عناصر سنگین و مضرات آن
از جمله مهمترین آلایندههای محیطزیست عناصر سنگین میباشند که در چند دهه اخیر به شدت مورد توجه قرار گرفتهاند. این عناصر در خاک، بویژه در زمینهای کشاورزی، به تدریج تجمع یافته و می تواند به سطوحی برسد که امنیت غذایی بشر را تهدید نماید. سالانه هزاران تن از این عناصر که ناشی از فعالیتهای شهری، صنعتی و کشاورزی است وارد خاک می شود. به عنوان مثال سالانه بیش از ۳۸ هزار تن کادمیوم و ۱ میلیون تن سرب از منابع مختلف به خاک اضافه می شود (الووی، ۱۹۹۵؛ هولدن، ۱۹۸۹). استخراج معادن، ذوب فلزات و مصرف سوختهای فسیلی بیشترین منابع آلودگی خاک هستند. هر ساله نیز مقادیر قابل توجهی لجن فاضلاب، پساب و کمپوست ضایعات شهری به خاک افزوده میگردد. از منابع دیگر آلودگی خاک به عناصر سنگین، میتوان به گرد و غبار اتمسفری حاصل از کارخانجات تولید انرژی و کارخانجات صنعتی اشاره کرد (الووی، ۱۹۹۰؛ کیواواویلر، ۱۹۹۸).
این فلزات شامل ۵۳ عنصر بوده و در ردهبندی عناصر دارای جرم اتمی بالای ۵ گرم بر سانتیمتر مکعب قرار میگیرند (هولمان و همکاران، ۱۹۹۵). بیش از دو قرن است که پراکنش فلزات سنگین سمی از منابع طبیعی و فعالیتهای انسان به طور آشکاری افزایش یافته و مناطق بسیاری را آلوده کرده است (اوانجلو، ۲۰۰۴؛ کلمنز، ۲۰۰۶).
فلزات سنگین به طور مداوم از طریق فعالیتهای کشاورزی مانند کاربرد طولانی مدت فاضلابهای شهری در اراضی کشاورزی، استفاده از مواد شیمیایی کشاورزی، همچنین فعالیتهای صنعتی، پسماندها، سوزاندن بقایا و دود حاصل از وسایل نقلیه به خاک اضافه میشوند. این امر سبب تجمع فلزات و شبه فلزات در خاکهای کشاورزی شده و در پی آن تهدید امنیت غذایی و ایجاد خطرات بالقوه بهداشتی به دلیل انتقال آنها از خاک به گیاه را به دنبال خواهد داشت (یانگ و همکاران، ۲۰۰۵؛ خان، ۲۰۰۶). سمیت بالای فلزات سنگین در غلظت های کم برای زیستبوم ، تجزیه ناپذیری و تأثیرپذیری اندک آنها از بوم سازگان اهمیت آلودگی به این عناصر را نشان میدهد (لسمانا و همکاران، ۲۰۰۹).
این عناصر شامل دو گروه کلی میباشند:
۱- عناصر ضروری: گیاهان به مقدار خیلی جزئی به آن نیاز دارند و در متابولیسمهای گیاهی دخالت دارند ولی در صورت داشتن غلظت بالا سمی بهشمار میآیند، نظیر Fe، Ni، Mn، Cu و Zn (یانگ و همکاران، ۲۰۰۵).
۲- عناصر غیر ضروری: وجود آن ها برای رشد گیاهان لازم نیست و سمی می باشند مانندPb ، As، Hg، Se، Sr، Co و Cs(مکینتایر، ۲۰۰۳).
پراکنش برخی فلزات سنگین در خاکهای ایران
با تجزیه نمونههای خاک جمعآوری شده از زمینهای کشاورزی مجاور کارخانجات استان زنجان، گلچین (۱۳۸۲) مقدار کادمیوم کل و قابل استخراج با DTPA[1] را به ترتیب بین ۱۰ تا ۳۲۳۳ و ۳ تا ۴۷ و مقدار سرب کل و قابل استخراج با DTPA را به ترتیب ۵۹ تا ۱۵۸۵۰ و ۵/۰ تا ۹۸ میلیگرم در کیلوگرم خاک گزارش کرد که نشاندهنده آلودگی شدید خاکهای مطالعه شده به عناصر مذکور میباشد.
