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PNMA II- índices e indicadores 
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ÍNDICE E INDICADORES DE 
QUALIDADE DA ÁGUA – REVISÃO DA 
LITERATURA 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
PNMA II- índices e indicadores 
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ÍNDICE 
 
 
1. APRESENTAÇÃO 1 
 
2. MONITORAMENTO DA QUALIDADE DA ÁGUA 2 
 
3. LEGISLAÇÃO BRASILEIRA E QUALIDADE DA ÁGUA 3 
 
4. ÍNDICES E INDICADORES DE QUALIDADE DA ÁGUA 
 4.1. ASPECTOS GERAIS 5 
 4.2. ÍNDICES DE QUALIDADE DA ÁGUA PARA USOS GERAIS 8 
 4.2.1. AMBIENTES LÊNTICOS 
 4.2.1.1. Lagos e reservatórios 9 
 4.2.1.2. Modelo do estado trófico de Carlson modificado por Toledo 11 
 4.2.1.3. Curva probabilística do estado trófico 13 
 4.2.1.4. Modelo simplificado do estado trófico 16 
 
 4.2.2. AMBIENTES LÓTICOS 20 
 4.2.2.1. Índice de Horton 20 
 4.2.2.2. Índice de qualidade da água da NSF (IQA- NSF) 22 
 4.2.2.3. Índice de Toxidez 24 
 4.2.2.4. Índice de Prati 25 
 4.2.2.5. Índice de Dinius 27 
 4.2.2.6. Índice de Smith 27 
 
 4.2.3. ESTUÁRIOS 29 
 4.2.3.1. Generalidades 29 
 4.2.3.2. Critério de qualidade da água baseado em indicadores 
 de qualidade estética 33 
 4.2.3.3. Critério de qualidade da água baseado em indicadores 
 de poluição orgânica e bacteriológica 34 
 4.2.3.4. Critério de qualidade da água baseado em indicadores 
 de estado trófico 35 
 
4.3.ÍNDICES DE USO ESPECÍFICO- AMBIENTES LÓTICOS 35 
 4.3.1. Índice de O’ Connor 35 
 4.3.2. Índice de Deininger e Landwehr 37 
 4.3.3.Índice de Walski e Parker 38 
 4.3.4. Índice de Stoner 39 
 4.3.5. Índice de Nemerow e Sumitomo 41 
 4.3.6. Índices de planejamento 42 
 4.3.6.1. Índices de Mitre 42 
 4.3.6.2. Índice de Inhaber 43 
 4.3.6.3. Índice de Zoeteman 43 
 
 
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5. ÍNDICES BIOLÓGICOS 
 5.1. Generalidades 44 
 5.2. Número de espécies 45 
 5.3. Número total de indivíduos 46 
 5.4. Índice de Margalef 46 
 5.5. Índice de Menhinick 46 
 5.6. Déficit de espécies de Kothe 47 
 5.7. Índice de Odum 47 
 5.8. Índice de Hulbert 47 
 5.9. Índice de dominância de McNaughton 47 
 5.10. Índice de Simpson 48 
 5.11. Índice de diversidade Shannon 48 
 5.12. Ensaios Biológicos na avaliação da qualidade da água 48 
 5.12.1. Modalidades de ensaios 48 
 5.12.2. Definição de organismos 51 
 
6. ÍNDICES RECENTEMENTE DESENVOLVIDOS 51 
 6.1. Índice geral de qualidade da água (IGQA)-SABESP 51 
 6.1.1 Critérios para a determinação do índice 51 
 6.1.2. Cálculo do IGQA 53 
 6.1.3. Interpretação da classificação 54 
 6.1.4. Apresentação dos resultados dos cálculos 54 
 6.2. Índice de qualidade da água distribuída `a população do DF (IQAD) 55 
 6.3. Índices de qualidade da água utilizados pela CETESB-rios e reservatórios 55 
 6.3.1. Balneabilidade 59 
 6.3.1.1. Fatores que influenciam a balneabilidade 59 
 6.3.2. Revisão do índice de preservação da vida aquática (IVA) 61 
 6.3.2.1. Cálculo do IVA 62 
 6.3.3. Cálculo do IPMCA 65 
 6.3.4. Índice do estado trófico 65 
 6.3.5. Cálculo do índice para a proteção da vida aquática, IVA 66 
 6.3.6. IAP, índice de qualidade de águas brutas para fins de abastecimento 
 público 67 
 6.3.7. Cálculo do IAP 69 
 6.3.8. Metodologia de cálculo do ISTO 69 
 6.3.9. Ponderação dos parâmetros que avaliam a presença de substâncias 
 tóxicas 72 
 6.3.10. Ponderação dos parâmetros que afetam a qualidade organoléptica 72 
 6.3.11. Cálculo do ISTO 73 
 6.3.12. Metodologia de cálculo do IAP 73 
 6.4. IQAR- Índice de qualidade da água de reservatório (Instituto Ambiental do 
 Paraná) 75 
 6.4.1. Variáveis selecionadas para o monitoramento 76 
 6.4.2. Determinação das classes de qualidade de água de reservatório, 
 de acordo com níveis de comprometimento 76 
 6.4.3. Cálculo do IQAR 78 
6.5. Avaliação da toxidez-rios e reservatórios 81 
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7.0. Comparação de índices de qualidade da água 83 
 
8.0 Experiências com análises comparativas de índices 88 
 
9.0. índices selecionados 89 
 
10.0. Perspectivas e recomendações 92 
 
11.0. Bibliografia 95 
 
ANEXO 107 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
PNMA II- índices e indicadores 
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ESTUDOS PARA SELEÇÃO DE ÍNDICES E INDICADORES DE QUALIDADE DA 
ÁGUA PARA O MONITORAMENTO NO ESTADO DE PERNAMBUCO 
 
 
1. APRESENTAÇÃO 
 
 O estado de Pernambuco teve o projeto MONITORAMENTO DA QUALIDADE DA 
ÁGUA COMO INSTRUMENTO DE CONTROLE AMBIENTAL E GESTÃO DOS RECURSOS 
HÍDRICOS NO ESTADO DE PERNAMBUCO aprovado pelo PNMA II- Sub Componente 
Monitoramento de Qualidade da Água. O Objetivo geral do projeto é “Reestruturar e 
aprimorar o sistema de monitoramento da qualidade da água na bacia do rio Ipojuca e 
reservatório de Tapacurá, para seu efetivo funcionamento como ferramenta de suporte 
à decisão e participação comunitária no controle ambiental e na gestão dos recursos 
hídricos, servindo como modelo para reestruturação do sistema estadual”. 
 
O projeto aprovado prevê a realização de estudos para seleção de índices e 
indicadores de qualidade da água e consolidação dos estudos. A necessidade dos 
estudos foi justificada no âmbito do projeto por um Diagnóstico do Monitoramento da 
Qualidade da Água (SOBRAL & MONTENEGRO, 2001) que identificou que o 
monitoramento ora realizado pela CPRH e SRH-PE poderia se tornar ferramenta efetiva 
de gestão ambiental caso sofresse uma reformulação, abordando dentre outros 
aspectos, a seleção de parâmetros, índices e indicadores de qualidade da água 
adequados às peculiaridades do estado, com diversidade de regime hidrológico, 
presença de sistemas lóticos e lênticos, incluindo estuários. Os ambientes de água 
doce são divididos em lóticos e lênticos. Lóticos são ambientes de água corrente, 
enquanto lênticos são ambientes de água parada. 
 
Foi efetuada revisão da literatura sobre índices e indicadores de qualidade de 
água propostos, metodologias de estabelecimento desses índices, bem como estudos 
de casos com aplicações desses índices, a estudos específicos e a atividades de 
monitoramento sistemático. O presente documento apresenta a revisão da literatura e 
a seleção de índices e indicadores que poderão ser aplicados no monitoramento da 
qualidade da água no estado de Pernambuco, pelas duas instituições envolvidas, CPRH 
e SRH-PE. A consolidação da seleção apresentada dar-se-á após exercício de aplicação 
dos índices e indicadores selecionados a dados do monitoramento atual e realização de 
oficina para debate, na qual deverão participar técnicos dasduas instituições, 
PNMA II- índices e indicadores 
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especialistas convidados e membros da comunidade em geral nas áreas- piloto 
consideradas no projeto do estado de Pernambuco. 
 
2. MONITORAMENTO DA QUALIDADE DA ÁGUA 
 
A poluição a que os corpos d’ água estão sujeitos, causada por diferentes fontes 
de origem urbana, rural e industrial, conduz à necessidade de planos de prevenção e 
recuperação ambiental, a fim de garantir condições de usos atuais e futuros, para 
diversos fins. Esses planos, além de medidas de acompanhamento de suas metas, 
através de fiscalização, requerem para sua proposição e efetiva implementação, dados 
que indiquem o estado do ambiente aquático. Para esse fim, são estabelecidos os 
programas de monitoramento da qualidade da água. Programas de monitoramento da 
qualidade da água são estabelecidos para avaliar as substâncias presentes na água, 
avaliadas sob os aspectos físicos, químicos e biológicos (SANTOS et al., 2001). 
 
A água contém uma ampla variedade de constituintes que podem ser medidos 
nesses programas de monitoramento da qualidade, relacionados aos três diferentes 
aspectos anteriormente mencionados. A Tabela 01 apresentada por SANTOS et al. 
(2001) lista alguns parâmetros, relacionados a cada um desses três aspectos. Os 
mesmos autores destacam que a seleção dos parâmetros de interesse depende do 
objetivo do estudo, investigação ou projeto, levando-se em consideração os usos 
previstos para o corpo d’água e as fontes potencias de poluição existentes na bacia 
hidrográfica. Os parâmetros a serem considerados, segundo recomendam os mesmos 
autores, podem ser selecionados de acordo com as fontes potenciais e ainda para 
atender determinada legislação, estabelecendo os padrões de qualidade que devem ser 
atendidos, como por exemplo, os padrões de qualidade de águas superficial 
estabelecidos pela Resolução 20/86 CONAMA, ou os padrões de efluentes industriais 
estabelecidos pela mesma resolução, dentre outros. As fontes potenciais de poluição 
podem ser identificadas através de um levantamento de uso do solo na bacia. 
 
