توان‌سنجی تغییرات کیفیت آب زیرزمینی قابل شرب در پهنه‌های جمعیتی دشت اردبیل با استفاده از ترکیب مدل‌های زمین آماری و تصمیم‌گیری چندمعیاری در محیط GIS

نوع مقاله : پژوهشی

نویسندگان

1 عضو هیات علمی گروه اقلیم‌شناسی، دانشگاه تبریز

2 عضو هیات علمی گروه ژئومورفولوژی، دانشگاه تبریز

3 عضو هیات علمی گروه مهندسی آب، دانشگاه تبریز

4 دانشجوی کارشناسی ارشد سنجش از دور و سیستم‌های اطلاعات جغرافیایی، دانشگاه تبریز

چکیده

چکیده
دشت اردبیل یک دشت میانکوهی به وسعت تقریبی 820 کیلومترمربع است که در شمال غربی ایران و در شرق فلات آذربایجان در داخل استان اردبیل قرارگرفته است. آب موردنیاز دشت به­ منظور مصارف کشاورزی، صنعت و شرب از رودخانه‌های جاری و همچنین از چاه‌های عمیق و نیمه­ عمیق و چشمه‌ها تأمین می­گردد. برای بررسی کیفیت آب زیرزمینی دشت اردبیل از اطلاعات 56 چاه عمیق، 3 چاه نیمه­ عمیق، 3 رشته قنات و 7 دهنه چشمه از داده ­های سازمان آب منطقه­ ای مربوط به سال 1389 استفاده شده است. هدف از پژوهش حاضر، ارائه یک نمای کلی از کیفیت منابع آب زیرزمینی دشت اردبیل از لحاظ شرب با استفاده از پارامترهای EC، PH ، SO4-- ،Cl- ، Na و TH (برحسب CaCo3) می‌باشد که در نهایت با استفاده از روش­های زمین آمار درGIS  از طریق نرم‌افزارArcGIS10.3  اقدام به تولید نقشه موضوعی کیفیت آب زیرزمینی دشت اردبیل شده است. در این پژوهش از روش درون‌یابی کریجینگ معمولی برای به­ دست آوردن توزیع فضایی پارامترها و روش وزن­دهی جمعی ساده برای وزن­دهی و رتبه­ بندی لایه­ ها استفاده‌شده است. در نهایت با توجه به نقشه نهایی کیفیت، می‌توان اظهار داشت که تقریباً 34 درصد (معادل 280 کیلومترمربع) آب زیرزمینی دشت اردبیل از لحاظ شرب در حد مطلوب واقع ‌شده است که در قسمت شرقی دشت قرار دارد. کیفیت پایین آب نیز مربوط به قسمت جنوب غربی و شمال غربی دشت می‌باشد. هم­چنین بین تراکم جمعیت و تراکم چاه های موجود در سطح دشت و افت کیفیت آب رابطه مستقیمی وجود دارد.

کلیدواژه‌ها


عنوان مقاله [English]

A Survey on the Quality of Drinking Water in the Populated Areas of Ardabil Plain Using a Combination of Multi Criteria Decision Making Models and Geostatistics in the GIS Environment

نویسندگان [English]

  • Hashem Rostamzadeh 1
  • Mohammad Reza Nikjoo 2
  • Ismaeil Asadi 3
  • Jafar Jafarzadeh 4
چکیده [English]

Ardabil Plain is an intermountain area of approximately 820 square kilometers in northwestern Iran, located in the eastern plateau of Azerbaijan within the province of Ardabil. Plain water needed for agriculture, industry and drinking are provided from rivers, deep and semi-deep wells and springs in the current area. To check the quality of groundwater in Ardabil, the data on 56 deep wells, 3 semi-deep wells, 3 aqueducts and fountains, and 7 mouthpiece of streams based on 1389 Regional Water Authority records were sampled. The purpose of this study was to provide an overview of the quality of potable groundwater of Ardabil Plain by using electrical conductivity, PH, SO4--, Cl-, Na and total hardness (in CaCo3) and geostatistical techniques in GIS software through ArcGIS10.3 to produce thematic maps of groundwater quality is Ardabil Plain. The ordinary kriging interpolation method to obtain the spatial distribution of parameters and simple additive weight for weighting and ranking layers were also used. Finally, with regard to the quality of the final map, it was detected that approximately 34 percent (about 280 kilometers) of groundwater for drinking at an optimal level in Ardabil Plain is located on the east side and that the lower quality water belonged to the southwest and northwest of the plain. Also, it was found that there is a direct relationship between the density of population and density of existing wells in the Plain.

کلیدواژه‌ها [English]

  • Groundwater
  • Ardebil plain
  • geostatistical technique
  • Multi-criteria models
  • GIS

مقدمه

مدیریت بهینه منابع آب و حفظ و ارتقای کیفیت آنها نیازمند وجود اطلاعات در زمینه موقعیت، مقدار و پراکنش فاکتورهای شیمیایی آب در یک منطقه جغرافیایی معین می‏باشد. تغییر کیفیت آب‏های زیرزمینی و شور شدن منابع آب در حال حاضر خطری جدی در راه توسعه کشاورزی کشور به­خصوص در اراضی خشک می‌باشد (شعبانی، 1388: 12). متأسفانه به­دلیل غیرقابل رؤیت بودن آب‏های زیرزمینی، بسیاری از مردم در مورد اهمیت آنها و آثار زیان‌بار آلودگی محیط بر منابع آب زیرزمینی آنها آگاهی کافی ندارند (دیویس و همکاران، 1994: 570). آب‏های زیرزمینی در مناطق خشک و نیمه‌خشک همانند ایران، که متوسط بارندگی آن کمتر از یک‏سوم میانگین بارندگی کره‏ زمین است، اهمیت زیادی داشته و نقش قابل‌توجهی را به‌عنوان مخازنی برای آب شیرین ایفا می‏کند. در کشور ایران و بسیاری از کشورهای دیگر که آب و هوایی مشابه دارند، آب­های زیرزمینی از جمله مهم‌ترین منابع آب مورد استفاده در کشاورزی و شرب محسوب می‏شود. خطر آلودگی کمتر این منابع نسبت به دیگر روش‏های استحصال آب، باعث شده است که حتی در مناطقی که از لحاظ آب سطحی کمبودی احساس نمی‏شود نیز استفاده از این منابع رونق داشته باشد (مهدوی، 1385: 427). کیفیت آب‏های زیرزمینی همچون آب سطحی دائماً در حال تغییر است. البته این تغییر نسبت به آب‏های سطحی بسیار کندتر صورت می‏گیرد. کیفیت آب زیرزمینی به عواملی از قبیل نوع لیتولوژی آبخوان، کیفیت آب تغذیه‌کننده، نوع فعل ‌و انفعالات بین آب و آبخوان و فعالیت‏های انسان وابسته است.

آب منبع اصلی توسعه اقتصادی، امنیت اجتماعی و کاهش فقر می‏باشد. ارزش این منبع از یک سو و محدودیت آن از سوی دیگر باعث افزایش تدابیر مدیریتی برای حفظ کمیت و کیفیت آن توسط جوامع مختلف شده است. تغییرات محیطی و فعالیت‏های انسانی بر روی کمیت و کیفیت آب تأثیرگذار است (چنگ[1]، 2004: 242). رشد شهرها افزایش فعالیت‏های صنعتی و استفاده بی‏رویه از کودهای شیمیایی در کشاورزی باعث آلودگی آب‏های سطحی و زیرزمینی شده است که این تغییرات بر سلامتی انسان­ها و حیوانات و گیاهان مضر می‏باشد.کیفیت، کمیت و قابلیت شرب یکی از مهم‏ترین موضوعات زیست‌محیطی و اجتماعی در سطح جهان است. از نظر مدیریتی، مهم‏ترین انگیزه برای انجام مطالعات کیفیت آب، نیازهای کیفی آب و اثرات متقابل آن بر مصارف مختلف می‏باشد (معروفی و همکاران، 1388: 2). رفتار سنجی و تصمیم‏گیری در مورد کیفیت آب بر اساس اطلاعات جمع‌آوری‌شده، یکی از مشکلات مهندسان محیط‌زیست و هیدرولوژیست‏ها می‏باشد؛ چرا که در همه مراحل، از نمونه‏برداری تا بررسی و تحلیل نتایج، با انواع عدم قطعیت‏ها روبرو هستند (هاشمی و همکاران، 1389: 27).

آب زیرزمینی یکی از منابع اصلی در تأمین آب کشاورزی هست به­همین دلیل شناخت و آگاهی از کیفیت آب‏های زیرزمینی و طبقه‏بندی و مصور کردن این آب‏ها بر اساس کمیت عناصر مختلف در آنها ما را در اتخاذ تصمیمات مدیریتی و کاهش آلودگی آب‏های زیرزمینی یاری خواهد کرد. پیشرفت تکنیک‏های سنجش ‌از دور از یک‌طرف و استفاده از دستگاه‏های اندازه‏گیری در زمینه‏های مختلف کمیت و کیفیت آب از طرف دیگر، امکان دسترسی به حجم عظیمی از داده‏ها را در زمینه‏های مختلف مهندسی آب در مناطق مختلف جهان مهیا کرده است (المصری[2] و همکاران، 2007: 220).

