Authors
1 (Corresponding Author ), Shahrekord University
2 Shahrekord University
Abstract
Keywords
مقدمه
یکی از مهم‌ترین آلودگی‌های زیست‌محیطی که سلامت انسان و دیگر موجودات زنده را به خطر انداخته، آلودگی فلزات سنگین است. فلزات سنگین جزء آلاینده‌های مهم خاک هستند که پس از تجمع در خاک و جذب توسط گیاه وارد زنجیره غذایی شده و موجب بروز مسمومیت در جانداران می‌شوند. آلودگی خاک به فلزات سنگین به‌‌سرعت طی دهه‌های اخیر روبه افزایش بوده و در حال حاضر تقریباً ده درصد از خاک‌های کره زمین آلوده به فلزات سنگین هستند (ایژساکرز، 2010). در میان فلزات سنگین آلوده کننده خاک، کادمیم اهمیت ویژه‌ای دارد. چراکه به‌سادگی توسط ریشه گیاه جذب می‌شود و سمیت آن تا 20 برابر سایر فلزات سنگین است (ثواقبی و ملکوتی، 1379) و حتی قادر به ایجاد سمیت در محدوده‌های کمتر از محدوده تشخیص دستگاه‌های آزمایشگاهی است (ناکاشیما و همکاران، 2008). کادمیم به شدت بر سیستم‌های زیستی و حیاتی سلول زنده اثر منفی می‌گذارد. به‌‌دلیل قدرت تحرک بالای این عنصر در خاک‌ها و توانایی ایجاد مسمومیت شدید در موجودات زنده، حتی در غلظت‌های پایین، بسیار مورد توجه قرار گرفته است (داس و همکاران،1997). به‌طور طبیعی در همه خاک‌ها مقدار کمی Cd وجود دارد ولی در برخی از محیط‌ها مقادیر بالای آن مشاهده شده است (آن،2004). بنابراین مطالعه رهاسازی و تغییر و تبدیل Cd در محیط و تأثیری که بر رشد گیاهان و سایر جانداران دارد، حائز اهمیت است.
نه تنها وجود کادمیم در خاک، آلودگی زنجیره غذایی را به‌‌دنبال خواهد داشت، بلکه رشد و فعالیت جانداران خاک را نیز دچار اختلال می‌کند. بسته به میزان قابلیت دسترسی یون کادمیم یا زیست فراهمی آن در خاک، شدت تأثیر آن تغییر می‌کند. تمام شکل‌های آلاینده‌های شیمیایی خاک قابلیت دسترسی یکسانی برای جذب شدن ندارند. زیست فراهمی و قابلیت دسترسی آلاینده‌ها در خاک به فرم شیمیایی و حلالیت عنصر سمی وابسته است (پلفیرین و همکاران، 2012). برخی از شکل‌های شیمیایی کادمیم در خاک قابلیت جذب بالاتری برای موجودات زنده و گیاهان دارند. اگر چه در برخی مطالعات گستره وسیعی از ویژگی‌های خاک که بر زیست فراهمی عناصر سمی مؤثر هستند گزارش شده‌اند، مانند مینرالوژی، pH، ماده آلی، رس، اکسیدهای آهن، منگنز، آلومینیوم و غلظت فسفر (روبی،2004؛ باستا و همکاران، 2005؛ دنیس و همکاران، 2007؛ فایربرادر و همکاران، 2007؛ راسل و همکاران، 2010 و پلفیرین و همکاران، 2011)، ولی شکل شیمیایی فلزات سنگین در محلول خاک به‌‌شدت به غلظت و میزان عنصر سنگین، pH و سایر یون‌های موجود (همراه) در محلول خاک وابسته است (داس و همکاران، 1997 و یو و همکاران، 2005). در واقع شرایط شیمیایی خاک یکی از عوامل تعیین کننده تحرک فلزات سنگین می‌باشد (ناهمانی و همکاران، 2007). ازجمله ویژگی‌های مهم خاک که اثرات بسیار معنی‌دار بر زیست فراهمی عناصر سمی مانند Cd، Pb و Zn در خاک‌های کشاورزی دارند می‌توان به کربنات کل خاک، ماده آلی، درصد شن، P2O5، اکسیدهای آهن، منگنز و آلومینیوم آزاد و غلظت عناصر سمی اشاره کرد (پلفیرین و همکاران، 2012). فراهمی زیستی بالای کادمیم و احتمال ورود آن به زنجیره غذایی حتی در سطوح پایین آلودگی خاک با این فلز، سبب شده است که نیاز بیشتری نسبت به فهم عوامل مؤثر بر قابلیت استفاده این فلز و تغییر و تبدیل آن در خاک احساس شود (رجائی و کریمیان، 1386).