Qualquer programa de acompanhamento da qualidade da água, ao longo do 
tempo e do espaço, gera um grande número de dados analíticos que precisam ser 
transformados em um formato sintético, para que descrevam e representem de forma 
compreensível e significativa o estado atual e as tendências da água, para que possam 
ser utilizados como informações gerenciais e como ferramenta na tomada de decisões 
relativas aos recursos hídricos. 
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Uma forma de agregação dos dados em um formato sintético é o uso de 
indicadores que transfiram informações de um sistema a outro, levando a melhoria na 
tomada de decisões. 
 
Indicador é uma característica específica da água, podendo ser, física, química 
ou biológica. Ex: oxigênio dissolvido, carga de fósforo total, etc. 
 
Os índices de qualidade de água são importantes no acompanhamento da 
qualidade levando em conta que existem incertezas por detrás das variáveis que os 
compõem. Índice é a agregação de dois ou mais indicadores. Ex: IQA-NSF, IQAR, etc. 
Tabela 01. Alguns parâmetros de qualidade da água (SANTOS et al., 2001). 
Parâmetros 
físicos 
Parâmetros 
inorgânicos não 
metálicos 
Parâmetros 
orgânicos 
Parâmetros 
biológicos e 
microbiológicos 
Parâmetros 
metálicos 
Cor 
Condutividade 
Odor 
Sólidos 
Salinidade 
Sabor 
Temperatura 
Turbidez 
 
 
 
 
 
Acidez 
Alcalinidade 
Boro 
Dióxido de 
carbono 
Cloreto 
Cloro (residual) 
Cianeto 
Flúor 
Iodo 
Nitrogênio 
Oxigênio 
dissolvido 
Ozônio 
pH 
Fósforo 
Sílica 
Sulfato 
Sulfeto 
Sulfito 
 
 
Demanda 
bioquímica de 
oxigênio (DBO) 
Demanda 
química de 
oxigênio (DQO) 
Ácidos voláteis 
orgânicos 
Carbono 
orgânico 
Halogênio 
orgânico 
Metano 
Óleos e graxas 
Pesticidas 
orgânicos 
Fenóis 
Surfactantes 
Tanino e lignina 
Plâncton 
Macroinvertebrados 
Macrófitas 
Algas 
Coliformes totais 
Coliformes fecais 
Salmonela 
Protozoários 
Vírus 
Bactérias 
fungos 
Alumínio 
Arsênico 
Bário 
Berílio 
Cádmio 
Cálcio 
Cromo 
Cobre 
Ferro 
Chumbo 
Lítio 
Magnésio 
Manganês 
Mercúrio 
Níquel 
Potássio 
Selênio 
Prata 
Sódio 
Zinco 
 
 
3. LEGISLAÇÃO BRASILEIRA E QUALIDADE DA ÁGUA 
 
A primeira base legal específica dos recursos hídricos foi instituída a partir do 
Código das Águas, de 10 de julho de 1934, que apesar de seus mais de sessenta anos 
ainda é considerada pela Doutrina Jurídica como um dos textos modelares do Direito 
Positivo Brasileiro. 
 
Promulgada em 1988, a Constituição Federal em vigência modificou em vários 
aspectos o Código das Águas. Uma das principais alterações foi à extinção de alguns 
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casos previstos pelo instrumento legal do domínio privado da água. Segundo a 
Constituição atual todos os corpos d’ água são de domínio público. A Constituição 
vigente traz uma série de outras modificações em relação ao Código das Águas. 
 
A Lei 9.433, de 8 de janeiro de 1997, conhecida atualmente como Lei das 
Águas, institui a Política Nacional de Recursos Hídricos e cria o Sistema Nacional de 
Gerenciamento de Recursos Hídricos. A Lei das Águas estabelece como princípios 
gerais básicos para a gestão de recursos hídricos: 
 
 A gestão por bacia hidrográfica; 
 
 A observância dos usos múltiplos, mas considerando que em situações de escassez, 
o uso prioritário dos recursos hídricos é o consumo humano e a dessedentação animal; 
 
 O reconhecimento de que a água é um recurso dotado de valor econômico; 
 
 A gestão descentralizada e participativa; 
 
 O reconhecimento da água como bem finito e vulnerável. 
 
 A Política Nacional de Recursos Hídricos tem como um de seus objetivos 
assegurar à atual e às futuras gerações a necessária disponibilidade de água, em 
padrões de qualidade adequados aos respectivos usos. Dentre as diretrizes de ação 
para implementação dessa política, a lei estabelece que a gestão sistemática dos 
recursos hídricos não deve dissociar os aspectos de quantidade dos de qualidade (Art. 
30, Cap. III, Tit. I). 
 
Como instrumentos da Política Nacional de Recursos Hídricos, a Lei 9.433/97 
estabeleceu: 
 
 Os planos de recursos hídricos; 
 
 A outorga de direito de uso dos recursos hídricos; 
 
 A cobrança pelo uso dos recursos hídricos; 
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 O enquadramento dos corpos d’ água em classes de uso; 
 
 O sistema nacional de informações sobre recursos hídricos. 
 
Para se definir a qualidade das águas dos mananciais é preciso enquadrá-las em 
classes, considerando seus usos e estabelecendo-se critérios (ZAGATTO et al., 1993; 
VON SPERLING, 1995). O enquadramento de corpos d’ água já previsto na Resolução 
n0 20 do Conselho Nacional de Meio Ambiente-CONAMA (1986) é o instrumento que 
estabelece o nível de qualidade (classe) a ser alcançado e/ou mantido em um 
segmento de um corpo d’ água ao longo do tempo, assegurando seus usos prioritários. 
Estabelece que o enquadramento de um corpo d’água deve ser baseado não 
necessariamente no seu estado atual, mas no nível de qualidade que deveria possuir 
para atender as necessidades da comunidade. 
 
 Esta Resolução dividiu as águas do território brasileiro em águas doces 
(salinidade < 0,05%), salobras (salinidade entre 0,05% e 3%) e salinas (salinidade > 
3%). Em função dos usos previstos, foram criadas nove classes de qualidade. As 
Classes Especiais, 1, 2, 3 e 4 referem-se às águas doces, as Classes 5 e 6 são relativas 
às águas salinas e as Classes 7 e 8 às águas salobras. 
 
Todasas propostas de enquadramento devem ser desenvolvidas com a 
participação de usuários, irrigantes, ONG’s, associações comunitárias e representantes 
dos governos municipais e estaduais. Com o enquadramento podem ser definidas 
metas a serem alcançadas, como por exemplo, o estabelecimento de programas de 
investimento em tratamento de esgotos urbanos. 
 
4. ÍNDICES E INDICADORES DE QUALIDADE DE ÁGUA 
 
4.1. ASPECTOS GERAIS 
 
A poluição das águas origina-se principalmente de efluentes domésticos, 
efluentes industriais e da exploração agrícola, associada, principalmente, ao tipo de 
uso e ocupação do solo (HOLMES, 1996; VARIS, 1996). 
 
PNMA II- índices e indicadores 
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Os primeiros estudos relacionando o nível de pureza e a poluição da água foram 
realizados na Alemanha em 1848 (OTT, 1978). Segundo DERÍSIO (1992), estes 
estudos procuraram sintetizar os dados de qualidade da água, através da relação entre 
o nível de pureza da água e a poluição, com a ocorrência de determinadas 
comunidades de organismos aquáticos. Em lugar de um valor numérico, a qualidade da 
água era categorizada por uma classe, entre várias, de poluição. 
 
Nos últimos 130 anos, vários países Europeus desenvolveram e aplicaram 
diferentes sistemas para classificar a qualidade da água. 
Os sistemas usualmente utilizados eram de dois tipos: 
a) aqueles relativos à quantidade de poluição detectada 
b) aqueles relativos à vida de comunidades de organismos macro e microscópicos, 
como por exemplo peixes, organismos bentônicos e plantas. 
 
Índices de qualidade da água foram propostos visando resumir as variáveis 
analisadas em um número, que possibilite analisar a evolução da qualidade da água no 
tempo e no espaço e que serve para facilitar a interpretação de extensas listas de 
variáveis ou indicadores (GASTALDINI & SOUZA, 1994). 
 
O interesse do Brasil por tais índices cresceu desde que o Conselho Nacional de 
Meio Ambiente em seu relatório anual de 1972, manifestou a necessidade da utilização 
de índices para o meio ambiente. 
 
Existem três tipos básicos de índices de qualidade de água (OTT, 1978): 
- Índices elaborados a partir da opinião de especialistas; 
- Índices baseados em métodos estatísticos; 
- Índices biológicos (cujos dados necessários para sua formulação ainda não são 
rotineiramente obtidos em programas de monitoramento). 
 
Para Ott apud LEITE & FONSECA (1994) índices de qualidade de água podem ser 
utilizados para diversas finalidades, tais como: 
 distribuição de recursos: repartição de verbas e determinação de prioridades; 
 
 ordenação de áreas geográficas: comparação de condições ambientais em 
diferentes áreas geográficas; 
PNMA II- índices e indicadores 
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 imposição de normas: determinação do cumprimento ou não da legislação 
ambiental; 
 
 análise de tendências: avaliação de mudanças na qualidade ambiental, em 
determinado período de tempo e acompanhamento da qualidade dos recursos 
hídricos superficiais; 
 
 informação ao público: informe à população sobre as condições de qualidade 
ambiental em determinado ecossistema; 
 
 pesquisa científica: redução de uma grande quantidade de dados, atuando 
como ferramenta para o estudo dos fenômenos ambientais; 
 
 Identificar problemas de qualidade de água que demandem estudos especiais 
em trechos de rios; 
 
 Servir de instrumentos para a gestão dos recursos hídricos 
 
Em geral, um Índice de Qualidade de Água (IQA) é um número adimensional que 
exprime a qualidade da água para os diversos fins. Esse número é obtido da agregação 
de dados físico-químicos, bacteriológicos, químicos por meio de metodologias 
específicas. 
 
Como existe uma variedade de usos para a água, surgiram, então, vários índices, 
tais como (DERÍSIO, 1992): 
 índice de qualidade de água em geral; 
 índice de qualidade de água para usos específicos; 
 índice de qualidade de água para planejamento ambiental, entre outros. 
 