سیستم‏های اطلاعات جغرافیایی در علوم آب کاربردهای مختلفی دارد که از آن جمله می‌توان به تخمین رواناب ناشی از بارش، تهیه نقشه‏های پهنه‏بندی سیلاب، بررسی فرسایش حوضه‏‏های آبریز، بررسی کیفیت آب‏های زیرزمینی و ... اشاره کرد (سی­کدر و همکاران[3]، 2004: 1). نظارت بر تغییرات کیفیت آب یکی از اولویت‏های مهم در برنامه‏های حفاظت محیطی می‏باشد. بنابراین یک برنامه نظارتی که برآورد قابل قبولی از تغییرات کیفیت آب‏های زیرزمینی داشته باشد موردنیاز هست. در نتیجه بایستی برنامه‏های نظارتی جامعی که شامل نمونه‏گیری‏های مکرر در اکثر مناطق و شامل آنالیزهای کامل تعداد بی‌شماری از پارامترهای فیزیوشیمیایی باشند جهت مدیریت بهینه کیفیت آب‏های زیرزمینی طراحی شوند (آسیف و همکاران[4]، 2011: 103). تهیه نقشه‏های بهنگام تغییرات خصوصیات کیفی آب‏های زیرزمینی می‏تواند گام مهمی در بهره‏برداری صحیح از منابع آب باشد. روش‏های مختلفی برای مطالعه و پهنه‏بندی تغییرات خصوصیات آب‏های زیرزمینی وجود دارد که هرکدام از آنها بسته به شرایط منطقه و وجود آمار و اطلاعات کافی دارای دقت‏های مختلفی می‏باشند (شعبانی، 1388: 71). جاگر و همکاران[5] (1990) از ابزارهای زمین ‌آمار مثل کریجینگ برای مدل‏سازی متغیرهای کیفیت آب زیرزمینی استفاده کردند و نتیجه گرفتند که روش کریجینگ از دیگر ابزارهای ژئواستاتیستیکی برای مدل‌سازی متغیرهای کیفیت آب زیرزمینی بهتر می‏باشد. ناس[6] (2010: 2) در مقاله‌ای تحت عنوان تهیه نقشه کیفیت آب زیرزمینی از روش کرجینگ معمولی برای به دست آوردن نقشه کیفیت استفاده کرده است و از پارامترهایی مانند سختی آب و میزان نیترات و کلر سولفات استفاده کرده است. خلیل‏پور (130:1381)، نظری‏زاده و همکاران (1385)، زهتابیان و همکاران (1389: 70)، شـعبانی (1388: 12)، گاوس و هـمکاران[7] (2003: 946)، جینگ‏یی و همکاران[8] (2007: 113) با استفاده از روش‏های مختلف زمین آمار به پهنه‏بندی تغییرات مکانی کیفیت آب زیرزمینی در دشت‏های مختلف پرداختند. نتایج تحقیقات نشان‏دهنده کارایی بسیار خوب روش‏های زمین‏ آمار از قبیل کریجینگ در پایش تغییرات مکانی پارامترهای کیفی آب زیرزمینی می‏باشد.

معرفی منطقه مورد مطالعه

محدوده دشت اردبیل در ناحیه شمال غربی ایران و در محدوده‌ای بین عرض شمالی 38 درجه و 5 دقیقه تا 38 درجه و 30 دقیقه و طول شرقی 48 درجه و 15 دقیقه تا 48 درجه و 35 دقیقه واقع‌شده است و از نظر تقسیمات کشوری به استان اردبیل تعلق دارد (شکل1). ارتفاع متوسط آن حدود 1360 متر از سطح دریاهای آزاد می‌باشد. وسعت آن حدود 900 کیلومترمربع بوده و جزئی از حوضه آبخیز رود قره‌سو به­شمار می‌رود. این دشت یک دشت میانکوهی است که در بین ارتفاعات مرتفع و بلند اطرافش محصورشده است. در غرب آن توده آتش‌فشانی سبلان (به ارتفاع 4811 متر)، در شرق آن رشته‌کوه تالش یا باغروداغ (به ارتفاع 3300متر)، از طرف شمال به ادامه کوه‌های تالش که در اردبیل کوه‌های ارشق نامیده می‌شود و از طرف جنوب به کوه‌های کم­ارتفاع که در حقیقت ادامه ارتفاعات بزغوش به­شمار می‌روند، محدود می‌گردد. تنها راه خروجی دشت از طرف شمال غربی می‌باشد که به‌وسیله آن به‌طرف رودخانه قره‌سو که شاخه‌ای از ارس می‌باشد باز می‌شود. رودهای متعددی در سطح دشت جریان دارند که مهم‌ترین آنها رودخانه قره‌سو می‌باشد که از ارتفاعات باغروداغ در شرق اردبیل سرچشمه گرفته و با روند جنوب شرقی شمال غربی دشت را زهکشی نموده و سرانجام از دشت خارج می‌شود. رودهای بالخلوچای، قوری چای، ساری چای، نمین چای و سرشاخه‌های آنها و چندین رودخانه کوچک و بزرگ دیگر پس از زهکش نمودن دشت اردبیل به رودخانه قره‌سو می‌پیوندد و از دشت خارج می‌گردند. از لحاظ زمین شناسی دشت اردبیل، دشت هموار و حاصلخیزی است که در مرکز استان اردبیل و در میان کوه‌های سبلان و بزغوش و تالش قرارگرفته است و به‌صورت یک گرابن (چاله فروافتاده بین گسل‌ها) است که در دوران سوم زمین‌شناسی به­وجود آمده است (رزمجویی، 1387: 42). دشت اردبیل متشکل از 59 واحد روستایی و 2 واحد شهری ( اردبیل و آبی بیگلو) می‌باشد.

نقشه کاربری اراضی دشت اردبیل با پردازش شی­گرای تصویر ماهواره­ای مربوط به سنجنده ETM+ ماهواره لندست مربوط به تاریخ 2002 استخراج شده است (شکل 2). اراضی دشت اردبیل با توجه به نحوه استفاده به دو دسته اراضی زراعی و غیرزراعی تقسیم می‌شوند. اراضی زراعی شامل اراضی آبی، دیم و باغات مثمر و غیرمثمر و اراضی غیرزراعی شامل اراضی بایر و مراتع، مناطق مسکونی و تأسیسات و رودخانه‌ها و سایر اراضی می‌باشد. بر اساس نتایج مطالعات کاربری اراضی، مساحت کل دشت اردبیل در حدود 82000 هکتار می‌باشد که 70 هزار هکتار آن اراضی زراعی و مابقی غیرزراعی می‌باشد. حدود 25 درصد از کل اراضی زراعی به‌صورت دیم و حدود 70 درصد به‌صورت زراعی آبی و باغات و مابقی نیز اراضی غیرزراعی را به­خود اختصاص داده است. در محدوده دشت اردبیل تعداد 2243 حلقه چاه عمیق و نیمه عمیق، 20 دهنه چشمه و 18 رشته قنات وجود دارد که به مصارف کشاورزی اختصاص دارند (شکل10). مجموع برداشت سالانه از چاه‌ها به‌منظور آبیاری دشت در حدود 177 میلیون مترمکعب هست همچنین برداشت از چشمه‌ها و قنوات به‌منظور آبیاری دشت به ترتیب در حدود 2/1 و 9/0 میلیون مترمکعب در سال هست.

 

شکل (1) موقعیت دشت اردبیل در سطح استان و کشور

 

شکل (2) نقشه کاربری اراضی دشت اردبیل (ماخذ: نگارنده)

جدول (1) حجم برداشت از منابع آب زیرزمینی برای تأمین نیازهای آبی کشاورزی

چاه

چشمه

قنات

تعداد(حلقه)

حجم برداشت سالانه (مترمکعب)

تعداد (دهنه)

حجم برداشت سالانه (مترمکعب)

تعداد (رشته)

حجم برداشت سالانه (مترمکعب)

2243

177127088

20

1160688

18

860075

مواد و روش

در این پژوهش از نرم‌افزار ArcGIS 10.3   برای تجزیه ‌و تحلیل داده‌ها و تولید نقشه‌های پهنه‌بندی نهایی و از نرم‌افزار آماریSPSS19 ‌ جهت تجزیه‌ و تحلیل و به­دست آوردن آمار توصیفی پارامترها استفاده‌ شده است. برای تهیه نقشه کاربری اراضی از نرم­افزار eCognition و از نتایج داده­های آنالیز شیمیایی چاه­های مشاهده­ای شرکت آب منطقه­ای اردبیل مربوط برای سال 1389 استفاده شده است.

 

 

شکل (3) خوارزمیک حل مساله

1-رتبه­بندی مستقیم[9]

مرتب­سازی وزن­ها در یک نظم ترتیبی ساده­ترین روش تعیین اهمیت آنها می­باشد. در این روش، رتبه­بندی هر معیار مورد نظر بر حسب اولویت تصمیم­گیران صورت می­پذیرد. رتبه­بندی مستقیم روشی است که بر اساس آن نمره 1 معرف بیشترین اهمیت، نمره 2 بیانگر اهمیت درجه دو و به همین ترتیب ادامه دارد (بلتون و گییر، 1998: 336). بعد از انجام عمل رتبه بندی بر روی مجموعه­ای از معیارها، برای ایجاد وزن های عددی از روی اطلاعات دارای نظم ترتیبی از روش مجموع رتبه­ای استفاده می­کنیم که به­صورت زیر می­باشد:

رابطه  (1)

 

که در آن Wj معرف وزن استانداردشده (که از رابطه 2 به­دست می­آید) برای معیار j ام و n معرف تعداد معیارهای مورد نظر (k=1,2,…,n) و rj  بیانگر موقعیت رتبه­ای هر معیار است. در این روش، وزن هر معیار از روی (n-rj+1) تعیین شده و سپس با تقسیم آن بر حاصل جمع وزن­ها یعنی(n-rk+1) به صورت استاندارد در می­آید.

2- روش استاندارد کردن

ساده­ترین فرمول برای استانداردسازی[10] داده خام در این است که هر نمره خام را در ارزش حداکثر بر یک معیار مورد نظر تقسیم کنیم. این فرمول به­صورت زیر بیان می­شود:

رابطه (2)       

یا

رابطه (3)      

که در آن  معرف نمره استاندارد شده در رابطه با عارضه یا گزینه  i ام و صفت   jام است؛ معرف نمره خام و  بیانگر نمره حداکثر برای صفت j ام است. ارزش نمره استاندارد شده بین صفر و یک قرار می گیرد. معادله 2 زمانی مورد استفاده قرار می­گیرد که به حداکثر رساندن معیار مدنظر باشد یعنی هر چه نمره خام بیشتر باشد، مطلوبیت برای اجرا بیشتر است. از این نوع معیار تحت عنوان معیار سود یاد می­شود. اگر معیار از نوع کمینه­سازی باشد یعنی هرچه نمره پایین­تر باشد مطلوبیت برای اجرا بیشتر است، از فرمول 3 استفاده می­شود که به معیار هزینه معروف است.