جهت تهیه نقشه آلودگی سرب و کادمیوم، امینی و همکاران (۲۰۰۵)، ۲۵۵ نمونه تصادفی از ۶۸۰۰ کیلومترمربع خاکهای نواحی استان اصفهان جمعآوری نمودند. آنها مشاهده کردند که کادمیوم کل بیش از ۸۹ درصد خاکها بیشتر از مقدار مجاز سوئیس[۲] ( برای کادمیوم و سرب به ترتیب ۸/۰ و ۵۰ میلیگرم بر کیلوگرم ) بود. برای سرب این مقدار کمتر از ۵ درصد بود. افیونی و همکاران (۱۳۷۹) با تحقیق بر خاکهای اطراف اصفهان گزارش کردند که مقدار کادمیوم بین ۲/۰ تا ۶/۳ و سرب کل بین ۴/۳ تا ۲/۶۳ میلیگرم بر کیلوگرم خاک میباشد. غلظت کادمیوم و سرب قابل استخراج با DTPA در خاکهای خرمشهر به ترتیب ۰۶/۰ تا ۲۴ و ۸/۰ تا ۱۸۶ میلیگرم در کیلوگرم خاک گزارش شده است (امینی و همکاران، ۲۰۰۵).
سرب
یکی از سمیترین عناصرسنگین برای انسان خصوصاً اطفال سرب میباشد. این عنصر با ورود به محیط، نهایتاً به زنجیره غذایی وارد و مسمومیت شدید حیوانات و انسانها را باعث میگردد (باسک و همکاران، ۱۹۹۳). همچنین در اولویت بندی سازمان حفاظت محیطزیست امریکا (EPA) بین مضرترین فلزات جهان این عنصر در رده دوم قرار دارد (لیو و همکاران، ۲۰۰۶).
سرب جز عناصر شیمیایی واسطه در جدول تناوبی است و در رده بندی فلزها قرار دارد. این عنصر در جدول تناوبی با عدد اتمی ۸۲ و نشان Pb وجود دارد. عنصری سنگین، سمی و چکش خوار است که دارای رنگ خاکستری مایل به کدر میباشد .بیشترین استفاده جهانی از سرب در باطریها میباشد. همچنین از این عنصر در لحیم کاری، آلیاژها، وزنههای سربی، مواد شیمیایی، کابلها، پشم سربی و بنزین نیز استفاده می شود (کاباتا پندیاس و موخرجی، ۲۰۰۷).
سرب در اتمسفر
سرب موجود در اتمسفر اطراف کره زمین بیشتر نتیجه استفاده از ترکیبات سرب در سوخت وسایل نقلیه است. استفاده از تترا اتیل سرب، تترا متیل سرب، برمید اتیلن، برمید اتیل و دیگر ترکیبات با مقدار سرب حدود ۷۸/۰ گرم در لیتر که منجر به انتشار برمید و اکسید سرب از اگزوز ماشینها می شود (کیواواویلر، ۱۹۸۰). در سال ۱۹۷۰ در آمریکا، ماشینها سالیانه حدود ۲۵۰۰۰۰ تن تترا اتیل سرب مصرف مینمودند. سرب منتشرشده از اگزوز ماشینها عمدتاً به شکل نمکهای هالیدی نظیر PbBrCl،PbBr+، Pb(OH)Br، Pb(O)2PbBr2 است. این ذرات سرب منتشر شده معمولاً ناپایدار بوده و به راحتی به اکسیدها و کربناتها و سولفاتهای سرب تبدیل میگردد (کیواواویلر، ۱۹۸۰؛ مک لافلین، ۱۹۹۴).