Nos Estados Unidos (EUA), diversos estudos e revisões literárias foram realizados, 
principalmente na década de 70. Segundo OTT (1978) o primeiro destes foi uma tese 
de doutorado desenvolvida em 1974 na Universidade de Michigan, por Landwehr, que 
tratou da construção e análise de IQA’s. Em seguida, em cooperação com outras 
agências federais, o Council on Environmental Quality (CEQ) dos Estados Unidos 
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patrocinou um levantamento e avaliação de vários índices de qualidade que estavam 
sendo utilizados no país. 
 
Alguns índices foram desenvolvidos utilizando a técnica de pesquisa de opinião em 
um largo painel de especialistas em qualidade da água, como os desenvolvidos por 
Prati, Mcduffie, Dinius e Dunnette. Outros índices nessas mesmas bases foram 
desenvolvidos para regiões específicas e foram citados por OTT (1978). 
 
Na escolha das variáveis para composição do índice são incorporados elementos 
estatísticos ou métodos de pesquisa de opinião entre especialistas que conhecem o 
tema. 
 
Para a determinação e interpretação dos dados de qualidade ambiental podem ser 
utilizadas aplicações estatísticas - Análise da Matriz Correlação (MC), Análise de 
Componentes Principais (ACP), Análise Fatorial (AF), Procedimento de Classificação 
Não Paramétricos (CNP). 
 
Nos métodos de pesquisa de opinião, a técnica DELPHI é a que tem sido mais 
utilizada. Após a seleção de parâmetros por um dos métodos estatísticos ou de 
opinião, é necessário uniformizar os dados, devido às escalas diferentes para águas 
poluídas e não poluídas e isto é possível através de funções matemáticas distintas. 
 
A determinação de subíndices pode ser feita do ponto de vista matemático, através 
de equações lineares e não lineares e método de normalização, além do método de 
pesquisa de opinião. 
 
4.2.ÍNDICES DE QUALIDADE DE ÁGUA PARA USOS GERAIS 
 
4.2.1. AMBIENTES LÊNTICOS 
4.2.1.1. LAGOS E RESERVATÓRIOS 
 
Um dos principais processos causadores da degradação da qualidade das águas 
em ambientes lênticos tem sido a eutrofização (VIEIRA et al., 1998), que consiste no 
enriquecimento das águas por substâncias fertilizantes que propiciam o crescimento 
excessivo das plantas aquáticas, tanto planctônicas quanto aderidas (TOLEDO et al., 
1984; VON SPERLING, 1995; HARREMOES, 1998). 
PNMA II- índices e indicadores 
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 O nitrogênio, o fósforo e a sílica são apontados como principais nutrientes 
responsáveis pelo processo, no entanto outros fatores externos como a luz e a 
temperatura da água também atuam como controladores do fenômeno da eutrofização 
(TOLEDO et al., 1984; TUNDISI et al., 1988; WETZEL, 1993; ESTEVES & BARBOSA, 
1986). 
 
Os condicionantes do processo de eutrofização são: os lançamentos de 
efluentes domésticos e industriais ricos em nutrientes, decorrentes do processo 
desordenado de urbanização das grandes cidades e a inadequada cobertura de coleta e 
tratamento desses efluentes; características edáficas das regiões onde se encontram 
os mananciais, por muitas vezes em solos ricos em micro e macro nutrientes e o uso 
indiscriminado de fertilizantes ou de defensivos agrícolas, que terminam sendo 
carreados para o corpo d’água (OENEMA & ROESTl, 1998). 
 
Alguns efeitos indesejáveis podem ser provocados pelo processo de 
eutrofização, como: 
 O aparecimento de florações de algas nas águas, crescimento da vegetação e maus 
odores (ESTEVES & BARBOSA, 1986; GOODWIN, 1996); 
 Elevação da produção primária (acréscimo na disponibilidade de nutrientes, leva a 
um crescimento excessivo do fitoplâncton. Essa explosão da produtividade primária é 
acompanhada por um decréscimo na diversidadede espécies e um domínio de algas 
azuis indesejáveis- cianobactérias); 
 diminuição do oxigênio dissolvido, com predominância das condições anaeróbias, 
morte de peixes , toxicidade aumentada devido à amônia; 
 
 o ferro e manganês, encontram-se na forma solúvel prejudicando o abastecimento 
de água. O fósforo, também se encontra solúvel (FOY, 1992 ; TUNDISI et al., 1988); 
 
 desaparecimento do lago devido ao acúmulo de material e vegetação no fundo 
(ARAÚJO, 1996); 
PNMA II- índices e indicadores 
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 Aparecimento de microalgas e cianobactérias com crescimento na superfície da 
água, liberando toxinas mortais aos seres humanos (ESTEVES & BARBOSA, 1986; 
RECKNAGEL et al., 1998). 
 
De uma forma geral, classifica-se os estados tróficos da água como: 
 
 oligotrófico (lagos claros e baixa produtividade); 
 
 mesotróficos (lagos com produtividade intermediária); 
 
 eutrófico (lagos com elevada produtividade comparada ao nível natural básico). 
 
 Entende-se por produtividade de um corpo d' água, a sua capacidade de 
propiciar o desenvolvimento da vida (TOLEDO et al., 1984). 
 
 Na prática a caracterização do estado trófico é quantificada através de variáveis 
que se relacionam diretamente com o processo de eutrofização, em geral, clorofila "a", 
transparência das águas e as concentrações de nutrientes e oxigênio dissolvido 
(TOLEDO et al.,1984; HAYDÉE, 1997). 
 
 Na tabela 02 encontra-se uma classificação do estado trófico baseada numa 
adaptação de VOLLENWEIDER & KEREKES (1981). 
Tabela 02 - Relação entre níveis tróficos e as características dos lagos. 
Estado 
trófico 
Materia Orgánica 
mg/m3 
 Fósforo total 
mg/m3 
Clorofila 
mg/m3 
Profundidade 
de Secchi 
m 
Oligotrófico Baixo 8,0 4,2 9,9 
Mesotrófico Médio 26,7 16,1 4,2 
Eutrófico Alto 84,4 42,6 2,45 
Hipertrófico Muito Alto 750-1200 - 0,4-0,5 
 
 A eutrofização surge gradativamente podendo ser acelerada por ações 
antrópicas, o que leva à quebra do equilíbrio natural das cadeias tróficas causando 
alterações nos ciclos químicos dos ecossistemas lacustres, tal como a alteração do 
oxigênio na água, devido à espessa camada de algas que pode se formar na superfície 
desta (TOLEDO et al.,1984 ; TUNDISI et al.,1988). 
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Nos últimos anos, tem sido observado um agravamento do problema da 
eutrofização. Segundo VOLLENWEIDER & KEREKES (1981), 75% dos 800 lagos norte-
americanos pesquisados, encontravam-se afetados pelo processo. 
 
Os açudes do Semi-Árido Brasileiro, cujo número tem aumentado 
permanentemente, são limnologicamente vulneráveis a eutrofização, apresentando 
grandes variações do nível por causa da seca (DATSENKO et al., 2000). 
 
Em lagos e reservatórios, o monitoramento do teor de clorofila é 
particularmente importante uma vez que o nível de clorofila algal é um indicador de 
condições tróficas e um indicador indireto de fertilizantes, pesticidas e herbicidas 
(GOODIN et al., 1993). 
 
CEBALLOS et al. (1998), avaliando a tipologia de 03 açudes na Paraíba, definiram a 
qualidade utilizando 7 parâmetros físico-químicos, sanitários e biológicos (pH, turbidez, 
oxigênio dissolvido, DBO5, nitrato, ortofosfato, e coliforme fecal). A utilização de análise de 
componentes principais mostrou-se importante na escolha do conjunto de parâmetros, 
definindo as correlações entre as variáveis estudadas a fim de avaliar o nível trófico de 
águas superficiais em regiões tropicais semi-áridas. 
 
A partir dos anos sessenta os limnólogos, ao estudar essa questão nos lagos, 
principalmente de zona temperada, criaram critérios indicadores de eutrofização 
(CARLSON, 1977; WALKER Jr.,1979). São critérios genéricos que precisam ser 
analisados à vista das condições concretas de cada reservatório: concentração de 
clorofila "a" (ou biomassa de fitoplancton), concentração de nutrientes (principalmente 
fósforo), profundidade do disco Secchi e diminuição gradativa da concentração de 
oxigênio dissolvido no hipolímnio. 
 
4.2.1.2. MODELO DO ESTADO TRÓFICO DE CARLSON MODIFICADO POR 
TOLEDO 
 
CARLSON (1977) definiu um índice do estado trófico, usando uma 
transformação linear da transparência pelo disco de Secchi, que avalia a concentração 
de biomassa. Pela sua simplicidade e objetividade, esse índice é um dos mais utilizados 
para a classificação de lagos. Além da transparência, o índice pode ser expresso em 
PNMA II- índices e indicadores 
 16 
função das concentrações de fósforo e clorofila “a”, medidas em amostras coletadas 
próximo à superfície da água. 
 
Os modelos utilizados eram baseados em dados obtidos em lagoas de clima 
temperado. As diferenças existentes entre estas regiões e países como o Brasil, de 
clima predominantemente tropical, podem alterar significativamente as respostas dos 
organismos aquáticos aos fatores que influem em suas atividades vitais. 
 
TOLEDO et al. (1984) propuseram uma modificação nas expressões do Índice 
do Estado Trófico (IET) de CARLSON (1977), incluindo ainda uma expressão para o 
ortosfosfato solúvel. As equações obtidas de 1 a 4 exprimem o Índice do Estado Trófico 
de Carlson modificado (IETM). 
 
)]
ln2
Traln0,64(6[*10 +−= (Tra)
M
IET (equação 1) 
]
ln2
)
PT
80,32ln(
6[*10 −=(PT)IETM (equação 2) 
]
2ln
)67,21ln(
6[*10)( OFOFIETM −= (equação 3) 
)]
2ln
""ln695,004,2(6[*10)""( aClaClIETM
−
−= (equação 4) 
onde: 
PT = fósforo total; 
OF = ortofosfato solúvel; 
Cl"a" = clorofila "a"; 
TRA = transparência. 
 
O IET de Carlson pode ser considerado como restritivo e conservador. A versão 
modificada deste índice tem se mostrada mais adequada para a determinação do 
estado trófico em lagos de clima tropical, segundo TUNDISI et al. (1985), CALIJURI 
(1988) e CEBALLOS (1995). 
 