3- روش وزن­دهی جمعی ساده[11]

روش­های وزن­دهی جمعی ساده متداول­ترین فنون مورد استفاده در کار بر روی مسائل مرتبط بر تصمیم گیری چند صفتی فضایی­اند. این روش­ها بر پایه میانگین وزنی قرار دارند. تصمیم­گیر به­طور مستقیم وزن­هایی از اهمیت نسبی را به هر صفت اختصاص می­دهد. این روش یکی از قدیمی­ترین روش­های به­کارگیری شده در تصمیم­گیری های چند معیاره است به­طوری که با مفروض بودن بردار W (اوزان اهمیت شاخص­ها) برای آن، مناسب­ترین گزینه  A*به­صورت ذیل محاسبه می­گردد (اصغرپور،1392: 232):

رابطه (4)      

4- روش درونیابی

به فرایند برآورد ارزش‌های کمی برای نقاط فاقد داده به­کمک نقاط مجاور و معلوم که به نام نمونه یا مشاهده موسوم‌اند، درون‌یابی مـی‌گویند (عساکره، 1387: 25). در واقع در درون­یابی اطلاعات از یـک نقطه گـرفته می­شود و در عرض یک شبکه گسترش می­یابد (چهاراهی و رشچی، 1390: 435).این روش با کمترین واریانس تخمین، درون‌یابی می‌کند که میزان خطای آن تابع مشخصات ساختار فضایی است. اگر مطالعات مربوط به واریوگرافی و تشخیص مدل واریوگرام به‌دقت کافی انجام شود، درون‌یابی به روش کریجینگ با دقت بالایی همراه خواهد بود. کریجینگ به مدل‌های ریاضی و آماری وابسته است (فاضل­نیا،1391: 96).

مدل‌های کریجینگ به خودهمبستگی‌ها[12] استناد می‌کنند و همبستگی نیز گرایش دو متغیر به هم وابسته را نشان می‌دهد. برای انتخاب بهترین مدل بایستی میانگین خطای استاندارد نزدیک به صفر و میزان جذر میانگین مربعات خطا (RMSE) کمترین مقدار را داشته باشد و جذر میانگین مربع خطای استاندار (RMSS[13]) نزدیک به یک باشد، همچنین این روش با کمترین میزان خطای RMS[14]کریجینگ معمولی از رابطه (1) تبعیت می‌کند:

رابطه (5)     Z(s) = µ + ε(s)

که در آن µ ضریب ثابت مجهول می‌باشد. کریجینگ معمولی در داده‌هایی که دارای روند محلی یا مقطعی هستند می‌تواند مورد استفاده قرار بگیرد. (فاضل­نیا، 1391: 98). کریجینگ معمولی نیز دارای روش‌های مختلفی می‌باشد. از میان روش‌های  Gaussian،  J-Bessel، Hole effect  ،Rational Quadratic، k-Bessel Exponential, Spherical,  Tetraspherical, Pentaspherical, ،Circular با استفاده از ابزار Cross validation روشی انتخاب می­گردد که دارای کمترین میزان RMSE باشند (ناس،2010: 2).

بحث و نتایج

قابلیت هدایت الکتریکی یا EC[15]

بر اساس توزیع فضایی که برای این پارامتر محاسبه‌شده است، هدایت الکتریکی از حاشیه به سمت قسمت میانی و خروجی دشت به‌تدریج افزایش می‌یابد و روند افزایش از نواحی مجاور شرقی و غربی به سمت نواحی مرکزی، شمالی و جنوبی دشت می‌باشد. مقدار حداکثر این پارامتر در قسمت جنوبی واقع‌شده است)شکل 4).

تغییرات یون کلر (Cl)

مقدار کلرورها در آب یکی از عوامل مهم و تعیین‌کننده کیفیت آب به‌ویژه برای مصارف شرب و کشاورزی بوده و ازدیاد آن سبب شوری آب و سمی بودن از لحاظ رشد گیاه می‌گردد (علیزاده، 1389: 815). بر اساس نقشه به‌دست‌آمده از درون‌یابی پارامتر کلر در دشت اردبیل)شکل 5)، روند تغییرات افزایشی یون کلر از بخش‌های شمال، شرق و جنوب به سمت نواحی میانی و در مجاورت قسمت‌های شمالی منطقه هست.

آنیون‏ها و کاتیون‏ها

مهم‏ترین آنیون‏های موجود در آب، بی‏کربنات‏ها، سولفات‏‏ها، کلرورها و نیترات‏ها بوده که با توجه به شرایط مختلف هر منطقه، مقادیر مختلفی از آنها در آب وجود دارند. و مهم‏ترین کاتیون‏های موجود در آب شامل کلسیم، منیزیم، سدیم و پتاسیم هست. واحدهای اندازه‏گیری غلظت آنیون‏ها و کاتیون‏ها، برحسب میلی‏گرم بر لیتر (mg/L) و یا یک قسمت در یک‌میلیون قسمت (p.p.m) هست که اولی نسبت وزن به حجم و دومی نسبت وزن به وزن است و تقریباً معادل یکدیگر در نظر گرفته می‏شوند. یکی از واحدهای بسیار رایج دیگر میلی‏اکی والان در لیتر (meq/L) می‏باشد که از رابطه (6) به­دست می‏آید (علیزاده، 1389: 816) (شکل­های 6 و 7).                 

رابطه (6)       meq/L= D/W

که در آن، D غلظت به میلی گرم در لیتر و W وزن معادل آنیون یا کاتیون می­باشد.  

از طریق رابطه (7) می‌توان واحد اکی والان بر لیتر را به واحد گرم بر لیتر تبدیل نمود. به‌عنوان‌مثال برای تبدیل یک واحد اکی والان بر لیتر از کلر به یک واحد از گرم بر لیتر آن بایستی واحد مربوطه را در عدد 5/35 ضرب کنیم.                    

رابطه (7)     W=C/b

که در آن،W  برابر وزن معادل؛ C ظرفیت و b جرم اتمی می­باشد.

سختی کل آب یا TH[16]:

یکی دیگر از شاخص‏های کیفیت آب آشامیدنی، سختی آن می‏باشد که بر مبنای کربنات کلسیم مورد سنجش قرار می‏گیرد. بیشترین سختی آب مربوط به یون‏های کلسیم و منیزیم بوده و سختی کل برحسب میلی‏گرم بر لیتر از رابطه (8) به دست می‏آید(علیزاده،818:1389):

رابطه (8)       +4.115Mg++ TH=2.497Ca++

با توجه به درون‌یابی محاسبه‌شده برای این پارمتر، ملاحظه می‌شود(شکل 7) که مقدار سختی کل در ناحیه شرقی در حدود 90 تا 150 میلی‌گرم در لیتر می‌باشد و در ناحیه میانی نیز سختی کل از حدود 100 تا 300 در نقاط مختلف در تغییر است. در قسمت کمی از ناحیه غربی سختی کل به 300 میلی‌گرم در لیتر می‌رسد.(شکل 8).

میزان PH

به درصد اسیدیته و قلیائیت آب pH اطلاق می­شود. درجه اسیدیته یا قلیائیت آب بین ۰ و۱۴ متغیر است و عدد ۷ که حد وسط آن می‏باشد به معنی نقطه مرزی یا خنثی می‏باشد که به معنی این است که نه آب‌اسیدی نه قلیایی است. از نظر اسیدیته pH در آب شرب نباید از 5/6 کمتر یا از 2/9 بیشتر باشد، محدوده 7 تا 5/8 برای آب شرب مطلوب است (علیزاده،817:1389)(شکل 9).

هدف از مطالعه کیفیت شیمیایی آب‏های زیرزمینی، بررسی میزان املاح محلول در آب، تغییرات آن، شناخت و تعیین انواع محدودیت‏های موجود در زمینه مصارف مختلف به‌ویژه شرب می­باشد. در جدول شماره 2 انواع روش‌های مختلف کریجینگ معمولی که از طریق آزمون روش­ها برای پارامترها انتخاب شده­اند، آورده شده است. تمامی این موارد را می‌توان با روش ارزیابی متقابل[17] به­دست آورد که این ارزیابی با توجه به خطای RMS می­باشد (فاضل­نیا،1391: 131) (ناس،2010: 8). سپس اقدام به رتبه­بندی عوامل تأثیرگذار برکیفیت آب آشامیدنی با توجه به نظر کارشناسان شده است. هدف از رتبه­بندی عوامل، وزن­دهی به آنها برای تهیه نقشه نهایی کیفیت می­باشد (هاشمی و همکاران، 1389: 29). پس از رتبه­بندی، وزن­دهی و استانداردسازی لایه ها با توجه به توضیحات داده انجام گرفته است که نتایج در جدول (2) آورده شده است. هم چنین در این جدول، حداکثر مجاز[18]و مطلوب[19]مواد شیمیایی غیرسمی موجود در آب آشامیدنی از نظر مؤسسه استاندارد و تحقیقات صنعتی ایران[20] (ISIRI) و استاندارد سازمان بهداشت جهانی[21](WHO) به همراه حداکثر مجاز مواد معدنی و مدل های سمی وایوگرامی به کار رفته برای درون­یابی به روش کریجینگ  آورده شده است. در جدول (3) میزان خطای RMS و RMSE و نیز میانگین خطای استاندارد برای پارامترهای کیفیت آب شـرب دشت اردبیل آورده شده است. در ادامه با اجرای درون­یابی به روش کریجینگ با انواع مدل­های سمی واریوگرامی برای پارامترها، لایـه­های اولیه درون­یابی شده در شـکل­های 4 تا 9 نشان داده شده­اند. در این اشکال توزیع فضایی پارامترها نمایش داده ‌شده است.