سرب در خاک
در شرایط طبیعی زمین پایدارترین ترکیب سرب مخصوصاً در شرایط اسیدی، فسفات سرب است. حلالیت سرب در خاکهای آهکی، بوسیله کربنات سرب کنترل می شود و در خاکهای غیر آهکی، بهوسیله Pb(OH)2، Pb3(PO4)2، PbO(PO4)2 و یا Pb10(PO4)6(OH)2 مهار می شود که بستگی به پهاش خاک دارد. در پهاش کمتر از ۶، تبادل یونی مهمترین فرایند در نگهداری سرب در خاک است. سرب می تواند در مقادیر بیشتر از ظرفیت تبادل کاتیونی جذب گردد. احتمالاً تشکیل گونه های هیدروکسید نظیر Pb(OH)+ یا رسوب هیدروکسیدهای سرب دو ظرفیتی در این پدیده نقش دارد (نیجو و همکاران، ۱۹۹۹).
منشأ طبیعی
سرب (Pb) با مقدار معمول ۲ تا ۳۰۰ میلیگرم در کیلوگرم خاک کمتحرکترین عنصر در بین عناصر سنگین، محسوب می شود (چارلاتچکا و همکاران، ۲۰۰۰). میانگین غلظت آن در قشر پوسته زمین حدود ۱۵ میلیگرم در کیلوگرم است. دو نوع سرب در محیط شناخته شده است:
۱) سرب اولیه که منشأ زمین شناسی داشته و از ترکیب شدن سرب با ترکیبات دیگر، کانیهای متفاوتی را ایجاد مینماید.
۲) سرب ثانویه که منشأ رادیواکتیو داشته و از تجزیه اورانیوم و تالیم تولید میگردد. از نسبت سرب با منشأهای گوناگون برای ردیابی کانیهای اولیه استفاده می شود (سیلویرا و سامرز، ۱۹۷۷).
منشأ انسانی
در خاکهای غیرآلوده غلظت سرب کمتر از ۲۰ میلیگرم در کیلوگرم است، اما در نواحی آلوده غلظتهای ۱۰۰ تا ۱۰۰۰ برابر غلظت طبیعی آن نیز در خاک وجود دارد (نیجو و همکاران، ۱۹۹۹). سرب می تواند از منابع مختلفی وارد چرخه حیات شده و سبب آلودگی محیطزیست گردد و در زندگی جانداران اختلالاتی به وجود آورد. سرب موجود در خاک، آب، هوا در نتیجه فعالیتهای بشری از جمله کاربرد سموم کشاورزی، پسماندهای شهری، لجن فاضلابهای شهری، کارخانجات ذوب فلزات و معادن حاصل می شود (سیلویرا و سامرز، ۱۹۷۷).
گونه های سرب در محلول خاک
از گونه های هیدرولیزی مهم سرب در محلول خاک میتوان به PbOH+ اشاره نمود که در پهاش ۷/۷ ، غلظت آن برابر غلظت کاتیون آزاد دو ظرفیتی سرب خواهد بود و در پهاش بیشتر از ۷/۷ غلظت این گونه از Pb2+ تجاوز مینماید (آندرسون و همکاران، ۲۰۰۰).
پایداری کمپلکسهای یونهای هالید با سرب با کاهش عدد اتمی هالیدها کاهش مییابد. اگر غلظت یون یدید در محلول خاک حدود ۲-۱۰ مولار باشد غلظت کمپلکس PbI- تا حدودی برابر با غلظت یون آزاد دو ظرفیتی سرب خواهد بود و کمپلکسهای برمید و کلرید سرب به مراتب غلظت کمتری در محلول خاک خواهند داشت. در خاکهایی که غلظت یون سولفات زیاد است، کمپلکس PbSO4o سهم بالایی از سرب کل محلول خاک را به خود اختصاص خواهد داد (آندرسون و همکاران، ۲۰۰۰).