 
PNMA II- índices e indicadores 
 17 
4.2.1.3. CURVA PROBABILÍSTICA DE ESTADO TRÓFICO 
 
Os modelos matemáticos têm sido usados como instrumentos de gerenciamento 
na avaliação do processo de eutrofização de lagos e represas. 
 
 Utilizando-se o gráfico de distribuição de probabilidade de níveis tróficos, 
adaptado por SALAS & MARTINO (1991) para lagos tropicais de águas quentes, pode-
se estimar o estado trófico. Esta metodologia foi usada na Lagoa Jacuném, no Espírito 
Santo (Figura 01) chegando-se à conclusão que a mesma está fortemente eutrofizada, 
no limite entre a eutrofia e a hipertrofia. 
 
 
 
Figura 01: Distribuição probabilística de estado trófico baseada em fósforo 
total. 
Fonte : VOLLENWEIDER & KEREKES (1981). 
 
PNMA II- índices e indicadores 
 18 
Neste estudo, foram testados 5 (cinco) modelos simplificados para controle do 
processo de eutrofização na lagoa Jacuném em quatro campanhas de amostragens 
avaliando o teor de fósforo (Tabela 03 e equações de 5 a 9). 
 
Tabela 03. Modelos Matemáticos para determinação da Curva de 
Probabilidade do Estado Trófico. 
Equações Matemáticas Para Curva De Probabilidade Do Estado Trófico 
(((( ))))ww T21TZ
PLP
++++
====λλλλ /
)(
 (SALAS & MARTINO, 1991) 
 
 (equação 5) 
 (((( ))))
93406760
w
8910
p ZL2900P ,,, /, Τ⋅⋅⋅⋅⋅⋅⋅⋅====λλλλ (SALAS & MARTINO, 1991)) (equação 6) 
(((( ))))
3
T
Z
PLP
4
3
w
⋅⋅⋅⋅====λλλλ (SALAS & MARTINO, 1991) 
 
(equação 7) 
(((( ))))t1q LP s cr ++++==== (VOLLENWEIDER, 1976) 
 
(equação 8) 



ττττ
++++ττττ
====
−−−−
Z8240
LP5460.
.
 (WALKER, 1977) 
 
(equação 9) 
Fonte:SILVA & MENDONÇA (2000). 
 
onde: 
Pλ = P = concentração de fósforo total no reservatório (mg/l); 
Pr = concentração de fósforo total no reservatório (mg P/m
3); 
L(P) = L = taxa de carga de fósforo total superficial (g m-2 .ano-1); 
Lc = taxa de carga de fósforo total superficial (mg P/m
2 . ano); 
Tw = τ = t = tempo de detenção (ano); 
qs = taxa de aplicação hidráulica = z/t (m/ano). Os erros estão apresentados na tabela 
04; 
Z = profundidade média. 
 A tabela 04 mostra os erros avaliados na comparação de valores de fósforo total 
estimados das equações 5 a 9. 
 
 
 
PNMA II- índices e indicadores 
 19 
Tabela 04: Erros percentuais das concentrações de fósforo total estimadas. 
Campanhas Equação 
(5) 
E (%) 
Equação 
(6) 
E (%) 
Equação 
(7) 
E(%) 
Equação 
(8) 
E (%) 
Equação 
(9) 
E (%) 
1°°°° -31,6 -36,8 -31,6 -15,8 -15,8 
2°°°° 0 -10,0 -10,0 30,0 30,0 
3°°°° 11,8 -5,9 0 41,2 52,9 
4°°°° -5,9 -17,6 -11,8 23,5 23,5 
Média 12,3 17,6 13,4 27,6 30,6 
Fonte:SILVA & MENDONÇA (2000). 
 
Os modelos de SALAS & MARTINO (1991), descritos pelas equações (5), (6) e 
(7), apresentaram melhores resultados médios possivelmente devido à taxa de perda 
global de fósforo total (Ks), implícita nas equações citadas, obtida por análise de 
regressão para lagos e reservatórios na América Latina e Caribe. 
 
Os modelos de VOLLENWEIDER (1976) e WALKER (1977) utilizados foram os 
que apresentaram maiores erros médios. Isto reafirma a necessidade de adaptação 
dos modelos oriundos de lagos temperados ao serem aplicados em lagos de clima 
tropical. 
 
Por ter apresentado menor erro médio, na forma de balanço de massa (equação 
5), o modelo de Salas e Martino foi usado na estimativa da carga máxima admissível para 
que a concentração de fósforo resultante na lagoa esteja dentro de um valor inferior ao de 
eutrofia. 
 
Pode-se estimar a concentração “natural” de fósforo total na lagoa, sem a 
influência antropogênica, fazendo uso do índice morfoedáfico (MEI). O uso da relação 
fósforo-MEI permite uma simples estimativa quantitativa da percentagem de carga de 
fósforo afluente ao lago que pode ser controlada, tal que restaure o seu nível trófico 
natural (SILVA & MENDONÇA,2000). 
 
PNMA II- índices e indicadores 
 20 
O MEI é a razão entre os sólidos dissolvidos totais e a profundidade média de 
um lago, e tem sido calculado também pelos valores de alcalinidade e condutividade. 
Por exemplo, usando-se o parâmetro condutividade, tem-se a seguinte expressão: 
MEIcond = condutividade (µµµµS) / profundidade média (equação 10) 
 
Segundo SILVA & MENDONÇA (2000), Vighi e Chiaudani, analisando lagos 
localizados no hemisfério norte, estabeleceram equaçãos de regressão envolvendo 
concentrações médias de fósforo total e índices morfoedáficos (MEI), na seguinte 
forma: 
[[[[ ]]]] CONDLogMEI270750PLog .. ++++==== (equação11) 
Onde: 
r = 0,71 (coeficiente de correlação) onde a concentração média de fósforo total dentro do 
lago, P, é dada em µg l-1. 
 
4.2.1.4. MODELO SIMPLIFICADO DO ESTADO TRÓFICO 
 
No estado de Pernambuco, na unidade de Planejamento GL-2, município de 
Jaboatão, a barragem Duas Unas, devido ao fato de estar localizada em uma área 
onde existem plantações, principalmente de cana de açúcar vem sofrendo aporte de 
nutrientes. 
 
Os resultados dos estudos realizados por SANTOS & FLORÊNCIO (2001) para 
esta área apontaram para níveis tróficos na barragem Duas Unas variando de 
oligotrófico a mesotrófico. No desenvolvimento de seu trabalho, as pesquisadoras 
aplicaram o modelo simplificado de estado trófico para o fósforo, desenvolvido em 
1991 por SALAS & MARTINO. Os autores calcularam o Tempo de Detenção Hidráulica 
Tw através da equação 12. 
V acumulado 
 Tw =
_____________________ (equação 12) 
 Q captada 
 
onde, Tw = tempo de detenção hidráulica (ano); 
 V acumulado = volume de água acumulado na barragem (m
3); 
 Q captada = vazão captada da barragem pela COMPESA (m
3/ano). 
PNMA II- índices e indicadores 
 21 
A profundidade média da barragem foi estimada utilizando-se a equação 
desenvolvida por VON SPERLING (1999), que relaciona esta à profundidade máxima da 
barragem, e que tem sido usada na estimativa de vários lagos e represas (equação 
13). 
Z med = 2,34 + 0,25 Z max (equação 13) 
 
onde, Zmed = profundidade média da barragem; 
 Zmax = profundidade máxima da barragem. 
 
O cálculo do Coeficiente de Sedimentação do Fósforo (Ks) relaciona o Ks ao 
Tempo de Detenção Hidráulica (Tw) (equação 14) 
 2 
 Ks = 
________________ (equação14) 
 √√√√ Tw 
onde, Ks = coeficiente de sedimentação (ano
-1); 
 Tw = tempo de detenção hidráulica (ano). 
A estimativa da concentração de fósforo total na barragem foi então obtida 
através da equação do balanço de massa para o fósforo proposta por SALAS & 
MARTINO (1991), que apresentaram nos estudos realizados pelos autores um 
coeficiente de correlação de 0,915 (equação 15). 
 
L(P) . TW
3/4 
 PT = 
_________________________ (equação 15) 
 3. Z 
onde, PT = concentração de fósforo total (mg/l P); 
 L(P) = carga de fósforo afluente (g/m2 .ano); 
 Z = profundidade média (m); 
 Tw = tempo de detenção hidráulica. 
 
A distribuição probabilística do estado trófico utilizada foi baseada no fósforo 
total em lagos e represas tropicais e proposta por VOLLENWEIDER & KEREKES (1981), 
que permite obter a probabilidade da barragem apresentar um dos estados tróficos, 
podendo desta forma serem comparados estes percentuais em relação aos valores 
observados pela análises e estimado através do modelo na Figura 02 está 
apresentada a relação entre L(P)/Z e Tw para barragem de Duas Unas. 
PNMA II- índices e indicadores 
 
 
 
 
 
TW (ano) 
 
Figura 02 - Relação entre L(P)/Z e Tw observado para a Barragem Duas Unas 
e as categorias tróficas definidas qualitativamente por Salas e Martino. 
Fonte: SALAS & MARTINO (1991). 
 
De acordo com curva probabilística, observa-se que para a menor concentração 
de fósforo, a probabilidade de a barragem apresentar estado mesotrófico é muito 
maior do que o estado eutrófico, en anto para concentração de fósforo maior a 
probabilidade de estado eutrófico 
probabilidades de ocorrerem os diverso
levando-se em consideração as concent
através do modelo de SALAS & MARTIN
 
0,01
0,1
1
10
0,01 0,1 1.0 10
Seqüência1
Seqüência2
(0,28;0,778) 
Oligotrófico 
M
L(P) / Z 
(g/m3 – 
ano) 
0,03 mg / L de P 
 
0,07 mg / L de P 
Eutrófico 
qu
22 
é predominante. A Figura 03 mostra as 
s estados tróficos para a barragem Duas Unas, 
rações de fósforo total obtidas analiticamente e 
O (1991). 
PNMA II- índices e indicadores 
 
 
Figura 03 - Distribuição probabilística de estado trófico no reservatório Duas 
Unas. 
Fonte : VOLLENWEIDER & KER
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
Fósforo Total (mg P / m3 
Distribuição 
probabilística 
oligotrófico
Ultra-
oligotrófico 
eutróficomesotrófico
hipereutrófico 
-----------0,078 mg/L P 
 
 ---------- 0,051 mg/L P 
EKES (1981) 
23 
PNMA II- índices e indicadores 
 24 
4.2.2. AMBIENTE LÓTICOS 
 
4.2.2.1.ÍNDICE DE HORTON 
 
 Horton, pesquisador alemão, foi quem fez a primeira apresentação formal de um IQA 
em 1965, referindo-se aos índices como ferramenta para a avaliação dos programas de 
redução da poluição e para informação pública (DERÍSIO, 1992). 
 
