szilagyi F., Garbuzov G., Mittenzwey K.-H., Remote sensing estimation of inland and coastal waters quality. 14. Harding L.W., Itsweire E.C., Esaias W.E., Algorithm development chlorophyll concentrations in Chesapeake Bay using aircraft remote sensing. Photogrammetric Engineering and Remote Sensing, vol Harma P., Vepsalainen J., Hannonen T., Pyhalahti T., Kamari J., Kallio K., Eloheimo K., Koponen S., Detection of water quality using simulated satellite data and semi-empirical algorithms in Finland. The Science of the Total Environment, Elsevier, vol Hedger R.D., Olsen N.R.B., Malthus T.J., Atkinson P.M., Coupling remote sensing with computational fluid dynamics modelling to estimate lake chlorophyll-a concentration. Remote Sensing of Environment, vol Heege T., Fischer J., Mapping of water constituents in Lake Constance using multispectral airborne scanner data and a physically based processing scheme. Canadian Journal of Remote Sensing, vol. 30, No. 1.