سرب در گیاه
گیاهان به علت حلالیت خیلی کم سرب در خاک قادر به جذب مقدار زیاد آن نمیباشند و عمده سرب موجود در خاک برای گیاه غیرقابل استفاده است. در پژوهشی جذب سرب بوسیله گیاه جو مورد مطالعه قرار گرفت و مشخص شد که تنها ۰۰۳/۰ تا ۰۰۵/۰ % سرب کل خاک توسط گیاهان جذب شد (سیلویرا و سامرز، ۱۹۷۷). علیرغم گزارشهای متعدد در مورد جذب اندک سرب بوسیله گیاهان، ولی بعضی گونه ها نظیر تالاسپی، ذرت و آفتابگردان مقادیر قابل توجهی سرب را در بافتهای خود خصوصاً در ریشه ذخیره می کنند. این عنصر عمدتاً از طریق تارهای کشنده جذب شده و به مقدار قابل توجهی در دیواره سلولی ذخیره میگردد. در تحقیقی مشاهده شد که جذب سرب بوسیله گیاهان به طور غیر فعال صورت میگیرد و مقدار جذب نیز با کاهش دما و آهک دهی کم می شود (زیمدال و کوپه، ۱۹۷۷). اخیراً قابلیت استفاده ترکیبات آلی سرب (عمدتاً سرب آلکیلدار) و اثرات سمی آن بر روی گیاهان مورد توجه قرار گرفته است. معمولاً تترا آلکیلهای سرب در خاک سریعاً به ترکیبات محلول سرب تبدیل شده و به آسانی در دسترس گیاه قرار میگیرد. از این جهت گیاهان رشدیافته در این خاکها دارای مقادیر سرب نسبتا بالایی در اعضای رویشی وزایشی خود هستند (سیلویرا و سامرز، ۱۹۷۷). زیمدال و کوپه (۱۹۷۷) نشان دادند که در شرایط خاص، سرب در داخل گیاه متحرک است و قادر است از خاک به بخشهای خوراکی گیاهان انتقال یابد. همچنین آنها بیان نمودند عامل اصلی در انباشتگی سرب در بافتهای ریشهای، رسوب سرب مخصوصاً بصورت پیرو فسفات سرب در طول دیواره سلولی است. همچنین ترکیبات سرب رسوب یافته در ریشه ها، ساقه ها و برگ ها نشان داد که انتقال و رسوب سرب در بافتهای گیاهی مختلف دارای روند مشابهی است. گزارشهای متعددی در مورد اثرات سمی سرب بر فرآیندهایی نظیر فتوسنتز، تقسیم سلولی و جذب آب وجود دارد. سرب در تنفس و فتوسنتز گیاهان به علت ایجاد اختلال درفرایند انتقال الکترون مساله ساز میباشد. این واکنشها حتی در غلظتهای کمتر از ۱ میکروگرم بر گرم سرب در میتوکندری ذرت کاهش مییابد. با افزایش غلظت سرب به حدود ۱ میکروگرم بر گرم در برگهای آفتابگردان، فرایند فتوسنتز به حدود نصف کاهش مییابد.. مخربترین اثر سرب بر ساختمان گیاه، تخریب پلاسمالما است به گونه ای که با تأثیر بر قابلیت نفوذ آب منجر به اختلال در رشد گیاه میگردد (سیلویرا و سامرز، ۱۹۷۷). لان و همکاران گزارش کردند که سرب با ترکیبات در دیواره سلولی خصوصاً با اسید پکتیک پیوند قوی برقرار کرده و تأثیر قابل ملاحظه ای بر خاصیت انعطاف پذیری و شکلپذیری دیواره سلولی دارد. دامنه طبیعی غلظت سرب در گیاهان از ۲/۰ تا ۲۰ میلیگرم در کیلوگرم و حد بحرانی آن ۳۰ تا ۳۰۰ میلیگرم در کیلوگرم گزارش شده است (چارلاتچکا و همکاران، ۲۰۰۰).