 De acordo com DERÍSIO (1992), a seleção das variáveis a serem incluídas no 
Índice de Horton, seguiram o seguinte critério: 
 o número de variáveis seria limitado, garantindo assim a praticidade; 
 
 as variáveis seriam significativas em todo o país; 
 
 as variáveis deveriam refletir a disponibilidade dos dados. 
 
O Índice de HORTON (1965) usa uma função de agregação de soma linear. 
Basicamente este índice consiste em um somatório ponderado de subíndices, divididos 
pelo somatório dos pesos multiplicado por dois coeficientes que consideram, a 
temperatura e a poluição evidente de um curso d’água. 
 
Este índice não leva em consideração as substâncias tóxicas. Segundo DERÍSIO 
(1992), a justificativa é que em “nenhuma circunstância os cursos de água deveriam 
conter substâncias que fossem prejudicais aos seres humanos, animais ou à vida 
aquática”. 
 
Horton (apud OTT, 1978) propôs o primeiro índice formal para qualidade de água 
selecionando 8 parâmetros de qualidade (OD, pH, coliformes fecais, alcalinidade, 
cloreto, condutividade, tratamento de esgoto,CCE-Carbono Cloriforme extraído) e 
atribuiu a cada um deles um peso que variou de 1 a 4 (tabelas 05 e 06). 
 
OTT (1978) propôs um modelo de uniformização e agregação de dados em 
indicadores ambientais, mas não levava em consideração a seleção das variáveis para 
compor o índice. BOLLMANN & MARQUES (2000) fizeram uma modificação no modelo 
de OTT (1978), estruturando os índices em três etapas básicas: 
 
 escolha dos parâmetros que comporão o índice; 
PNMA II- índices e indicadores 
 25 
 uniformização das informações através do cálculo de subíndices próprios 
para cada variável envolvida; 
 reunião das informações para compor o índice final. 
A equação 16 é usada para o cálculo do IH: 
 
 n 
 ΣΣΣΣ Wi.li 
 i=1 
 I = M1.M2 (Equação 16) 
 n 
 ΣΣΣΣ Wi 
 i=1 
onde: 
I =1 
Wi = peso de cada parâmetro (i) que entra no cálculo; 
li = subíndice do parâmetro (i); 
M1 = coeficiente que reflete a temperatura; 
M1 = 1 se T < 34ºC; 
M1 = 0,5 se T > 34ºC; 
M2 = coeficiente que reflete a poluição aparente; 
M2 = 1 se sólidos sedimentáveis < 0,1 ml/l; 
M2 = 0,5 se sólidos sedimentáveis > 0,1 ml/l. 
 
Tabela 05. Parâmetros utilizados no cálculo do IH. 
Parâmetro 
Peso 
Oxigênio dissolvido 4 
Tratamento de esgoto 4 
pH 4 
Coliformes 2 
Condutividade Específica 1 
PNMA II- índices e indicadores 
 26 
Alcalinidade 
1 
Cloretos 1 
CCE-Carbono cloriforme extraído 1 
 Fonte : DE LUCA (1998). 
Tabela 06. Subíndices de qualidade de água de Horton. 
Subíndice Oxigênio 
dissolvido (%) 
Coliformes 
(nmp/100ml) 
Carbono cloriforme extraído 
(0,0001mg/ml) 
100 >70 <1 0-100 
80 50-70 1-5 100-200 
60 30-50 5-10 200-300 
30 10-30 10-20 300-400 
0 <30 >20 400 
Subíndice pH (unidades) Cloretos 
(mg/l) 
Condutividade 
Específica(µµµµmho/cm) 
Alcalinidade 
(mg/l) 
100 6-8 0-100 0-750 20-100 
80 5-6;8-9 100-175 750-1500 5-20;100-
200 
40 4-5;9-10 175-250 1500-2500 0-5;>200 
0 <4;>10 >250 >2500 Acid 
Fonte : DE LUCA (1998). 
 
4.2.2.2.Índice de qualidade de Água da National Sanitation Foundation (IQA-
NSF) 
 
De acordo com DERÍSIO (1992), em 1970, Brown, McClelland, Deininger e 
Tozer apresentaram um índice de qualidade de água bastante similar em sua 
estrutura, ao Índice de Horton e o estudo foi financiado pela National Sanitation 
Foundation. 
 
Este índice, IQA-NSF, combinou as opiniões de 142 especialistas, baseado na 
técnica de Delphi da Rand Corporation, através das respostas a vários questionários, 
tabuladas e retornadas a cada participante, para comparação de sua resposta com a 
dos demais participantes a fim de se chegar a um consenso. 
 
PNMA II- índices e indicadores 
 27 
O resultado desta pesquisa foi a indicação das variáveis de qualidade de água 
que deveriam entrar no cálculo, o peso relativo das mesmas e a condição em que se 
apresentava cada uma delas, de acordo com uma escala de valores. Inicialmente, 
foram selecionadas 35 variáveis indicadoras de qualidade da água e destas, nove 
foram selecionadas para compor o IQA-NSF. Para cada variável foi estabelecida curvas 
de variação da qualidade da água, de acordo com o estado ou condições de cada 
variável. 
 
A estrutura proposta originalmente por BROWN et al. (1970) resulta de uma 
combinação linear com pesos dos subíndices. A forma aditiva para cálculo do IQA está 
apresentada na equação 17. 
 n 
IQA-NSF = ΣΣΣΣ Wili (equação 17) 
 i=1 
 
onde: 
IQA = um número entre 0 e 100; 
Wi = peso relativo do i -ésimo parâmetro; 
li = valor do subíndice relativo ao i -ésimo parâmetro. 
 
 Apesar da forma aditiva ser muito utilizada, foi proposta também por 
LANDWEHR & DEININGER (1976) uma forma multiplicativa (equação 18) para evitar 
eventuais problemas de resultados mascarados, que ocorriam quando um subíndice 
apresentava valores extremamente baixos de qualidade de água. Na forma 
multiplicativa, os mesmos pesos tornam-se potências dos subíndices. 
 
Neste caso, se qualquer dos subíndices aproxima-se de zero, o índice global 
também se aproxima de zero. 
 
 n 
IQA-NSF = ΠΠΠΠli Wi (equação 18) 
 i=1 
 
PNMA II- índices e indicadores 
 28 
A CETESB (Companhia de Tecnologia de Saneamento Ambiental do Estado de 
São Paulo) vem utilizando a tabela 07 de pesos e parâmetros e a tabela 08 na 
avaliação e classificação da qualidade água. 
 
 
 
 
Tabela 07 - Parâmetros e Pesos para o Cálculo do IQA-NSF. 
Parâmetros Peso 
OD 0,17 
Coliformes Fecais 0,15 
PH 0,12 
DBO5 0,10 
Nitrogênio 0,10 
Fosfato total 0,10 
Temperatura 0,10 
Turbidez 0,08 
Sólidos Totais 0,08 
 Fonte: DE LUCA (1998). 
 
 Tabela 08 - Classificação da qualidade das águas. 
Valor Qualificação Cor 
80-100 Ótima Azul 
52-79 Boa Verde 
37-51 Aceitável Amarela 
20-36 Ruim Vermelha 
0-19 Péssima Preta 
 Fonte : CETESB (1997). 
 
4.2.2.3. ÍNDICE DE TOXIDEZ (IT) 
 
Este índice complementa o IQA-NSF. Em geral os índices não consideram a 
existência de substâncias tóxicas. BROWN et al. (1970) recomendam a utilização de 
um índice de toxidez, cujo valor é 0 ou 1, indicando, respectivamente, a presença de 
PNMA II- índices e indicadores 
 29 
poluentes acima do seu limite máximo admissível, ou a ausência destes poluentes. O 
valor de IT deve ser multiplicado pelo IQA, confirmando o seu valor (IT=1), ou 
anulando o seu valor (IT=0). 
 
Algumas substâncias tóxicas, como metais pesadose pesticidas, apresentam 
concentrações freqüentemente limitadas espacial e temporalmente a determinadas 
situações, razão pela qual não podem ser incluídas em índices mais amplos propostos 
para áreas com diferenças hidrológicas, demográficas ou geológicas. 
 
No IQA proposto pela NSF este problema é contornado através de uma variável 
binária, o Índice de Toxidez (IT), que assume o valor zero, caso um dos elementos 
tóxicos ultrapasse o limite permitido, ou o valor um (1) em caso contrário. A nota final 
de um ponto de amostragem será o produto do IQA pelo IT. Em suma: IT=0, quando 
pelo menos uma substância tóxica ultrapassar os padrões e IT=1, quando nenhuma 
substância tóxica ultrapassar os padrões. 
 
Os sete metais integrantes do IT são os seguintes: cádmio, chumbo, cobre, 
mercúrio, "cromo total", níquel e zinco (tabela 09). Os metais ferro e manganês 
também são analisados, mas foram excluídos do IT, devido à sua baixa toxidade e as 
particularidades geológicas da região, que apresentam naturalmente concentrações 
mais elevadas que os padrões existentes propostos para regiões com características 
diferentes. 
 
Tabela 09. Padrões adotados para o Índice de Toxidez (mg/l) segundo 
resolução número 20 do CONAMA. 
Metais Pesados Padrões Classes 1 e 2 Padrões Classe 3 e 4 
Cádmio 0,001 0,01 
Chumbo 0,03 0,05 
Cobre 0,02 0,5 
Cromo Total* 0,1 0,1 
Mercúrio 0,0002 0,002 
Níquel 0,025 0,025 
Zinco 0,18 5,0 
 Fonte :CETESB (2002). 
 