جدول (2) حداکثر مجاز و مطلوب مواد شیمیایی غیرسمی موجود در آب آشامیدنی (ابعاد برحسب میلی‌گرم بر لیتر)

پارامتر

WHO (2004) MCL

(حد مطلوب)

ISIRI

ISIRI

(MCL)

رتبه مستقیم

وزن  اولیه

وزن استاندارد

مدل سمی واریوگرام

Mean

Median

SD

Skewness

Min

Max

pH

5/6-5/8

5/6-5/8

9-5/6

5

2

095/0

J-Bessel

42/7

3/7

44/0

31/0

3/6

3/8

هدایت­الکتریکی  (μS/cm)

-

1000

1000

6

1

047/0

Gaussian

93/1050

811

66/763

9/1

65

4540

کلر  (mg/L)

250

250

400

3

4

190/0

Hole effect

07/77

35/60

43/53

3/1

65/10

95/244

سولفاتmg/L)

250

250

400

4

3

142/0

J-Bessel

77/194

72/90

78/287

16/3

0

96/1776

سختی کل

250

200

500

1

6

285/0

Rational Quadratic

57/292

240

87/187

1/1

55

940

سدیم (mg/L)

-

200

200

2

5

238/0

Hole effect

93/107

6/73

95/99

69/2

82/7

6/625

مجموع

 

 

 

6

21

000/1

 

 

 

 

 

 

 

جدول (3) پارامترها و مدل‌های انجام‌شده به همراه آماره‌های محاسبه و پیش‌بینی کیفیت آب شرب دشت اردبیل

پارامتر

خطای پیش‌بینی

 

Mean

Root-mean square

Average standard error

Mean standardized

Root-mean-square standardized

PH

001/0-

419/0

406/0

003/0-

04/1

هدایت الکتریکی

51/46-

11/726

21/392

03/0-

54/1

کلر

02/1-

21/89

15/48

01/0-

9/0

سولفات

93/13-

964/244

93/184

09/0-

81/1

سختی کل

29/2-

73/136

45/109

01/0-

206/1

سدیم

84/83

6/88

42/78

03/0-

02/1

 

 

 

             شکل (4) نقشه تغییرات هدایت الکتریکی (EC)                               شکل (5) نقشه تغییرات یون کلر(Cl)

      

                     شکل (6) نقشه تغییرات سولفات (SO4)                              شکل (7) نقشه تغییرات یون سدیم(Na)

    

              شکل (8) نقشه تغییرات سختی کل(TH)                               شکل (9) نقشه تغییرات میزان اسیدیته (pH)

در شکل (10) درصد تراکم جمعیت دهستان­های موجود در سطح اردبیل به­صورت شماتیک نشان داده شده است. همچنین در این شکل، تراکم چاه­های موجود در سطح دشت به همراه میزان برداشت سالانه آب از رودخانه­های جاری در سطح دشت اردبیل نیز نشان داده شده است.

 

شکل (10) نقشه تراکم جمعیت و تراکم چاه­ها و میزان برداشت سالانه از رودخانه­ها

پس از به­دست آوردن لایه­های اطلاعاتی اولیه از طریق درونیابی، اقدام به استانداردسازی لایه­ها با روش تقسیم بر حداکثر (به­طوری که توضیح داده شد) شده که در شکل­های (11 الی 16) آورده شده است:

 

            شکل (11) نقشه استاندارد شده تغییرات کلر              شکل (12) نقشه استاندارد شده تغییرات هدایت الکتریکی

 

                شکل (13) نقشه استانداردشده تغییرات سدیم                    شکل (14) نقشه استاندارد شده تغییرات اسیدیته

 

           شکل (15) نقشه استاندارد شده تغییرات سولفات                   شکل (16) نقشه استاندارد شده تغییرات سختی کل

به منظور تهیه نقشه کیفی منابع آب زیرزمینی دشت اردبیل از سه کلاس مختلف برای طبقه‌بندی پارامترها استفاده‌ شده که در جدول (4) آورده شده است.

جدول (4) طبقه‌بندی کیفیت آب زیرزمینی (ناس، 2010)

کیفیت

کلر

سولفات

سختی کل

هدایت الکتریکی

سدیم

خوب

50<

250<

200<

1000<

50<

متوسط

100-50

400-250

500-200

2000-1000

200-50

ضعیف

100>

400>

500>

2000>

200>

 

شکل (16) نقشه نهایی پهنه­بندی کیفیت آب شرب به روش SAW

پس از این­که لایه­های به­دست آمده از درونیابی استانداردسازی شد، در نهایت با استفاده از روش وزن­دهی جمعی ساده و تلفیق لایه­ها در محیط GIS، نقشه نهایی پهنه­بندی کیفیت با استفاده از پارامترهای مشخص شده و وزن داده شده به دست آمد که در شکل (16) نشان داده شده است:

جدول (5) وضعیت و تعداد روستاها از لحاظ وضعیت کیفیت آب شرب

نام روستا

وضعیت کیفیت

 آب شرب

تعداد

درصد تعداد

کرگان-دویل-کلخوران- خلیل­آباد- تپراقلو- قره تپه- ایریل-یونجالو- مرنی- بریس- محمودآباد- ارخازلو- خلیفه لو-جابلو- آبی­بیگلو- الادیزگه- دورجین- گللو- اولاغان-

پته­خور-ینگجه- سعیدآباد- قره چناق- قره­حسنلو

مطلوب

24

41

کوزه تپراقی-کمی­آباد- آقاباقر- حسن باروق- اردی- صومعه-گرجان

نیمه مطلوب

8

13

علی بلاغی- آقچه کند- انزاب سفلی-تازه کندرضاآباد- تازه­کند شریف­آباد- سلطان­آباد- قلقا- گیلان­ده-کرکرق - انزاب علیا- ینگجه ملا- دولت­آباد-ساقصلو

نامطلوب

13

23

خانکندی- میرزارحیملو- پیراقوم- آرالوی بزرگ- آراللوی کوچک- نوشهر- حمل­آباد- جگرکندی-کنازق- آقبلاغ رستم خان

مطلوب به سمت نیمه مطلوب

10

17

قره لر- نوده- شیخ کلخوران- آقبلاغ آقاجان خان

نیمه مطلوب به سمت نامطلوب

4

6

 

نتیجه­گیری و بحث

نقشه نهایی کیفیت آب زیرزمینی دشت اردبیل نشان می‌دهد که آب‌های زیرزمینی قسمت شرقی و اندکی از قسمت غربی دشت اردبیل دارای کیفیت مطلوبی می‌باشند که 34 درصد منطقه موردنظر را شامل می‌شود که تعداد 24 روستا یا 41 درصد روستاها در منطقه مطلوب کیفیت قرار دارند. تعداد 8 روستا یا 13 درصد روستاها در منطقه نیمه مطلوب و تعداد 13 روستا یا 23 درصد آنها در منطقه نامطلوب واقع شده­اند. بر همین اساس، تعداد 10 روستا که 17 درصد روستاها را شامل می­شود از کیفیت مطلوب به سمت کیفیت نیمه مطلوب در حال گذر هستند و تعداد4 روستا یا 6 درصد روستاها در حال گذر از حالت نیمه مطلوب به سمت نامطلوب می­باشند. هم‌چنین هرچه به سمت جنوب و شمال غربی دشت می‌رویم از کیفیت آب زیرزمینی به‌شدت کاسته می‌شود و کیفیت بسیار پایین آب زیرزمینی در منتهی‌الیه قسمت جنوب غربی دشت واقع‌شده است که 12 درصد منطقه مطالعاتی را در بر می گیرد. با توجه به شکل شماره 10 که تراکم چاه­های عمیق و نیمه­عمیق، میزان برداشت سالانه از رودخانه­های جاری در سطح دشت اردبیل (بر حسب هزار مترمکعب در سال)، تراکم جمعیت و مـناطق صنعتی در سطح دشت اردبـیل را به نمایش می­گذارد، می­توان اظهار داشت که بین تراکم جمعیت، تراکم چاه­های موجود و نیز میزان برداشت از رودخانه­ها و افت شدید کیفیت آب زیرزمینی با توجه به برداشت بالا از این منابع ارتباط مستقیمی وجود دارد به نحوی که کیفیت بسیار پایین آب­های زیرزمینی درست در این مناطق واقع شده است که برای تأمین نیاز شرب مصارف شهری و روستایی چیزی در حدود 32 ملیون مترمکعب در سال آب نیاز می­باشد که تأمین این نیاز می­تواند آسیب جدی به کیفیت آب­های زیرزمینی این ناحیه داشته باشد.

 54 درصد منطقه مطالعاتی دشت اردبیل دارای کیفیت آب شرب نیمه­مطلوبی می­باشند که بیشترین کاربری اراضی آبی در این نواحی واقع شده است و نیاز به برداشت از منابع آب زیرزمینی برای مصارف کشاورزی دارند، به­نظر می­رسد در آینده دچار افت کیفیت خواهند شد. با توجه به موقعیت شهرستان اردبیل مشاهده می‌شود که آب زیرزمینی موجود در این قسمت دارای کیفیت متوسطی می‌باشد که حاکی از وجود صنایع و به­ویژه قرار گرفتن دو شهرک صنعتی شماره 1 و شماره 2 در بالادست و پایین دست این شهرستان می­تواند باشد. به‌تدریج به سمت مرکز و بخش میانی و جنوبی دشت به علت مساعد بودن شرایط کشاورزی ازنظر ارتفاع و زمین‌شناسی، برداشت از آب زیرزمینی زیاد بوده و کیفیت آب تنزل پیداکرده است. در ناحیه جنوب غربی و شمال غربی (خروجی دشت) به­علت مجاورت با سازند گچدار، وجود جریان سطحی، تراکم بالای چاه­های عمیق و نیمه عمیق، شستشوی اطراف و نیز چشمه‌های آب‌معدنی،‌ کیفیت آب کاهش شدیدی یافته است.



[1]- Chang et al.,

[2]- Almasiri et al.,

[3]- Sikdar et al.,

[4]- Arif et al.,

[5]- Jager et al.,

[6]- Nas

[7]- Gaus et al.,

[8]- Jingyi et al.,

1- straught ranking

2- Normalized

1- SAW

2- Autocorrelation

3- Root-mean-square standardized

1- Root-mean-square

[15]- Electrical Conductivity

[16]- Total Hardness

1- Cross validation

2- MCL=Maximum Contaminant Level

3- Acceptability

4- Institute of Standards and Industrial Research of Iran

5- World  Health Organization

مقدمه

مدیریت بهینه منابع آب و حفظ و ارتقای کیفیت آنها نیازمند وجود اطلاعات در زمینه موقعیت، مقدار و پراکنش فاکتورهای شیمیایی آب در یک منطقه جغرافیایی معین می‏باشد. تغییر کیفیت آب‏های زیرزمینی و شور شدن منابع آب در حال حاضر خطری جدی در راه توسعه کشاورزی کشور به­خصوص در اراضی خشک می‌باشد (شعبانی، 1388: 12). متأسفانه به­دلیل غیرقابل رؤیت بودن آب‏های زیرزمینی، بسیاری از مردم در مورد اهمیت آنها و آثار زیان‌بار آلودگی محیط بر منابع آب زیرزمینی آنها آگاهی کافی ندارند (دیویس و همکاران، 1994: 570). آب‏های زیرزمینی در مناطق خشک و نیمه‌خشک همانند ایران، که متوسط بارندگی آن کمتر از یک‏سوم میانگین بارندگی کره‏ زمین است، اهمیت زیادی داشته و نقش قابل‌توجهی را به‌عنوان مخازنی برای آب شیرین ایفا می‏کند. در کشور ایران و بسیاری از کشورهای دیگر که آب و هوایی مشابه دارند، آب­های زیرزمینی از جمله مهم‌ترین منابع آب مورد استفاده در کشاورزی و شرب محسوب می‏شود. خطر آلودگی کمتر این منابع نسبت به دیگر روش‏های استحصال آب، باعث شده است که حتی در مناطقی که از لحاظ آب سطحی کمبودی احساس نمی‏شود نیز استفاده از این منابع رونق داشته باشد (مهدوی، 1385: 427). کیفیت آب‏های زیرزمینی همچون آب سطحی دائماً در حال تغییر است. البته این تغییر نسبت به آب‏های سطحی بسیار کندتر صورت می‏گیرد. کیفیت آب زیرزمینی به عواملی از قبیل نوع لیتولوژی آبخوان، کیفیت آب تغذیه‌کننده، نوع فعل ‌و انفعالات بین آب و آبخوان و فعالیت‏های انسان وابسته است.