کادمیم در خاک‌های مناطق خشک و نیمه خشک معمولاً به شکل‌های محلول، تبادلی، پیوند شده با مواد آلی، کربنات‌ها و سولفیدها وجود دارد (اسپوزیتو و همکاران، 1982) و لازم است مشخص گردد که کدام یک از شکل‌های شیمیایی کادمیم بر قابلیت دسترسی آن برای گیاه و موجودات زنده خاک مؤثرتر و مهم‌تر است. این کار با جزءبندی کادمیم طی عصاره‌گیری متوالی امکان‌پذیر است. عصاره‌گیری متوالی یک روش ارزان قیمت برای پی بردن به گونه‌های مختلف عناصر سنگین و تعیین قابلیت دسترسی آنها در خاک می‌باشد (اسپوزیتو و همکاران، 1982). از سوی دیگر باید توجه داشته باشیم که برخی جانداران خاک‌زی با تغییر شرایط شیمیایی خاک، تحرک فلزات سنگین را افزایش یا کاهش می‌دهند (ناهمانی و همکاران، 2007 و یو و همکاران، 2005). مطالعات متعدد نشان داده‌اند موجودات زنده خاک مانند قارچ‌های میکوریزا، ریزوباکترهای محرک رشد گیاه (PGPR) و کرم‌های خاکی قادر به تغییر جزءبندی فلزات سنگین در خاک هستند (چنگ و ونگ، 2002؛ ما و همکاران، 2002؛ سیزمور و هادسون، 2009 و رویز و همکاران، 2009 و 2011). از این‌رو درک عوامل مؤثر بر قابلیت استفاده کادمیم و تغییر و تبدیل آن در خاک تحت تأثیر جانداران خاک‌زی از اهمیت فراوانی برخوردار است. گرچه در سال‌های اخیر با عصاره‌گیری متوالی، شکل‌های شیمیایی و قابلیت استفاده بالقوه کادمیم در خاک‌ها تا حدودی مشخص شده است (رجائی و کریمیان، 1386)، ولی ظرفیت اجزاء مختلف خاک برای نگهداری کادمیم و تغییر و تبدیل شکل‌های شیمیایی آن تحت تأثیر جانداران خاک کمتر مورد توجه قرار گرفته است. ازاین‌رو پژوهشی به‌منظور بررسی نقش قارچ میکوریزا و کرم خاکی به تنهایی و باهم در کشت گیاه آفتابگردان (Helianthus annuus L.)، بر تغییرات جزء بندی Cd در خاک آلوده شده به سطوح مختلف کادمیم انجام گرفت.
مواد و روش‌ها
در این تحقیق سه فاکتور شامل قارچ میکوریزا آربوسکولار (Glomus intraradices، Glomus mosseae و شاهد) به عنوان فاکتور اول، کرم خاکی (با کرم خاکی Lumbricus rubellus و بدون کرم خاکی) به عنوان فاکتور دوم و سطوح مختلف کادمیم (0، 10 و 20 میلی‌گرم کادمیم در کیلوگرم خاک) به عنوان فاکتور سوم در سه تکرار مطالعه شد. جهت ارزیابی روابط بین ویژگی‌های خاک مورد نظر و تیمارهای اعمال شده (میکوریزا، کرم خاکی و سطوح کادمیم) آزمایش به صورت فاکتوریل 3×2×3 در قالب طرح کاملاً تصادفی در شرایط گلخانه اجرا شد.