سرب در انسان
سرب در آب، غذا و هوا یافت می شود و راههای انتقال آن به انسان و تأثیر آن در افراد مختلف متفاوت است. به عنوان مثال، جنین انسان از طریق جفت خود و یا اطفالی که از شیر مادر تغذیه مینمایند، میتوانند در معرض خطر آلودگی به سرب قرار گیرند. این عوامل ممکن است منجر به بروز اثرات زیانباری در طول دوره رشد اطفال گردد. در مورد افراد مسن، آزاد شدن سرب در استخوان در اثر حل شدن ترکیبات موجود در آن در نتیجه پوکی استخوان یا حل شدن ترکیبات موجود در اسکلت افراد مسن باعث انتقال آن به برخی از اعضای مهم بدن نظیر کلیه و مغز می شود (نیجو و همکاران، ۱۹۹۹).
سرب در زنجیره غذایی
سرب پس از ورود به بدن انسان به طور عمده در استخوان و همچنین در کلیه و کبد انباشته می شود. یک منبع ذخیره ای کوتاه مدت برای سرب، خون میباشد که معیار مفیدی در سنجش مقدار آلودگی افراد به سرب به شمار میرود (نیجو و همکاران، ۱۹۹۹). عمده مسمومیت اطفال با سرب در اثر مصرف آن از محیط از طریق گردوغبار، خاک، ذرات رنگ، سرامیک، آب آشامیدنی و داروهای خاص است (نیجو و همکاران، ۱۹۹۹). در افراد مسن، مسمومیت با سرب عمدتاً در اثر استشمام در محیط کار، محیطهای پر رفتوآمد، نواحی صنعتی و مصرف آن از طریق غذا و آب آشامیدنی است (وانگ و سلیم، ۲۰۰۳).
تاثیر سرب بر سلامتی انسان
مهمترین اثر سرب در اطفال، ایجاد اختلال در سیستم عصب مرکزی است. این عنصر می تواند سبب تأخیر در رشد فیزیکی، کاهش ضریب هوشی و تغییر رفتار اطفال گردد. این اثرات هنگامی رخ میدهد که مقدار سرب در خون اطفال به حدود ۲۰-۱۰ میکروگرم در دسی لیتر برسد. محققان مشاهده کردند، هنگامی که مقدار سرب خون به ۱۰ میکروگرم در دسی لیتر برسد اختلال در رفتار و رشد فکری اطفال، کاهش دوره حاملگی در زنان آبستن و کاهش وزن نوزاد را به همراه خواهد داشت. در مطالعه انجام شده با اشخاصی که در مجاورت معدنی در لهستان زندگی میکردند، مشخص شد که غلظت سرب خون اطفال ۸-۶ ساله ۲۶% و اطفال ۱۵-۱۴ ساله ۱۱% بیشتر از مقدار حد مجاز آن یعنی ۲۰ میکروگرم در لیتر بوده است (سیلویرا و سامرز، ۱۹۷۷). در صورتی که غلظت سرب در خون این افراد از حد ۲۰ میکروگرم در دسی لیتر بالاتر رود افزایش فشار خون را به دنبال دارد. علایم اصلی مسمومیت افراد مسن با سرب، دربرگیرنده اختلالات گوارشی نظیر کاهش اشتها، سوء هاضمه، یبوست و شکم درد و علایم عصبی نظیر پرخاشگری، اغماء، تشنج و علایم دیگر نظیر درد مفصل و ماهیچه، خستگی و رعشه است (نیجو و همکاران، ۱۹۹۹). بطور کلی در اطفال، سرب سبب بروز مشکلاتی از قبیل کاهش بهره هوشی، کند شدن رشد فیزیکی و مشکلات شنوایی میگردد. در افراد بالغ، ممکن است سبب کم خونی، امراض کلیوی، آسیب رساندن به مغز و سیستم عصبی، افزایش فشار خون، غیر عادی شدن تولید مثل و متابولیسم ویتامین D و در حالت شدید سبب مرگ گردد (وانگ و سلیم، ۲۰۰۳).