آب منبع اصلی توسعه اقتصادی، امنیت اجتماعی و کاهش فقر می‏باشد. ارزش این منبع از یک سو و محدودیت آن از سوی دیگر باعث افزایش تدابیر مدیریتی برای حفظ کمیت و کیفیت آن توسط جوامع مختلف شده است. تغییرات محیطی و فعالیت‏های انسانی بر روی کمیت و کیفیت آب تأثیرگذار است (چنگ[1]، 2004: 242). رشد شهرها افزایش فعالیت‏های صنعتی و استفاده بی‏رویه از کودهای شیمیایی در کشاورزی باعث آلودگی آب‏های سطحی و زیرزمینی شده است که این تغییرات بر سلامتی انسان­ها و حیوانات و گیاهان مضر می‏باشد.کیفیت، کمیت و قابلیت شرب یکی از مهم‏ترین موضوعات زیست‌محیطی و اجتماعی در سطح جهان است. از نظر مدیریتی، مهم‏ترین انگیزه برای انجام مطالعات کیفیت آب، نیازهای کیفی آب و اثرات متقابل آن بر مصارف مختلف می‏باشد (معروفی و همکاران، 1388: 2). رفتار سنجی و تصمیم‏گیری در مورد کیفیت آب بر اساس اطلاعات جمع‌آوری‌شده، یکی از مشکلات مهندسان محیط‌زیست و هیدرولوژیست‏ها می‏باشد؛ چرا که در همه مراحل، از نمونه‏برداری تا بررسی و تحلیل نتایج، با انواع عدم قطعیت‏ها روبرو هستند (هاشمی و همکاران، 1389: 27).

آب زیرزمینی یکی از منابع اصلی در تأمین آب کشاورزی هست به­همین دلیل شناخت و آگاهی از کیفیت آب‏های زیرزمینی و طبقه‏بندی و مصور کردن این آب‏ها بر اساس کمیت عناصر مختلف در آنها ما را در اتخاذ تصمیمات مدیریتی و کاهش آلودگی آب‏های زیرزمینی یاری خواهد کرد. پیشرفت تکنیک‏های سنجش ‌از دور از یک‌طرف و استفاده از دستگاه‏های اندازه‏گیری در زمینه‏های مختلف کمیت و کیفیت آب از طرف دیگر، امکان دسترسی به حجم عظیمی از داده‏ها را در زمینه‏های مختلف مهندسی آب در مناطق مختلف جهان مهیا کرده است (المصری[2] و همکاران، 2007: 220).

سیستم‏های اطلاعات جغرافیایی در علوم آب کاربردهای مختلفی دارد که از آن جمله می‌توان به تخمین رواناب ناشی از بارش، تهیه نقشه‏های پهنه‏بندی سیلاب، بررسی فرسایش حوضه‏‏های آبریز، بررسی کیفیت آب‏های زیرزمینی و ... اشاره کرد (سی­کدر و همکاران[3]، 2004: 1). نظارت بر تغییرات کیفیت آب یکی از اولویت‏های مهم در برنامه‏های حفاظت محیطی می‏باشد. بنابراین یک برنامه نظارتی که برآورد قابل قبولی از تغییرات کیفیت آب‏های زیرزمینی داشته باشد موردنیاز هست. در نتیجه بایستی برنامه‏های نظارتی جامعی که شامل نمونه‏گیری‏های مکرر در اکثر مناطق و شامل آنالیزهای کامل تعداد بی‌شماری از پارامترهای فیزیوشیمیایی باشند جهت مدیریت بهینه کیفیت آب‏های زیرزمینی طراحی شوند (آسیف و همکاران[4]، 2011: 103). تهیه نقشه‏های بهنگام تغییرات خصوصیات کیفی آب‏های زیرزمینی می‏تواند گام مهمی در بهره‏برداری صحیح از منابع آب باشد. روش‏های مختلفی برای مطالعه و پهنه‏بندی تغییرات خصوصیات آب‏های زیرزمینی وجود دارد که هرکدام از آنها بسته به شرایط منطقه و وجود آمار و اطلاعات کافی دارای دقت‏های مختلفی می‏باشند (شعبانی، 1388: 71). جاگر و همکاران[5] (1990) از ابزارهای زمین ‌آمار مثل کریجینگ برای مدل‏سازی متغیرهای کیفیت آب زیرزمینی استفاده کردند و نتیجه گرفتند که روش کریجینگ از دیگر ابزارهای ژئواستاتیستیکی برای مدل‌سازی متغیرهای کیفیت آب زیرزمینی بهتر می‏باشد. ناس[6] (2010: 2) در مقاله‌ای تحت عنوان تهیه نقشه کیفیت آب زیرزمینی از روش کرجینگ معمولی برای به دست آوردن نقشه کیفیت استفاده کرده است و از پارامترهایی مانند سختی آب و میزان نیترات و کلر سولفات استفاده کرده است. خلیل‏پور (130:1381)، نظری‏زاده و همکاران (1385)، زهتابیان و همکاران (1389: 70)، شـعبانی (1388: 12)، گاوس و هـمکاران[7] (2003: 946)، جینگ‏یی و همکاران[8] (2007: 113) با استفاده از روش‏های مختلف زمین آمار به پهنه‏بندی تغییرات مکانی کیفیت آب زیرزمینی در دشت‏های مختلف پرداختند. نتایج تحقیقات نشان‏دهنده کارایی بسیار خوب روش‏های زمین‏ آمار از قبیل کریجینگ در پایش تغییرات مکانی پارامترهای کیفی آب زیرزمینی می‏باشد.

معرفی منطقه مورد مطالعه

محدوده دشت اردبیل در ناحیه شمال غربی ایران و در محدوده‌ای بین عرض شمالی 38 درجه و 5 دقیقه تا 38 درجه و 30 دقیقه و طول شرقی 48 درجه و 15 دقیقه تا 48 درجه و 35 دقیقه واقع‌شده است و از نظر تقسیمات کشوری به استان اردبیل تعلق دارد (شکل1). ارتفاع متوسط آن حدود 1360 متر از سطح دریاهای آزاد می‌باشد. وسعت آن حدود 900 کیلومترمربع بوده و جزئی از حوضه آبخیز رود قره‌سو به­شمار می‌رود. این دشت یک دشت میانکوهی است که در بین ارتفاعات مرتفع و بلند اطرافش محصورشده است. در غرب آن توده آتش‌فشانی سبلان (به ارتفاع 4811 متر)، در شرق آن رشته‌کوه تالش یا باغروداغ (به ارتفاع 3300متر)، از طرف شمال به ادامه کوه‌های تالش که در اردبیل کوه‌های ارشق نامیده می‌شود و از طرف جنوب به کوه‌های کم­ارتفاع که در حقیقت ادامه ارتفاعات بزغوش به­شمار می‌روند، محدود می‌گردد. تنها راه خروجی دشت از طرف شمال غربی می‌باشد که به‌وسیله آن به‌طرف رودخانه قره‌سو که شاخه‌ای از ارس می‌باشد باز می‌شود. رودهای متعددی در سطح دشت جریان دارند که مهم‌ترین آنها رودخانه قره‌سو می‌باشد که از ارتفاعات باغروداغ در شرق اردبیل سرچشمه گرفته و با روند جنوب شرقی شمال غربی دشت را زهکشی نموده و سرانجام از دشت خارج می‌شود. رودهای بالخلوچای، قوری چای، ساری چای، نمین چای و سرشاخه‌های آنها و چندین رودخانه کوچک و بزرگ دیگر پس از زهکش نمودن دشت اردبیل به رودخانه قره‌سو می‌پیوندد و از دشت خارج می‌گردند. از لحاظ زمین شناسی دشت اردبیل، دشت هموار و حاصلخیزی است که در مرکز استان اردبیل و در میان کوه‌های سبلان و بزغوش و تالش قرارگرفته است و به‌صورت یک گرابن (چاله فروافتاده بین گسل‌ها) است که در دوران سوم زمین‌شناسی به­وجود آمده است (رزمجویی، 1387: 42). دشت اردبیل متشکل از 59 واحد روستایی و 2 واحد شهری ( اردبیل و آبی بیگلو) می‌باشد.

نقشه کاربری اراضی دشت اردبیل با پردازش شی­گرای تصویر ماهواره­ای مربوط به سنجنده ETM+ ماهواره لندست مربوط به تاریخ 2002 استخراج شده است (شکل 2). اراضی دشت اردبیل با توجه به نحوه استفاده به دو دسته اراضی زراعی و غیرزراعی تقسیم می‌شوند. اراضی زراعی شامل اراضی آبی، دیم و باغات مثمر و غیرمثمر و اراضی غیرزراعی شامل اراضی بایر و مراتع، مناطق مسکونی و تأسیسات و رودخانه‌ها و سایر اراضی می‌باشد. بر اساس نتایج مطالعات کاربری اراضی، مساحت کل دشت اردبیل در حدود 82000 هکتار می‌باشد که 70 هزار هکتار آن اراضی زراعی و مابقی غیرزراعی می‌باشد. حدود 25 درصد از کل اراضی زراعی به‌صورت دیم و حدود 70 درصد به‌صورت زراعی آبی و باغات و مابقی نیز اراضی غیرزراعی را به­خود اختصاص داده است. در محدوده دشت اردبیل تعداد 2243 حلقه چاه عمیق و نیمه عمیق، 20 دهنه چشمه و 18 رشته قنات وجود دارد که به مصارف کشاورزی اختصاص دارند (شکل10). مجموع برداشت سالانه از چاه‌ها به‌منظور آبیاری دشت در حدود 177 میلیون مترمکعب هست همچنین برداشت از چشمه‌ها و قنوات به‌منظور آبیاری دشت به ترتیب در حدود 2/1 و 9/0 میلیون مترمکعب در سال هست.