PNMA II- índices e indicadores 
 30 
4.2.2.4.ÍNDICE DE PRATI 
 
Prati, Pavanello e Pesarin (apud OTT, 1978) propuseram em 1971 um índice 
para águas superficiais, também denominado Índice Implícito de Poluição de Prati, 
baseado nos sistemas de classificação da qualidade da água usado em vários países da 
Europa e alguns estados dos EUA. 
Os investigadores viam o índice como uma possível ferramenta para estabelecer 
um inventário comparativo da qualidade da água em diversas regiões ou países. 
Porém, não acreditavam que poderia ser utilizado para tomar decisões quanto a 
sistemas de tratamento de águas residuárias. 
 
 O sistema de classificação envolveu 13 parâmetros e classifica a qualidade da 
água considerando cinco categorias, tendo sido designado para cada categoria limites 
de variação dos parâmetros. Para cada parâmetro foi determinado um subíndice 
utilizando equações matemáticas, consistentes com a classificação através dos limites 
da variação, baseadas em critérios pessoais quanto à severidade dos efeitos da 
poluição. 
 
Foram utilizadas equações lineares para os parâmetros: DBO5, DQO e 
manganês; funções não lineares para: sólidos em suspensão, amônia, nitrato e ferro; 
e para os demais parâmetros foram utilizadas uma série de outras equações definidas 
em função de diferentes limites de variação de cada parâmetro, resultando em 
equações não lineares segmentadas (tabela 10). O índice é calculado como a média 
aritmética dos 13 subíndices (equação 19). È um índice crescente que varia de 0 a 14, 
quanto maior for o seu valor , pior a poluição. 
 1 13 
I = ΣΣΣΣ li (equação 19) 
3 i=1 
Tabela 10. Parâmetros e Pesos utilizados no Índice de Prati. 
Parâmetros Peso 
OD 1 
DQO 1 
PH 1 
DBO5 1 
Aço 1 
Manganês 1 
PNMA II- índices e indicadores 
 31 
Amônia 1 
Nitrato 1 
Cloretos 1 
Surfactantes 1 
Sólidos Suspensos 1 
Ferro 1 
 Fonte: OTT (1978). 
 
4.2.2.5.ÍNDICE DE DINIUS 
 
DINIUS (apud OTT, 1978) propôs o desenvolvimento de um sistema rudimentar 
de contabilidade social que mediria os custos e impactos das medidas de controle de 
poluição. Considerava que um sistema de contabilidade social facilitaria a divulgação 
de informações de dados de qualidade ambiental ao público e administradores, e 
permitiria que dinheiro e tempo fossem gastos mais efetivamente no controle da 
poluição. 
 
O índice inclui 11 parâmetros e é baseado no somatório ponderado dos 
subíndices, determinados através de funções matemáticas, sendo que cada um deles 
foi desenvolvido a partir de pesquisa na literatura científica. Dinius elaborou 11 
equações para os subíndices, baseadas em estudos realizados por vários especialistas 
(Tabela 11). Os pesos também foram baseados em estudos da importância de cada 
parâmetro poluente. Considerava que usos específicos da água poderiam ser 
adaptados através da interpretação do valor do índice para cada uso da água. 
 
 Tabela 11- Parâmetros e Pesos do Índice de Dinnius. 
Parâmetros Equação Peso 
OD % I =X Wi= 5 
DQO5 (mg/l) I =107X
-0,642 Wi= 2 
Coliformes totais (nmp/100ml) I =100X-0,30 Wi= 3 
Condutividade Específica 
(25ºC- µµµµmho/cm) 
I = 535 X -0.3565 Wi = 1 
Cloretos (*mg/l) I = 125,8X -0,207 Wi = 0,5 
Dureza (CaCO3 , ppm) I = 10
1,974 - 0,00132X Wi =1 
Alcalinidade (CaCO3 , ppm) I = 108X 
-0,178 Wi =0 ,5 
 I =100.2335X+0,44 X < 6,7 Wi = 1 
PNMA II- índices e indicadores 
 32 
pH (unidades) I = 100 7 < X < 7,58 
I = 104,22X-0,293 >7,58 
Wi =1 
Wi =1 
Temperatura (ºC) I = -4 (Xa - Xb) + 112 Wi =2 
Cor (unidades) I =128X -0,288 Wi =1 
Coliforme fecal (nmp/100ml) I = 100 (5X)-0,30 Wi =4 
 Fonte: OTT (1978). 
 
Este índice obedece a uma escala que varia de 0 a 100% representada por 
funções matemáticas explícitas. A distribuição dos pesos é referente a uma escala 
básica de importância denotada por: muito pequena (1), pequena (2) média (3), 
grande (4), importância muito grande (19) tendo como somatório de pesos 21. 
 
O Cálculo do índice de Dinius é realizado segundo equação 20. 
 1 Ii 
I = ΣΣΣΣ Wi Ii (equação 20) 
 21 i=1 
 
4.2.2.6. ÍNDICE DE SMITH 
 
SMITH (1987) propôs um índice geral para uso específico de qualidade de água, 
cuja elaboração baseou-se na metodologia Delphi, seguindo uma forma não 
ponderada, pois considera igualdade de importância entre os parâmetros que entra no 
cálculo do IQA. Estes índices foram relacionados com a legislação da Nova Zelândia, 
viabilizando sua maior aceitabilidade. Trata-se de um índice composto de dois ou mais 
subíndices, em escala decrescente. 
 
Por este método o valor final do IQA é equivalente ao menor valor entre dois 
subíndices. SMITH (1987) afirma a adequabilidade do uso da água é governada por 
suas características mais pobres e não pelo conjunto de variáveis. 
 A equação do IS é a seguinte (equação 21): 
 
IS = min( I1...,I2,....,Ii,….In) (equação 21) 
 
Onde : 
IS = valor do índice; 
PNMA II- índices e indicadores 
 33 
li= valor do subíndice. 
 
Os parâmetros a serem utilizados no cálculo do IS são os mesmo utilizados no 
cálculo do IQA-NSF. A tabela 12 apresenta as classes utilizadas para avaliação da 
qualidade da água. 
 
Tabela 12. Classes utilizadas no IS. 
Valor do menor índice Descrição da qualidade 
0<I sub<20 Totalmente inadequada para os principais usos 
20<I sub<40 Inadequada para os principais usos 
40< I sub<60 Usos principais comprometidos 
60 < I sub < 80 Adequadas para todos os usos 
80 < I sub < 100 Eminentemente adequada para todos os usos 
 Fonte : SMITH (1987). 
 
Este índice foiusado para avaliar a qualidade das águas do Rio Miranda em 
Mato Grosso e foi observado que os resultados obtidos pelo índice de Smith 
apresentaram as mesmas oscilações que os obtidos pelo IQA-NSF, para o período 
estudado (FERREIRA & IDE, 2001). 
 
4.2.3. ESTUÁRIOS 
4.2.3.1.GENERALIDADES 
 
Os estuários foram definidos por CAMERON & PRITCHARD (1963) “como corpos 
de água costeiros semifechados que têm uma ligação livre com o mar nos quais a água 
do mar se dilui, de forma mensurável, com água doce proveniente da drenagem 
terrestre”. 
 
Do ponto de vista físico, a definição de estuário reconhece semelhanças básicas 
na distribuição e gradientes de densidade e salinidade, no padrão de circulação e no 
processo de mistura. O tipo de circulação é condicionado de forma decisiva, pelas 
fronteiras laterais do sistema. A existência de ligação permanente com o mar permite 
a propagação da água salgada. A água do mar dilui-se com a água doce proveniente 
PNMA II- índices e indicadores 
 34 
da respectiva bacia drenante, sendo responsável pelos gradientes de salinidade que 
condicionam os tipos de circulação tipicamente de estuários. 
 
As variações na quantidade total de sal não são apenas dependentes da taxa de variação 
das vazões da água doce afluentes. Nos estuários tende a se estabelecer um equilíbrio 
dinâmico, quase estacionário e que resulta das interações entre as vazões fluviais e do 
rio para o estuário e a pressão para montante da água salgada. 
 
JAY et al. (1998) partindo da distinção entre a presença ou ausência de água 
salina e que com base nas características morfológicas, associado a cada estuário, 
estuda os processos hidrodinâmicos de transporte dominantes em cada caso. 
 
Os estuários têm uma importância especial, pois funcionam como pólos de 
atração da atividade humana. A ocupação populacional no entorno dos estuários é em 
geral intensa, ocasionando significativas alterações morfológicas e diversas formas de 
poluição, que é transportada através do seu campo de velocidade e de suas 
características de turbulência e representa um risco potencial à saúde pública e ao 
equilíbrio do meio ambiente aquático. 
 
 Um estuário é uma interface complexa de corpos de água distintos, onde ocorre a 
transição entre um sistema eminentemente fluvial e um sistema puramente marinho. 
Segundo WARD & MONTAGUE(1996) e FAIRBRIDGE (1980) o estuário deve 
compreender: 
 corpo de água costeiro; 
 
 semifechado; 
 
 ligação direta com o mar; 
 
 afluxo de água do mar; 
 
 afluxo de água doce ; 
 
PNMA II- índices e indicadores 
 35 
 escala de tamanho variando de pequena a intermediária. 
 
O estuário é governado por processos hidrográficos com origens tanto fluvial 
quanto marinha, e está sujeito a processos eminentemente característicos de 
ambientes estuarinos, decorrentes das interações entre componentes de origens fluvial 
e marinha, bem como de sua morfologia semi-fechada. 
 
Há, usualmente, uma clara distinção com respeito a morfologia e habitats à 
medida que se distancia do mar em direção aos trechos superiores de rio, com 
variação de profundidade, salinidade e aeração. 
As principais características hidrográficas de um estuário são: (1) morfologia e 
batimetria; (2) hidrologia; (3) marés; (4) meteorologia; (5) correntes de densidade. 
 