روشهای پاکسازی و اصلاح خاکهای آلوده
روش های بیولوژیکی
روشهای مختلفی برای مدیریت و اصلاح زیستی (Bioremediation) خاکها و آبهای آلوده به عناصر سنگین به وسیله محققین مورد استفاده قرار گرفته است (اسپارکس، ۱۹۹۵).
زیست پالایی تکنولوژی استفاده از ویژگیهای رشدی میکروارگانیسمها (قارچها و باکتری ها) و یا گیاهان به منظور تسریع تجزیه و تغییر در مواد آلی و معدنی در مناطق با آلودگی بالا میباشد که امروزه در رفع آلودگی خاک بسیار مطرح است (پالفورد و واتسون، ۲۰۰۳).
با توجه به معایب روشهای غیربیولوژیک استفاده از روشهای بیولوژیکی مانند استفاده از گیاهان فراانباشگر و میکروارگانیسمهای خاک، در کاهش استرس عناصر سنگین امید بخش میباشند (هرناندز و همکاران، ۲۰۰۶؛ مک گراث و همکاران، ۲۰۰۶).
روشهای غیربیولوژیکی
که شامل روشهای فیزیکی و برداشت خاک آلوده و خاک برداری و انتقال لایه های خاک، تثبیت شیمیایی و استفاده از جاذبهای مختلف برای تثبیت عنصر آلاینده از خاک و یا حذف عنصرآلاینده از آب، تجزیه عناصر سنگین توسط هوادهی، درآمیختن خاک آلوده با آسفالت و شستن خاکهای آلوده با محلولهایی از اسیدها و کلات کننده های قوی در خاک میباشد (بارگاوا و همکاران، ۲۰۱۲؛ اسپارکس، ۱۹۹۵). این روشها دارای کارآمدی کم و هزینه بالا بوده و سبب تخریب ساختمان و کاهش حاصلخیزی خاک میشوند و تا حد زیادی وابسته به نوع آلایندهها، ویژگیهای خاک و شرایط محل مورد نظر میباشند. (هه و یانگ، ۲۰۰۷).
قارچهای میکوریز
تاریخچه
همزیستی قارچ با گیاهان از حدود یک قرن پیش مشخص شده و تا امروز اطلاعات فراوانی در مورد ویژگیهای ساختاری، پراکنش، فیزیولوژی و بومشناسی این همزیستی به دست آمده است. همزیستی قارچ های میکوریزی از ۴۶۰ میلیون سال قبل، ابتدا در بازدانگان و خانواده سرخسها و سپس در اکثر پوشش های زمینی صورت گرفت (رد و همکاران، ۲۰۰۰). فرانک گیاهشناس آلمانی در سال ۱۸۸۵ کلمهی یونانی Mycorrhizae را که به معنی قارچ ریشه است، به کاربرد که از دو بخش Myco به معنای قارچ و Rhizae به معنی ریشه تشکیل شده است. همزیستی میکوریزی از رایجترین و سابقهدارترین رابطه همزیستی در سلسله گیاهان است و یکی از مهمترین انواع میکوریزها، میکوریز آرباسکولار (AM) میباشد که از نظر کشاورزی اهمیت فوقالعاده زیادی دارد و به عنوان یک نوع کود زیستی برای افزایش محصولات کشاورزی با اهمیت میباشد، زیرا ریشه اغلب گیاهان مرتعی، زراعی و باغی با میکوریز همزیست هستند ( شارما و جوهری، ۲۰۰۲).