 

شکل (1) موقعیت دشت اردبیل در سطح استان و کشور

 

شکل (2) نقشه کاربری اراضی دشت اردبیل (ماخذ: نگارنده)

جدول (1) حجم برداشت از منابع آب زیرزمینی برای تأمین نیازهای آبی کشاورزی

چاه

چشمه

قنات

تعداد(حلقه)

حجم برداشت سالانه (مترمکعب)

تعداد (دهنه)

حجم برداشت سالانه (مترمکعب)

تعداد (رشته)

حجم برداشت سالانه (مترمکعب)

2243

177127088

20

1160688

18

860075

مواد و روش

در این پژوهش از نرم‌افزار ArcGIS 10.3   برای تجزیه ‌و تحلیل داده‌ها و تولید نقشه‌های پهنه‌بندی نهایی و از نرم‌افزار آماریSPSS19 ‌ جهت تجزیه‌ و تحلیل و به­دست آوردن آمار توصیفی پارامترها استفاده‌ شده است. برای تهیه نقشه کاربری اراضی از نرم­افزار eCognition و از نتایج داده­های آنالیز شیمیایی چاه­های مشاهده­ای شرکت آب منطقه­ای اردبیل مربوط برای سال 1389 استفاده شده است.

 

 

شکل (3) خوارزمیک حل مساله

1-رتبه­بندی مستقیم[9]

مرتب­سازی وزن­ها در یک نظم ترتیبی ساده­ترین روش تعیین اهمیت آنها می­باشد. در این روش، رتبه­بندی هر معیار مورد نظر بر حسب اولویت تصمیم­گیران صورت می­پذیرد. رتبه­بندی مستقیم روشی است که بر اساس آن نمره 1 معرف بیشترین اهمیت، نمره 2 بیانگر اهمیت درجه دو و به همین ترتیب ادامه دارد (بلتون و گییر، 1998: 336). بعد از انجام عمل رتبه بندی بر روی مجموعه­ای از معیارها، برای ایجاد وزن های عددی از روی اطلاعات دارای نظم ترتیبی از روش مجموع رتبه­ای استفاده می­کنیم که به­صورت زیر می­باشد:

رابطه  (1)

 

که در آن Wj معرف وزن استانداردشده (که از رابطه 2 به­دست می­آید) برای معیار j ام و n معرف تعداد معیارهای مورد نظر (k=1,2,…,n) و rj  بیانگر موقعیت رتبه­ای هر معیار است. در این روش، وزن هر معیار از روی (n-rj+1) تعیین شده و سپس با تقسیم آن بر حاصل جمع وزن­ها یعنی(n-rk+1) به صورت استاندارد در می­آید.

2- روش استاندارد کردن

ساده­ترین فرمول برای استانداردسازی[10] داده خام در این است که هر نمره خام را در ارزش حداکثر بر یک معیار مورد نظر تقسیم کنیم. این فرمول به­صورت زیر بیان می­شود:

رابطه (2)       

یا

رابطه (3)      

که در آن  معرف نمره استاندارد شده در رابطه با عارضه یا گزینه  i ام و صفت   jام است؛ معرف نمره خام و  بیانگر نمره حداکثر برای صفت j ام است. ارزش نمره استاندارد شده بین صفر و یک قرار می گیرد. معادله 2 زمانی مورد استفاده قرار می­گیرد که به حداکثر رساندن معیار مدنظر باشد یعنی هر چه نمره خام بیشتر باشد، مطلوبیت برای اجرا بیشتر است. از این نوع معیار تحت عنوان معیار سود یاد می­شود. اگر معیار از نوع کمینه­سازی باشد یعنی هرچه نمره پایین­تر باشد مطلوبیت برای اجرا بیشتر است، از فرمول 3 استفاده می­شود که به معیار هزینه معروف است.

3- روش وزن­دهی جمعی ساده[11]

روش­های وزن­دهی جمعی ساده متداول­ترین فنون مورد استفاده در کار بر روی مسائل مرتبط بر تصمیم گیری چند صفتی فضایی­اند. این روش­ها بر پایه میانگین وزنی قرار دارند. تصمیم­گیر به­طور مستقیم وزن­هایی از اهمیت نسبی را به هر صفت اختصاص می­دهد. این روش یکی از قدیمی­ترین روش­های به­کارگیری شده در تصمیم­گیری های چند معیاره است به­طوری که با مفروض بودن بردار W (اوزان اهمیت شاخص­ها) برای آن، مناسب­ترین گزینه  A*به­صورت ذیل محاسبه می­گردد (اصغرپور،1392: 232):

رابطه (4)      

4- روش درونیابی

به فرایند برآورد ارزش‌های کمی برای نقاط فاقد داده به­کمک نقاط مجاور و معلوم که به نام نمونه یا مشاهده موسوم‌اند، درون‌یابی مـی‌گویند (عساکره، 1387: 25). در واقع در درون­یابی اطلاعات از یـک نقطه گـرفته می­شود و در عرض یک شبکه گسترش می­یابد (چهاراهی و رشچی، 1390: 435).این روش با کمترین واریانس تخمین، درون‌یابی می‌کند که میزان خطای آن تابع مشخصات ساختار فضایی است. اگر مطالعات مربوط به واریوگرافی و تشخیص مدل واریوگرام به‌دقت کافی انجام شود، درون‌یابی به روش کریجینگ با دقت بالایی همراه خواهد بود. کریجینگ به مدل‌های ریاضی و آماری وابسته است (فاضل­نیا،1391: 96).

مدل‌های کریجینگ به خودهمبستگی‌ها[12] استناد می‌کنند و همبستگی نیز گرایش دو متغیر به هم وابسته را نشان می‌دهد. برای انتخاب بهترین مدل بایستی میانگین خطای استاندارد نزدیک به صفر و میزان جذر میانگین مربعات خطا (RMSE) کمترین مقدار را داشته باشد و جذر میانگین مربع خطای استاندار (RMSS[13]) نزدیک به یک باشد، همچنین این روش با کمترین میزان خطای RMS[14]کریجینگ معمولی از رابطه (1) تبعیت می‌کند:

رابطه (5)     Z(s) = µ + ε(s)

که در آن µ ضریب ثابت مجهول می‌باشد. کریجینگ معمولی در داده‌هایی که دارای روند محلی یا مقطعی هستند می‌تواند مورد استفاده قرار بگیرد. (فاضل­نیا، 1391: 98). کریجینگ معمولی نیز دارای روش‌های مختلفی می‌باشد. از میان روش‌های  Gaussian،  J-Bessel، Hole effect  ،Rational Quadratic، k-Bessel Exponential, Spherical,  Tetraspherical, Pentaspherical, ،Circular با استفاده از ابزار Cross validation روشی انتخاب می­گردد که دارای کمترین میزان RMSE باشند (ناس،2010: 2).

بحث و نتایج

قابلیت هدایت الکتریکی یا EC[15]

بر اساس توزیع فضایی که برای این پارامتر محاسبه‌شده است، هدایت الکتریکی از حاشیه به سمت قسمت میانی و خروجی دشت به‌تدریج افزایش می‌یابد و روند افزایش از نواحی مجاور شرقی و غربی به سمت نواحی مرکزی، شمالی و جنوبی دشت می‌باشد. مقدار حداکثر این پارامتر در قسمت جنوبی واقع‌شده است)شکل 4).

تغییرات یون کلر (Cl)

مقدار کلرورها در آب یکی از عوامل مهم و تعیین‌کننده کیفیت آب به‌ویژه برای مصارف شرب و کشاورزی بوده و ازدیاد آن سبب شوری آب و سمی بودن از لحاظ رشد گیاه می‌گردد (علیزاده، 1389: 815). بر اساس نقشه به‌دست‌آمده از درون‌یابی پارامتر کلر در دشت اردبیل)شکل 5)، روند تغییرات افزایشی یون کلر از بخش‌های شمال، شرق و جنوب به سمت نواحی میانی و در مجاورت قسمت‌های شمالی منطقه هست.

آنیون‏ها و کاتیون‏ها

مهم‏ترین آنیون‏های موجود در آب، بی‏کربنات‏ها، سولفات‏‏ها، کلرورها و نیترات‏ها بوده که با توجه به شرایط مختلف هر منطقه، مقادیر مختلفی از آنها در آب وجود دارند. و مهم‏ترین کاتیون‏های موجود در آب شامل کلسیم، منیزیم، سدیم و پتاسیم هست. واحدهای اندازه‏گیری غلظت آنیون‏ها و کاتیون‏ها، برحسب میلی‏گرم بر لیتر (mg/L) و یا یک قسمت در یک‌میلیون قسمت (p.p.m) هست که اولی نسبت وزن به حجم و دومی نسبت وزن به وزن است و تقریباً معادل یکدیگر در نظر گرفته می‏شوند. یکی از واحدهای بسیار رایج دیگر میلی‏اکی والان در لیتر (meq/L) می‏باشد که از رابطه (6) به­دست می‏آید (علیزاده، 1389: 816) (شکل­های 6 و 7).                 

رابطه (6)       meq/L= D/W

که در آن، D غلظت به میلی گرم در لیتر و W وزن معادل آنیون یا کاتیون می­باشد.  

از طریق رابطه (7) می‌توان واحد اکی والان بر لیتر را به واحد گرم بر لیتر تبدیل نمود. به‌عنوان‌مثال برای تبدیل یک واحد اکی والان بر لیتر از کلر به یک واحد از گرم بر لیتر آن بایستی واحد مربوطه را در عدد 5/35 ضرب کنیم.                    

رابطه (7)     W=C/b

که در آن،W  برابر وزن معادل؛ C ظرفیت و b جرم اتمی می­باشد.