برای سهولت جدا سازی ریشه گیاهان و خاک ریزوسفر و همچنین افزایش عفونت میکوریزا، خاکی با بافت لوم شنی از اراضی کشاورزی حاشیه رودخانه زاینده‌رود (Typic Calcixerepts) جمع‌آوری شد. این خاک پس از عبور از الک 2 میلی‌متری توسط بخار آب و در اتوکلاو (دمای 121 درجه سانتی‌گراد و فشار 2 اتمسفر) به مدت یک ساعت استریل شد. تیمارهای صفر، 10 و 20 میلی‌گرم کادمیم در کیلوگرم خاک به‌وسیله نمک کلرید کادمیم (CdCl2) اعمال شد. سپس به منظور ایجاد حالت تعادل و یا شبه تعادل بین کادمیم اضافه شده و خاک، و نزدیک‌تر بودن خاک مورد آزمایش به شرایط طبیعی، کلیه گلدان‌ها به‌‌مدت 4 ماه در دمای 20 درجه سانتی‌گراد و رطوبت ظرفیت مزرعه خوابانده شدند. برخی خصوصیات خاک مورد آزمایش در جدول 1 گزارش شده است.
پس از اتمام زمان انکوباسیون، گیاهچه‌های آفتابگردان که تیمارهای میکوریزا را دریافت کرده بودند از سینی نشإ به گلدان‌ها انتقال داده شدند. دو هفته پس از استقرار گیاهان تعداد 4 عدد کرم خاکی لامبریکاس روبلوس (Lumbricus rubellus L.) متعلق به گروه اکولوژیکی اندوجئیک به نیمی از گلدان‌ها اضافه شد. در تمامی واحدهای آزمایشی جهت جلوگیری از گرسنگی کرم‌های خاکی و افزایش مرگ و میر و حتی فرار آنها، معادل 5/1 درصد ماده آلی در خاک به شکل بقایای گیاه یونجه اضافه شد. برای افزایش جمعیت میکروبی خاک، میزان 1000 گرم خاک تازه با 3 لیتر آب مقطر استریل عصاره‌گیری شد و پس از عبور دادن سوسپانسیون حاصل از صافی 25 میکرومتر جهت جداسازی کلیه اسپورهای قارچی، به خاک هر گلدان مقدار 25 میلی‌لیتر از آن اضافه گردید (اشرودر و جانز، 2004). پس از گذشت 3 ماه از دوره رشد آفتابگردان، خاک ریزسفر با تکان دادن بخش زیرزمینی گیاه جدا و برای عصاره‌گیری متوالی کادمیم مورد استفاده قرار گرفت.
شکل‌های شیمیایی کادمیم با روش عصاره‌گیری متوالی اسپوزیتو و همکاران (1982) جدا شدند. بدین ترتیب که ابتدا مقدار کادمیم کل خاک تعیین شد. برای این کار 2 گرم خاک از هر نمونه با 5/12 میلی‌لیتر محلول HNO3 4 مولار به‌‌مدت یک شبانه روز در دمای 80 درجه سانتی‌گراد قرار داده شد. سپس سوسپانسیون توسط سانتریفیوژ رسوب داده شد و مایع رویی توسط کاغذ صافی واتمن 42 عصاره‌گیری گردید. در پایان غلظت کادمیم در آن با استفاده از دستگاه جذب اتمی اندازه‌گیری شد. کادمیم موجود در شکل‌های محلول و تبادلی، پیوند شده با مواد آلی، کربنات‌ها و سولفیدها نیز به‌‌ترتیب با کمک عصاره‌گیری متوالی توسط 25 میلی‌لیتر از معرف‌های زیر تعیین شدند. KNO3 5/0 مولار به مدت 16 ساعت و آب مقطر دیونیزه به‌‌مدت 2 ساعت (این عصاره‌گیری 3 بار تکرار شد و عصاره حاصل مخلوط گردید)، NaOH 5/0 مولار به مدت16 ساعت، Na2EDTA 05/0 مولار به مدت 6 ساعت و HNO3 4 مولار به مدت 16 ساعت در دمای 80 درجه سانتی‌گراد. در طول عصاره‌گیری سوسپانسیون‌ها تکان داده شدند. سپس سوسپانسیون سانتریفیوژ شده و محلول رویی با استفاده از کاغذ صافی واتمن 42 جدا گردید. در پایان غلظت Cd توسط دستگاه جذب اتمی تعیین شد. شایان ذکر است که استانداردهای مورد استفاده برای دستگاه جذب اتمی، همه در عصاره‌گیرهای مورد استفاده در محلول زمینه هر عصاره‌گیر ساخته شده و مورد استفاده قرار گرفتند (اسپوزیتو و همکاران، 1982).