A análise espacial aplicando técnicas de sensoriamento remoto sobre qualidade 
d'água vem sendo desenvolvida por diversos autores, podendo-se citar, entre eles, 
KLEMAS et al (1975); KHORRAM & CHESHIRE (1983); KHORRAM, (1985); BRAGA 
(1989a, 1989b), BRAGA (1988), MAYR, (1998), NOVO (1988), incluindo análise 
estatística, estudos hidrológicos, geoprocessamento, correlação espacial, e análises de 
regressão. Alguns estudiosos demonstraram que através de imagens de satélites é 
possível prevê a capacidade de distribuição de sólidos suspensos, turbidez, salinidade e 
clorofila "a" (KHORRAM & CHESHIRE, 1983; CHESHIRE et al., 1985) em águas turvas. 
Isto depende principalmente de três fatos: Primeiro da amostragem espacial, depois os 
dados coletados como um todo e terceiro é tematicamente consistente, desde que a 
mesma instrumentação é usada para extrair informações relevantes de todas as áreas 
do estuário (BABAN, 1997). 
 
 Na região do espectro ótico, esses valores resultam das propriedades óticas da 
água do mar e também das propriedades óticas de seus eventuais constituintes, 
substâncias dissolvidas e particulares, presentes em quantidades variáveis (BRAGA, 
1989a). 
 
 No estuário outras substâncias como óxido de ferro, pigmentos orgânicos 
dissolvidos, pigmentos algais (carotenoides) também absorvem no azul e verde, que 
resulta em mascarar a resposta neste comprimento de onda. 
 
PNMA II- índices e indicadores 
 36 
 Fitoplâncton no qual a clorofila é encontrado tem outros pigmentos que combinam 
com outros fatores para produzir reflectância espectral na água (CHESHIRE et al., 
1985; STUMPF & TAYLER, 1988). 
 
BARBAN (1997) estudou a distribuição de indicadores chaves envolvendo o 
estuário inteiro considerando que estes indicadores ambientais sempre variam 
rapidamente, ambos espacial e temporal. Os organismos neste ambiente devem ser 
capazes de sobreviverem a essas flutuações. Um estudo destas flutuações requer uma 
instantânea cobertura em várias condições de maré. 
 
 Para estudar o habitat dos organismos do estuário e sua fisiologia depende dos 
seguintes indicadores: 
(i) Temperatura- importante pôr causa do aumento das reações biológicas e químicas 
com a Temperatura (BARRETT & CURTIS, 1992); 
 
(ii) Salinidade tem um grande impacto no crescimento e distribuição do fitplâncton 
tanto quanto na migração da população de peixes e camarões (Lo, 1986); 
 
(iii) Sólidos suspensos e turbidez são importantes por duas razões: Primeiro, a 
concentração de sólidos suspensos e o nível de turbidez indicam a quantidade de luz 
que pode penetrar na água, e segundo, indicam a quantidade de material não 
dissolvido que é transportado em suspensão pela água e pode eventualmente 
sedimentar no estuário (SABRI, 1977, CHESHIRE et al., 1985)). Sólidos suspensos 
têm sido identificados como sendo influenciado por salinidade (CHESHIRE et al., 
1985). Segundo HASSAN (1988) os maiores valores de salinidade estão nos extremos 
dos estuários, sendo este comportamento similar a turbidez e sólidos suspensos; 
 
(iv) alto teor de clorofila é um bom indicador para atividade biológica e deve ser 
atribuído a fontes de esgotos sanitários domésticos e industriais e baixa concentração 
deve ser atribuída a substâncias tóxicas de fontes industriais. Segundo BABAN (1997) 
a Clorofila “a” em Breydon apresentou resultados variáveis. Isto pode ser devido a dois 
fatores. Primeiro, clorofila "a" e sedimentos inorgânicos não são separados, e depois 
os sedimentos suspensos devido que dominam a reflectância total comporta-se como 
uma banda do espectro da luz (KLEMAS et al., 1980). 
 
PNMA II- índices e indicadores 
 37 
BRAGA (1988) desenvolveu um trabalho, na região da baía de Guanabara e 
suas adjacências, com o objetivo de identificar os parâmetros de qualidade da água 
responsáveis pelo comportamento espectral de imagens do satélite Landsat-TM. Em 
dois dias de passagem do satélite sobre a área de estudo, foram medidos a 
temperatura, a salinidade, a profundidade Secchi, o total de sólidos em suspensão e os 
teores de ferro e manganês no total de sólidos em suspensão. 
 
BENTANCURT (1981) relacionou vários parâmetros de qualidade da água com 
imagens Landsat, utilizando uma abordagem empírica. Empregaram-seanálises de 
regressão linear e não-linear, comparando-se os dados originais com os processados 
através da correlação e do erro médio das estimativas. 
Com o objetivo de promover uma visão holística da baía de Guanabara, MAYR 
(1998) estudou o comportamento das principais sub-bacias hidrográficas da baía da 
Guanabara e os resultados são confrontados com a qualidade das águas da baía obtida 
a partir de estudos de parâmetros hidrobiológicos determinados por MAYR (1989). 
 
Ficou constatado que muitos dos parâmetros, como a temperatura, não podem 
ser analisados isoladamente por sofrerem influência permanente de fatores como 
correntes marítimas, taxa de lançamento de esgotos, entre outros. A transparência 
relaciona-se com o desenvolvimento de algas e com sólidos em suspensão. O 
desenvolvimento das algas e a formação de sólidos em suspensão dependem do pH do 
meio, da salinidade e da DBO. A salinidade sofre interferência da presença de seres 
vivos, poluentes, nutrientes, atividade fotossintética, pH, teor de OD, entre outros. 
 
A classificação ambiental de um estuário poderá ser inferida finalmente pela 
análise dos resultados das classificações decorrentes de cada critério, tendo presente 
o tipo morfodinâmico e de estrutura salina presente, de acordo com o exposto em 
seguida. 
 
4.2.3.2. CRITÉRIO DE QUALIDADE DE ÁGUA BASEADO EM INDICADORES DE 
QUALIDADE ESTÉTICA 
 
O critério de qualidade estética de estuários baseia-se na freqüência com que 
são visíveis quaisquer substâncias causadoras de aspecto desagradável. Na tabela 
13 estão indicadas as qualidades das águas. 
 
PNMA II- índices e indicadores 
 38 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
Tabela 13. Classes de qualidade com base nos indicadores da qualidade 
estética. 
Indicadores 
Boa 
I 
Aceitável 
II 
Má 
III 
Óleos 
minerais 
<90% das observações 
com <0,3 mg/l de óleos 
extractáveis 
>95% das observações 
não detectam visual-
mente filme óleoso 
>0,5% das 
observações detec-
tam visualmente 
filme oleoso 
Espuma 
agentes 
tensoativos 
<90% das observações 
com <0,3 mg/l de (lauril 
sulfato) de agentes 
tensoativos. 
>95% das observações 
não detectam visual-
mente espumas persis-
tentes 
>0,5% das obser-
vações detectam 
visualmente espu-
umas persistentes 
Alcatrões 
 
< 5% das observações 
detectam a presença 
visual 
 
 
 
 
Fonte: SILVA (2000). 
 
4.2.3.3.CRITÉRIO DE QUALIDADE DE ÁGUA BASEADO EM INDICADORES DE 
POLUIÇÃO ORGÂNICA E BACTERIOLÓGICA 
 
Na tabela 14 apresenta-se uma classificação baseada em critérios sanitários 
cuja concentração dos indicadores da presença de patogênicos e a seleção dos 
mesmos não é isenta de controvérsia já que as concentrações selecionadas não têm 
como suporte estudos estatísticos ou epidemiológicos. 
 
PNMA II- índices e indicadores 
 39 
Tabela 14. Classes de qualidades com base nos indicadores de 
poluição orgânica e bacteriológica. 
 
Boa 
I 
Aceitável 
II 
Má 
III 
Coliforme Totais 
(NMP/100 ml) 
<5000 em 80% 
das amostras 
< 10000 em 95% 
das amostras 
>1000 em 5% 
das amostras 
Coliformes fecais 
 
<100 em 80% das 
amostras 
< 2000 em 95% 
das amostras 
>2000 em 5% das 
amostras 
Fonte: SILVA (2000). 
 
 
4.2.3.4.CRITÉRIO DE QUALIDADE DE ÁGUA BASEADO NO ESTADO TRÓFICO 
 
 Na tabela 15 apresenta-se uma proposta de classificação baseada em 3 
parâmetros (UN-ESC, 1992; CARDOSO,1993). Nos aspectos relacionados com o estado 
trófico, a ligação com as características morfodinâmicas e com os valores dos 
parâmetros temporais de cada estuário reveste-se de interesse particular para revelar 
o significado dos valores das concentrações de Nitrogênio, fósforo e de clorofila 
presentes. 
 
Tabela 15. Classes de qualidade com base no estado trófico. 
Parâmetros Oligotróficas-I 
Mesotróficas-
II 
Eutróficas- III 
N-Total 
(µµµµg N / l) 
<160 
(valor médio anual) 
160-800 
(valor médio anual) 
>800 
( valor médio anual) 
P-Total 
(µµµµg N / l) 
<50 
(valor médio anual) 
50-125 
(valor médio anual) 
>125 
(valor médio anual) 
Clorofila 
(mg/l) 
 
<2,5 
( médias anuais) 
<2,5 
( médias anuais) 
<2,5 
( médias anuais) 
Fonte: SILVA (2000). 
 
4.3.ÍNDICES DE USO ESPECÍFICO- AMBIENTES LÓTICOS 
 
PNMA II- índices e indicadores 
 40 
Os diversos usos que a água pode ter são um dos fatores mais significativos no 
desenvolvimento de IQA’s. Portanto, alguns índices foram desenvolvidos para usos 
específicos, pois o nível de qualidade da água requerido varia consideravelmente em 
função do uso previsto: altos valores de um determinado parâmetro podem ser 
indispensáveis para um determinado uso e ter somente uma importância marginal 
para outro. Cinco índices são citados nesta categoria: O’Connor, Deininger, Walski, 
Stoner e Nemerow. 
 
4.3.1.ÍNDICE DE O’CONNOR 
 
O’CONNOR (apud OTT, 1978) desenvolveu em 1972 dois IQA’s de uso 
específico, e comparou a performance destes com a do índice geral IQA-NS, 
objetivando obter respostas sobre a real necessidade de desenvolvimento de IQA’s 
para cada uso da água e qual o nível de falhas de um índice geral quando aplicado 
para um uso de água específico. 
 