سختی کل آب یا TH[16]:

یکی دیگر از شاخص‏های کیفیت آب آشامیدنی، سختی آن می‏باشد که بر مبنای کربنات کلسیم مورد سنجش قرار می‏گیرد. بیشترین سختی آب مربوط به یون‏های کلسیم و منیزیم بوده و سختی کل برحسب میلی‏گرم بر لیتر از رابطه (8) به دست می‏آید(علیزاده،818:1389):

رابطه (8)       +4.115Mg++ TH=2.497Ca++

با توجه به درون‌یابی محاسبه‌شده برای این پارمتر، ملاحظه می‌شود(شکل 7) که مقدار سختی کل در ناحیه شرقی در حدود 90 تا 150 میلی‌گرم در لیتر می‌باشد و در ناحیه میانی نیز سختی کل از حدود 100 تا 300 در نقاط مختلف در تغییر است. در قسمت کمی از ناحیه غربی سختی کل به 300 میلی‌گرم در لیتر می‌رسد.(شکل 8).

میزان PH

به درصد اسیدیته و قلیائیت آب pH اطلاق می­شود. درجه اسیدیته یا قلیائیت آب بین ۰ و۱۴ متغیر است و عدد ۷ که حد وسط آن می‏باشد به معنی نقطه مرزی یا خنثی می‏باشد که به معنی این است که نه آب‌اسیدی نه قلیایی است. از نظر اسیدیته pH در آب شرب نباید از 5/6 کمتر یا از 2/9 بیشتر باشد، محدوده 7 تا 5/8 برای آب شرب مطلوب است (علیزاده،817:1389)(شکل 9).

هدف از مطالعه کیفیت شیمیایی آب‏های زیرزمینی، بررسی میزان املاح محلول در آب، تغییرات آن، شناخت و تعیین انواع محدودیت‏های موجود در زمینه مصارف مختلف به‌ویژه شرب می­باشد. در جدول شماره 2 انواع روش‌های مختلف کریجینگ معمولی که از طریق آزمون روش­ها برای پارامترها انتخاب شده­اند، آورده شده است. تمامی این موارد را می‌توان با روش ارزیابی متقابل[17] به­دست آورد که این ارزیابی با توجه به خطای RMS می­باشد (فاضل­نیا،1391: 131) (ناس،2010: 8). سپس اقدام به رتبه­بندی عوامل تأثیرگذار برکیفیت آب آشامیدنی با توجه به نظر کارشناسان شده است. هدف از رتبه­بندی عوامل، وزن­دهی به آنها برای تهیه نقشه نهایی کیفیت می­باشد (هاشمی و همکاران، 1389: 29). پس از رتبه­بندی، وزن­دهی و استانداردسازی لایه ها با توجه به توضیحات داده انجام گرفته است که نتایج در جدول (2) آورده شده است. هم چنین در این جدول، حداکثر مجاز[18]و مطلوب[19]مواد شیمیایی غیرسمی موجود در آب آشامیدنی از نظر مؤسسه استاندارد و تحقیقات صنعتی ایران[20] (ISIRI) و استاندارد سازمان بهداشت جهانی[21](WHO) به همراه حداکثر مجاز مواد معدنی و مدل های سمی وایوگرامی به کار رفته برای درون­یابی به روش کریجینگ  آورده شده است. در جدول (3) میزان خطای RMS و RMSE و نیز میانگین خطای استاندارد برای پارامترهای کیفیت آب شـرب دشت اردبیل آورده شده است. در ادامه با اجرای درون­یابی به روش کریجینگ با انواع مدل­های سمی واریوگرامی برای پارامترها، لایـه­های اولیه درون­یابی شده در شـکل­های 4 تا 9 نشان داده شده­اند. در این اشکال توزیع فضایی پارامترها نمایش داده ‌شده است.

جدول (2) حداکثر مجاز و مطلوب مواد شیمیایی غیرسمی موجود در آب آشامیدنی (ابعاد برحسب میلی‌گرم بر لیتر)

پارامتر

WHO (2004) MCL

(حد مطلوب)

ISIRI

ISIRI

(MCL)

رتبه مستقیم

وزن  اولیه

وزن استاندارد

مدل سمی واریوگرام

Mean

Median

SD

Skewness

Min

Max

pH

5/6-5/8

5/6-5/8

9-5/6

5

2

095/0

J-Bessel

42/7

3/7

44/0

31/0

3/6

3/8

هدایت­الکتریکی  (μS/cm)

-

1000

1000

6

1

047/0

Gaussian

93/1050

811

66/763

9/1

65

4540

کلر  (mg/L)

250

250

400

3

4

190/0

Hole effect

07/77

35/60

43/53

3/1

65/10

95/244

سولفاتmg/L)

250

250

400

4

3

142/0

J-Bessel

77/194

72/90

78/287

16/3

0

96/1776

سختی کل

250

200

500

1

6

285/0

Rational Quadratic

57/292

240

87/187

1/1

55

940

سدیم (mg/L)

-

200

200

2

5

238/0

Hole effect

93/107

6/73

95/99

69/2

82/7

6/625

مجموع

 

 

 

6

21

000/1

 

 

 

 

 

 

 

جدول (3) پارامترها و مدل‌های انجام‌شده به همراه آماره‌های محاسبه و پیش‌بینی کیفیت آب شرب دشت اردبیل

پارامتر

خطای پیش‌بینی

 

Mean

Root-mean square

Average standard error

Mean standardized

Root-mean-square standardized

PH

001/0-

419/0

406/0

003/0-

04/1

هدایت الکتریکی

51/46-

11/726

21/392

03/0-

54/1

کلر

02/1-

21/89

15/48

01/0-

9/0

سولفات

93/13-

964/244

93/184

09/0-

81/1

سختی کل

29/2-

73/136

45/109

01/0-

206/1

سدیم

84/83

6/88

42/78

03/0-

02/1

 

 

 

             شکل (4) نقشه تغییرات هدایت الکتریکی (EC)                               شکل (5) نقشه تغییرات یون کلر(Cl)

      

                     شکل (6) نقشه تغییرات سولفات (SO4)                              شکل (7) نقشه تغییرات یون سدیم(Na)

    

              شکل (8) نقشه تغییرات سختی کل(TH)                               شکل (9) نقشه تغییرات میزان اسیدیته (pH)

در شکل (10) درصد تراکم جمعیت دهستان­های موجود در سطح اردبیل به­صورت شماتیک نشان داده شده است. همچنین در این شکل، تراکم چاه­های موجود در سطح دشت به همراه میزان برداشت سالانه آب از رودخانه­های جاری در سطح دشت اردبیل نیز نشان داده شده است.

 

شکل (10) نقشه تراکم جمعیت و تراکم چاه­ها و میزان برداشت سالانه از رودخانه­ها

پس از به­دست آوردن لایه­های اطلاعاتی اولیه از طریق درونیابی، اقدام به استانداردسازی لایه­ها با روش تقسیم بر حداکثر (به­طوری که توضیح داده شد) شده که در شکل­های (11 الی 16) آورده شده است:

 

            شکل (11) نقشه استاندارد شده تغییرات کلر              شکل (12) نقشه استاندارد شده تغییرات هدایت الکتریکی

 

                شکل (13) نقشه استانداردشده تغییرات سدیم                    شکل (14) نقشه استاندارد شده تغییرات اسیدیته

 

           شکل (15) نقشه استاندارد شده تغییرات سولفات                   شکل (16) نقشه استاندارد شده تغییرات سختی کل

به منظور تهیه نقشه کیفی منابع آب زیرزمینی دشت اردبیل از سه کلاس مختلف برای طبقه‌بندی پارامترها استفاده‌ شده که در جدول (4) آورده شده است.

جدول (4) طبقه‌بندی کیفیت آب زیرزمینی (ناس، 2010)

کیفیت

کلر

سولفات

سختی کل

هدایت الکتریکی

سدیم

خوب

50<

250<

200<

1000<

50<

متوسط

100-50

400-250

500-200

2000-1000

200-50

ضعیف

100>

400>

500>

2000>

200>

 

شکل (16) نقشه نهایی پهنه­بندی کیفیت آب شرب به روش SAW

پس از این­که لایه­های به­دست آمده از درونیابی استانداردسازی شد، در نهایت با استفاده از روش وزن­دهی جمعی ساده و تلفیق لایه­ها در محیط GIS، نقشه نهایی پهنه­بندی کیفیت با استفاده از پارامترهای مشخص شده و وزن داده شده به دست آمد که در شکل (16) نشان داده شده است:

جدول (5) وضعیت و تعداد روستاها از لحاظ وضعیت کیفیت آب شرب

نام روستا

وضعیت کیفیت

 آب شرب

تعداد

درصد تعداد

کرگان-دویل-کلخوران- خلیل­آباد- تپراقلو- قره تپه- ایریل-یونجالو- مرنی- بریس- محمودآباد- ارخازلو- خلیفه لو-جابلو- آبی­بیگلو- الادیزگه- دورجین- گللو- اولاغان-

پته­خور-ینگجه- سعیدآباد- قره چناق- قره­حسنلو

مطلوب

24

41

کوزه تپراقی-کمی­آباد- آقاباقر- حسن باروق- اردی- صومعه-گرجان

نیمه مطلوب

8

13

علی بلاغی- آقچه کند- انزاب سفلی-تازه کندرضاآباد- تازه­کند شریف­آباد- سلطان­آباد- قلقا- گیلان­ده-کرکرق - انزاب علیا- ینگجه ملا- دولت­آباد-ساقصلو

نامطلوب

13

23

خانکندی- میرزارحیملو- پیراقوم- آرالوی بزرگ- آراللوی کوچک- نوشهر- حمل­آباد- جگرکندی-کنازق- آقبلاغ رستم خان

مطلوب به سمت نیمه مطلوب

10

17

قره لر- نوده- شیخ کلخوران- آقبلاغ آقاجان خان

نیمه مطلوب به سمت نامطلوب

4

6

 

