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 PbSO₄^o 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).