Os dois índices de O’Connor, um considerando a sustentação da vida selvagem 
e peixes (FAWL) e outro para abastecimento público (PWS) após o tratamento 
necessário, foram desenvolvidos de forma similar ao índice IQA-NSF, utilizando o 
método DELPHI de pesquisa de opinião. A aplicação do método DELPHI foi mais 
interativa pois consistiu em entrevistas diretas do pesquisador com oito especialistas 
em qualidade de água, distribuídos em várias partes dos Estados Unidos. 
 
O processo final resultou na seleção de 9 parâmetros para o índice FAWL e 13 
para o PWS, com os respectivos pesos atribuídos. Os índices de O’Connor são 
calculados utilizando uma forma de agregação aditiva ponderada dos subíndices. Como 
resultado final de seu estudo O’Connor aplicou os seus dois índices e o índice IQA-NSF 
para cinco séries de dados e comparou os resultados. Constatou que cada um dos 
índices de uso específico mantinha uma melhor correlação com o índice de uso geral 
do que entre si, mostrando, desta forma, a importância de considerar o conceito do 
uso da água no desenvolvimento de um índice. 
 
O’Connor concluiu que a alta correlação de ambos os índices de uso especifico 
com o IQA-NSF, sugeria a possibilidade do índice de uso geral ser descrito como uma 
combinação linear dos índices FAWL e PWS. Ou seja, um índice de uso geral como o 
PNMA II- índices e indicadores 
 41 
IQA-NSF poderia ser considerado como uma média ponderada de diversos índices de 
uso específico (tabela 16 e equação 22). 
Tabela 16. Sub índices de qualidade de O'connor. 
Parâmetros Peso 
OD 0,206 
PH 0,142 
Nitratos 0,074 
Fosfatos 0,064 
Temperatura 0,158 
Turbidez 0,088 
SÓLIDOS DISSOLVIDOS 0,074 
Fenóis 0,099 
Amônia 0,084 
 Fonte: OTT (1978). 
 9 
I O'connor = δδδδΣΣΣΣ Wili (equação 22) 
 i=1 
 
δ =0 se alguma substância tóxica ultrapassa os limites recomendados pela 
legislação local; 
δ =1 caso contrário. 
 
4.3.2.ÍNDICE DE DEININGER E LANDWEHR 
 
DEININGER (apud OTT, 1978) propôs um índice de uso específico para 
abastecimento público. Desenvolvido com a utilização dedados de pesquisa de 
opinião, através de questionário enviado para 12 dos 142 especialistas participantes da 
pesquisa de opinião feita para elaboração do índice IQA-NSF. 
 
De um modo geral, a metodologia utilizada foi bastante similar a utilizada por 
BROWN et al. (1970) no desenvolvimento do IQA-NSF. Para selecionar os parâmetros, 
usou-se o seguinte critério: se 75% dos especialistas votassem pela inclusão, o 
parâmetro seria incluído na formulação do índice. No total 14 parâmetros satisfizeram 
este critério, recebendo notas de 0 a 100 sendo 7 variáveis comuns as do IQA-NSF 
(OD, Coliformes Fecais, pH, DBO5, Nitratos, Temperatura e Turbidez) e calculados 
considerando duas funções de agregação: aditiva e geométrica (equação 23). 
PNMA II- índices e indicadores 
 42 
 
Foram comparados os resultados obtidos, nos índices desenvolvidos utilizando 
o índice IQA-NSF e verificou-se que, apesar de conceitos diferentes quanto a forma dos 
índices, os valores resultantes mostraram-se bastante semelhantes. Concluíram, 
então, que o desenvolvimento de índices de uso específico não parecia orientar de 
forma diferenciada sobre a qualidade da água do que já faziam os índices de uso geral. 
 
DEININGER propôs um procedimento especial para pesticidas e metais pesados, 
zerando o índice quando qualquer um deles ultrapassar os limites de segurança 
recomendados. 
 11 1/11 
I Deninger Landwers = ΠΠΠΠ Wili (equação 23) 
 i=1 
 
4.3.3.ÍNDICE DE WALSKI E PARKER 
 
WALSKI e PARKER publicaram em 1974 um índice de uso específico (apud OTT, 
1978), para determinação da qualidade da água para uso recreacional. Pois achavam 
que a maioria das pessoas estava apta a julgar a qualidade da água para este uso. 
 
Foram selecionados 12 parâmetros com base na avaliação dos investigadores 
de 65 parâmetros mensuráveis. Tentou-se reduzir ao máximo a quantidade de 
parâmetros e fez-se determinação rápida, comunicando ao público a qualidade da água 
em tempo real. Os 12 parâmetros selecionados foram divididos em 4 categorias 
(1) Aquelas que afetam a vida aquática (OD, pH, temperatura, etc.); 
(2) Aquelas que afetam a saúde (Coliformes Fecais, etc.); 
(3) Aquelas que afetam o tato e odor (número de odor); 
(4) Aquelas que afetam a aparência da água (turbidez, graxas e óleos). 
 
Os subíndices são determinados por funções explicitas não linear e segmentos 
não lineares. Considerou-se como temperatura de equilíbrio 20 ºC, valor obtido 
conforme a resolução da American Freshwater Fish, onde os valores das variáveis 
poluentes são indicados: I=0,01 (intolerável), I=0,1 (pobre), I=0,9 (boa), I=1 
(qualidade de água perfeita). Walski e Parker escolheram a média geométrica como 
mais precisa, rejeitando a média aritmética. 
PNMA II- índices e indicadores 
 43 
 
Os subíndices são determinados por funções não lineares explícitas e não 
lineares segmentadas. Com exceção dos parâmetros unimodais, pH e temperatura, 
todos os outros são representados por funções exponenciais negativas. O pH e 
temperatura são representados por funções parabólicas. 
 
Foram calculados dois subíndices: um para temperatura atual e outro para 
temperatura de equilíbrio. A equação 24 foi utilizada para os cálculos. 
 
 
 12 1/12 
I Walski and Parker = ΠΠΠΠ Wili (equação 24) 
 i=1 
 
4.3.4.ÍNDICE DE STONER 
 
Segundo OTT (1978), o índice de Stoner é interessante, pois mostra que a 
complexidade de um índice aumenta quando é utilizado para refletir diferentes usos da 
água. 
 
Por este índice ter aplicação para dois (2) usos da água, ele deve ser adaptado em relação a dois tipos diferentes gerais de variáveis 
cujos limites encontram-se na Figura 04: 
 Tipo I = variáveis normalmente consideradas tóxicas; 
 Tipo II = variáveis que afetam a saúde ou características estéticas da água. 
 
As variáveis Tipo I assumem valor 0 (zero) se não ultrapassarem os limites 
recomendados e assumem valor -100 caso contrário, estando esses valores 
obedecendo aos publicados pela Academia de Ciência Nacional dos EUA. 
 +100 
 
 +50 
 1 2 3 4 Limite recomendado 
 0 
 
 -50 
 Variável poluente 
PNMA II- índices e indicadores 
 44 
 -100 
 
 
Figura 04- Limites recomendados por Stoner. 
 
As variáveis tipo II são representadas por expressões matemáticas explícitas. 
Este índice segue uma escala decrescente de 0 a 100, onde I =100 representa a 
melhor qualidade possível, tendo sido utilizado no Texas e Florida (EUA). 
Stoner (apud, OTT 1978) propôs um índice de uso específico que poderia 
acomodar dois usos da água, abastecimento público e irrigação, alterando apenas as 
equações dos subíndices e variando os pesos atribuídos a cada parâmetro. 
 
Apesar de Stoner ter aplicado o índice para dois usos específicos, ele 
considerava que poderia ser adaptado a outros. Os parâmetros utilizados foram 
divididos em dois grupos: tipo 1 – aqueles normalmente considerados tóxicos e tipo 2 
– aqueles que afetam a saúde e as características estéticas. Para a versão de 
abastecimento público foram utilizados 26 parâmetros tipo 1 e 13 tipo 2, e para a 
versão de irrigação 5 parâmetros tipo 1 e 16 tipo 2. 
 
Os subíndices para os parâmetros tipo 2 são representados por funções 
matemáticas lineares, parabólicas ou a combinação das duas. Todas as equações 
foram baseadas nos limites recomendados para qualidade de água (Tabela17 e 
equação 25). 
A agregação final dos subíndices resulta de uma combinação linear em pesos 
para os parâmetros tipo 1 e ponderada para os de tipo 2. 
 
Tabela 17 -Equações e Pesos de qualidade por Stoner para abastecimento 
público. 
Parâmetros EQUAÇÃO Pesos 
Amônia Nitrogenada 
(mg/l) 
I = 100-200X 0,134 
Nitrito 
Nitrogenado(mg/l) 
I = 100-100X2 0,134 
Coliformes fecais I = 100-0,000025 X2 0,134 
PNMA II- índices e indicadores 
 45 
(nmp/100ml) 
pH (unidades) I = -1125 + 350 X - 25 X2 0,089 
Fluoretos (mg/l) I = 98,8+ 24,7X-123X2 0,089 
Cloretos (mg/l) I = 100-0,4X 0,067 
Sulfatos (mg/l) I = 100-0,4X 0,067 
Fenóis (µµµµg/l) I = 100-100X 0,053 
ABS I = 100-200X 0,053 
Cobre (mg/l) I = 100-100X2 0,045 
Aço (mg/l) I = 100-333X 0,045 
Zinco(mg/l) I = 100-20X 0,045 
Cor (unidades) I = 100-0,0178X 0,045 
 Fonte: OTT (1978). 
 
 n m 
I = ΣΣΣΣ Ti ΣΣΣΣWi Ij (equação 25) 
 i=1 j=1 
 
4.3.5.ÍNDICE DE NEMEROW E SUMITOMO 
 
Nemerow e Sumitomo (apud OTT, 1978) propuseram um índice de qualidade, 
composto por três índices de uso específico, assim denominados: uso para contato 
humano direto: beber e nadar; uso para contato indireto: pesca, agricultura e 
processamento de alimento; uso para contato remoto: navegação, refrigeração 
industrial e algumas atividades de recreação. 
 
Cada índice de uso específico inclui parâmetros representados por funções de 
subíndice lineares ou lineares segmentadas. 
 
Para que o índice não apresente um valor que não reflita a realidade, os 
subíndices foram agregados de uma única maneira. Para cada índice de uso específico, 
o maior subíndice é combinado com a média aritmética dos n, subíndices. Com esta 
aproximação, cada subíndice