نتیجه­گیری و بحث

نقشه نهایی کیفیت آب زیرزمینی دشت اردبیل نشان می‌دهد که آب‌های زیرزمینی قسمت شرقی و اندکی از قسمت غربی دشت اردبیل دارای کیفیت مطلوبی می‌باشند که 34 درصد منطقه موردنظر را شامل می‌شود که تعداد 24 روستا یا 41 درصد روستاها در منطقه مطلوب کیفیت قرار دارند. تعداد 8 روستا یا 13 درصد روستاها در منطقه نیمه مطلوب و تعداد 13 روستا یا 23 درصد آنها در منطقه نامطلوب واقع شده­اند. بر همین اساس، تعداد 10 روستا که 17 درصد روستاها را شامل می­شود از کیفیت مطلوب به سمت کیفیت نیمه مطلوب در حال گذر هستند و تعداد4 روستا یا 6 درصد روستاها در حال گذر از حالت نیمه مطلوب به سمت نامطلوب می­باشند. هم‌چنین هرچه به سمت جنوب و شمال غربی دشت می‌رویم از کیفیت آب زیرزمینی به‌شدت کاسته می‌شود و کیفیت بسیار پایین آب زیرزمینی در منتهی‌الیه قسمت جنوب غربی دشت واقع‌شده است که 12 درصد منطقه مطالعاتی را در بر می گیرد. با توجه به شکل شماره 10 که تراکم چاه­های عمیق و نیمه­عمیق، میزان برداشت سالانه از رودخانه­های جاری در سطح دشت اردبیل (بر حسب هزار مترمکعب در سال)، تراکم جمعیت و مـناطق صنعتی در سطح دشت اردبـیل را به نمایش می­گذارد، می­توان اظهار داشت که بین تراکم جمعیت، تراکم چاه­های موجود و نیز میزان برداشت از رودخانه­ها و افت شدید کیفیت آب زیرزمینی با توجه به برداشت بالا از این منابع ارتباط مستقیمی وجود دارد به نحوی که کیفیت بسیار پایین آب­های زیرزمینی درست در این مناطق واقع شده است که برای تأمین نیاز شرب مصارف شهری و روستایی چیزی در حدود 32 ملیون مترمکعب در سال آب نیاز می­باشد که تأمین این نیاز می­تواند آسیب جدی به کیفیت آب­های زیرزمینی این ناحیه داشته باشد.

 54 درصد منطقه مطالعاتی دشت اردبیل دارای کیفیت آب شرب نیمه­مطلوبی می­باشند که بیشترین کاربری اراضی آبی در این نواحی واقع شده است و نیاز به برداشت از منابع آب زیرزمینی برای مصارف کشاورزی دارند، به­نظر می­رسد در آینده دچار افت کیفیت خواهند شد. با توجه به موقعیت شهرستان اردبیل مشاهده می‌شود که آب زیرزمینی موجود در این قسمت دارای کیفیت متوسطی می‌باشد که حاکی از وجود صنایع و به­ویژه قرار گرفتن دو شهرک صنعتی شماره 1 و شماره 2 در بالادست و پایین دست این شهرستان می­تواند باشد. به‌تدریج به سمت مرکز و بخش میانی و جنوبی دشت به علت مساعد بودن شرایط کشاورزی ازنظر ارتفاع و زمین‌شناسی، برداشت از آب زیرزمینی زیاد بوده و کیفیت آب تنزل پیداکرده است. در ناحیه جنوب غربی و شمال غربی (خروجی دشت) به­علت مجاورت با سازند گچدار، وجود جریان سطحی، تراکم بالای چاه­های عمیق و نیمه عمیق، شستشوی اطراف و نیز چشمه‌های آب‌معدنی،‌ کیفیت آب کاهش شدیدی یافته است.



[1]- Chang et al.,

[2]- Almasiri et al.,

[3]- Sikdar et al.,

[4]- Arif et al.,

[5]- Jager et al.,

[6]- Nas

[7]- Gaus et al.,

[8]- Jingyi et al.,

1- straught ranking

2- Normalized

1- SAW

2- Autocorrelation

3- Root-mean-square standardized

1- Root-mean-square

[15]- Electrical Conductivity

[16]- Total Hardness

1- Cross validation

2- MCL=Maximum Contaminant Level

3- Acceptability

4- Institute of Standards and Industrial Research of Iran

5- World  Health Organization

منابع
ـ اصغرپور، محمدجواد (1392)، تصمیم­گیری­های چندمعیاره، انتشارات دانشگاه تهران. چاپ یازدهم.
ـ پوربایرامیان، سهیلا؛ اسپهبد، محمدرضا (1391)، ارزیابیتغییراتکیفیآبخواندشتاردبیلبانگرشیویژهبرتأثیرکاهشپتانسیلآبزیرزمینیبرشوری، فصلنامه زمین، سال هفتم، شماره 24. 45-27.
ـ چهاراهی، ذبیح­الله، رشچی، ژاله (1390)، تسلط بر GIS با ArcGIS، انتشارات کیان رایانه سبز، چاپ اول.
ـ خلیل‏پور، احمد (۱۳۸۱)، بررسی روند کمی و کیفی آب‏های زیرزمینی دشت قم و تأثیر آن بر بیابانزایی منطقه، پایان‏نامه کارشناسی ارشد دانشکده منابع طبیعی دانشگاه تهران.
ـ رزمجویی، شهرام (1387)، شناسایی و تحلیل هوای شهرستان اردبیل، پایان‌نامه کارشناسی ارشد، گروه جغرافیا. دانشگاه محقق اردبیلی.  
ـ زهتابیان، غلامرضا، جان‏افزا، عنایت­الله، محمدعسگری، حسین و نعمت‏اللهی، محمدجواد (1389)، مدل‏سازی تغییرات مکانی بعضی خصوصیات شیمیایی آب‏های زیرزمینی گرمسار، مجله تحقیقاتی مرتع و بیابان ایران، 17، صص 73-61.
ـ دانشور وثوقی، فرزاد؛ دین پژوه، یعقوب (1391)، بررسی روند تغییرات کیفی آب زیرزمینی دشت اردبیل با استفاده از روش اسپیرمن، نشریه محیط­شناسی، سال 38، شماره 4 ، صص 29-44.
ـ شعبانی، محمد (1388)، بررسی تغییرات کیفی آب‏های زیرزمینی دشت ارسنجان، فصلنامه جغرافیای طبیعی، سال اول، شماره 3، ص 12.
ـ عساکره، حسین (1387)، کاربرد روش کریجینگ در میان­یابی بارش، مطالعه موردی: میان­یابی بارش، فصلنامه جغرافیا و توسعه. 12، صص 25-42.
ـ علیزاده، امین (1389)، اصول هیدرولوژی کاربردی، انتشارات دانشگاه امام رضا، چاپ بیست و هشتم.
ـ فاضل­نیا، غریب (1391)، راهنمای جامع مدل‌های کاربردی GIS در برنامه‌ریزی شهری، روستایی و محیطی، انتشارات آزادپیما، جلد اول.
ـ کرد، مهدی؛ اصغری مقدم، اصغر؛ نخعی، محمد (1394)، نشریه محیط شناسی، دوره 41، شماره 1، صص 67-79.
ـ مالچوفسکی، یاچک (1390)، سامانه اطلاعات جغرافیایی و تحلیل تصمیم چند معیاری، اکبر پرهیزگار؛ عطا غفاری گیلانده، چاپ دوم، انتشارات سمت.
ـ معروفی، صفر، ترنجیان، امین. و زارع ابیانه، حمید (1388)، ارزیابی روش‏های زمین‌آمار جهت تخمین هدایت الکتریکی و pHزه­آب‌های آبراهه‏ای همدان- بهار، مجله پژوهش‏های حفاظت، آب ‌و خاک دانشگاه علوم کشاورزی و منابع طبیعی گرگان، 16. صص 169-178.
ـ مهدوی، محمد (1385)، هیدرولوژی کاربردی، انتشارات دانشگاه تهران، جلد دوم.
ـ نظری‏زاده، فرزاد؛ ارشادیان، بهناز و زند‏ وکیلی، کامران (1385)، بررسی تغییرات مکانی کیفیت آب زیرزمینی دشت بالارود در استان خوزستان، اولین همایش منطق‏های بهره‏برداری بهینه از منابع آب حوزه‏های کارون و زاینده‏رود، دانشگاه شهرکرد.
ـ هاشمی، سیدابراهیم؛ موسوی، سیدفرهاد؛ طاهری، سیدمحمود و قره‏چاهی، عباس (1389)، ارزیابی کیفیت آب زیرزمینی 9 شهر استان اصفهان برای مصارف شرب با استفاده از سیستم استنتاج فازی، فصلنامه تحقیقات منابع آب ایران 6، صص 34-25.
-Asif, M., Waqas, M., Muhammad, W.M. Farooq, A. (2011), Application of multivariate statistical techniques for the characterization of groundwater quality of Lahore, Gujranwala and Sialkot (Pakistan). Pak. J. Anal. Environ. Chem. Vol. 12, No. 1, pp 102-112.
-Almasri, M N. jagath j. kaluarachchi, (2007), Modeling nitrate contamination of groundwater in agricultural watersheds. Journal of Hydrology, 343: 211-229.
-Belton, V & Gear,T. (1997), On the meaning of relative importance. Journal ofMultiCriteria Decision Analysis.6 (6); pp 335-338.
-Chang, H. (2004), Water quality impacts of climate and land use changes in shoutheastern Pennsylvania, the Professional Geographer. 56 (2): pp 240-257.
-Davis, A., J.H., Kempton, & A., Nicholson (1994), Groundwater transport of arsenic and chromium at a historical tannery, Applied Geochemistry, Vol. 9, pp. 569-582.
-Gaus, I; Kinniburgh, D.G; Talbot, J.C; and Webster, R. (2003), Geostatistical analysis of arsenicconcentration in groundwater in Bangladesh using disjunctive kriging, J of Environmental Geology, 44: pp 939-948.
-Jager, N. (1990), Hydrogeology and Groundwater simulation, Lewis Publishers.
-Jalili, M. (2007), Assessment of the chemical components of Famenin groundwater, western Iran. Environmental Geochemistry and Health, 29(5): 357-374.
-Jingyi, Z. and Hall, M.J.  (2004), Regional flood frequency analysis for the Gan-Ming River basin in China. Journal of Hydrology 296: pp 98-117.
-Nas Bilgehan & Ali Berktay (2010), Groundwater quality mapping in urban groundwater using GIS, Environ Monit Assess 160: pp 215-227.
-Sahasrabuddhe, K, Mahabaleshwarkar, M, Joshi, J, Kanade, R, Goturkar, S, Oswal, P, and Patwardhan, A . (2003), Changing status of urban water bodies and associated health concern in Pune, India, Proceedings of the Third International Conference on Environment and Health, York University, pp 339-345.
-Sikdar. PK, Chakraborty. S, et al. (2004), Land use/land cover changes and groundwater potential zoning in and around Raniganji coal mining area, Bardhaman District, West Bengal- a GIS and remote sensing approach, J Spatial Hydrol, 4 (2): pp 1-24.