تقسیم بندی و وظایف قارچ های میکوریز
بر اساس تفاوتهای مورفولوژیک میکوریز به دو دسته کلی اکتومیکوریز و اندومیکوریز تفکیک شدهاند، که در حالت اندومیکوریز میسیلیوم قارچ به داخل بافت ریشه و سلولهای روپوست و پوست نفوذ میکند، ولی هیچ نوع میسیلیومی بر سطح ریشه مشاهده نمیشود. در نتیجه هیفها در داخل و یا در فضای سلولهای میزبان قرار میگیرند. این قارچ به آندودرم و استوانه آوندی و مریستمهای ریشه نفوذ نمیکند. در همهی قارچهای میکوریز آرباسکولار، هیف داخل سلول میتواند ساختاری مشابه با مکنده ایجاد کند که از نظر شکل ظاهری درختچه مانند است و آرباسکول نامیده میشود و وظیفهی آن تبادل مواد غذایی مابین قارچ و گیاه میزبان است (اسمیت و رید، ۲۰۱۰). به غیر از آرباسکول، وزیکولها که اندامهای بیضوی یا تخممرغی شکل و غنی از ترکیبات لیپیدی با دیواره نازک هستند، از متورم شدن سلولهای میانی یا انتهایی هیفهای درون ریشهای تشکیل میشوند که در برخی جنسها دیده نمیشود. استقرار میکوریز در ریشه باعث تغییر فیزیولوژیکی گیاه میشود مانند تغییر در ترکیب عناصر در بافتهای گیاهی، تعادل هورمونی و الگوی تخصیص منابع کربن، همچنین قارچ ترکیب ترشحات ریشه را تغییر میدهد و گسترش میسیلیومها در خاک به عنوان منبعی از کربن برای جوامع میکروبی خاک عمل میکند و باعث تغییر فیزیکی محیط خاک میشود (گریندر، ۲۰۰۰).
همزیستی قارچهای میکوریز با ۸۰ تا ۹۰ درصد گیاهان اکوسیستمهای خشکی و جنگلها مشاهده می شود (بران درت، ۲۰۰۲). نتایج برخی تحقیقات نشان داده است که هدایت هیدرولیکی سیستم ریشه گیاهان میکوریزی بیش از گیاهان غیر میکوریزی است که این امر در اثر افزایش سطح موثر ریشه و یا طول ریشه های میکوریزی میباشد. همچنین هدایت آبی در واحد طول ریشه گیاهان میکوریزی می تواند ۲ تا ۳ برابر گیاهان غیر همزیست افزایش یابد (ترو و لویانچان، ۲۰۰۳). همزیستی قارچ میکوریز روابط آبی گیاه میزبان را از طریق افزایش هدایت هیدرولیکی خاک، افزایش نسبت تعرق، کاهش مقاومت روزنهای و تغییر در تعادل هورمون های گیاهی بهبود میبخشد ( آلکاراکی و همکاران، ۲۰۰۴). همچنین قارچهای میکوریز با داشتن شبکه هیفی گسترده و افزایش سطح و سرعت جذب ریشه باعث بهبود استقرار گیاه، افزایش جذب آب و عناصر غذایی مخصوصاً فسفر، روی، مس و نیتروژن (کلارک و زتو، ۲۰۰۰) و مقاومت گیاه در برابر تنشهای زنده و غیر زنده (باسکوت، ۲۰۰۵؛ اسمیت و رید، ۲۰۰۸) میشوند. همچنین همزیستی میکوریز باعث تغییرات وسیع شاخصهای مورفولوژیکی ریشه به ویژه افزایش شاخهدهی ریشه میشود (برتا و همکاران، ۲۰۰۲).
بطور کلی قارچهای میکوریز سبب افزایش جذب آب و املاح غذایی از خاک، کاهش استرس گیاهان در خاکهای آلوده، بهبود ساختار خاک، تولید برخی از مواد ترکیب شونده با عناصر (سیستئین، گلوتاتیون و گلومالین)، کاهش اثر پاتوژنهای بیماریزا و ایجاد رابطه با سایر میکروارگانیسمها و بهبود کارایی تلفیقی با آنها می شود(میر انصاری، ۲۰۱۱؛ اسمیت و رید، ۲۰۰۷).