پس از داده برداری، مقادیر کمتر از حد دقت دستگاه جذب اتمی صفر در نظر گرفته شدند. جهت تجزیه واریانس (ANOVA)، ابتدا داده‌ها برای تأمین پیش شرط‌های تجزیه واریانس (توزیع نرمال و همگنی واریانس) مورد ارزیابی قرار گرفتند. سپس مقایسه میانگین‌ها به روش توکی در سطح احتمال پنج درصد (05/0p<) توسط نرم افزار آماری Minitab16 انجام گرفت.
نتایج و بحث
نتایج نشان داد بخش عمده کادمیم موجود در خاک با کربنات‌ها پیوند شده است (شکل 1). این روند در کلیه سطوح تیمار کادمیم مشاهده می‌گردد. به‌طوری‌که در سطوح 0، 10 و 20 میلی‌گرم کادمیم بر کیلوگرم خاک به ترتیب 6/87، 4/51 و 9/50 درصد کادمیم جذب کربنات‌های خاک شده است (شکل 1). نمودار 1 نشان دهنده آن است که با افزیش کادمیم کل خاک به مقدار 10 و 20 میلی‌گرم بر کیلوگرم، جزء پیوند شده با کربنات‌ها بیشتر از بقیه بخش‌ها افزایش می‌یابد (65/4 و99/4 میلی‌گرم بر کیلوگرم خاک) و پس از آن جزء پیوند شده با سولفیدها در رده دوم قرار دارد (94/3 و 90/4 میلی‌گرم بر کیلوگرم خاک). ولی چنان‌که مشهود است دو بخش تبادلی+محلول و پیوند شده با ماده آلی چندان تحت تأثیر مقدار کادمیم خاک در سطوح 10 و 20 میلی‌گرم کادمیم بر کیلوگرم خاک قرار نمی‌گیرند (شکل 1). با توجه به آن‌که مکان‌های مناسب برای تبادل فلزات در خاک محدود هستند بهنظر می‌رسد که این روند قابل انتظار است ولی باید به این نکته توجه داشت که درصد کادمیم بخش‌های تبادلی+محلول و پیوند شده با ماده آلی در سطح 10 میلی‌گرم کادمیم بر کیلوگرم خاک، بیشتراست (شکل 1). به احتمال کادمیم اضافه شده به خاک در اثر روابط متقابل گیاه، موجودات زنده و شیمی خاک، ابتدا در بخش‌های تبادلی+محلول و پیوند شده با ماده آلی قرار گرفته و پس از تکمیل شدن ظرفیت این بخش‌ها مابقی آن وارد اجزاء پیوند شده با کربنات‌ها و سولفیدها شده است. یو و همکاران (2005) نیز بیان کردند کلیه روابط متقابل بین ریشه، ریزجانداران و جانوران در ریزوسفر اثرات مهمی بر جذب فلزات و رشد گیاهان دارند. روش‌های مختلف عصاره‌گیری متوالی کادمیم خاک نشان داده است بخش عمده کادمیم به شکل کربناتی است و ظرفیت نگهداری کادمیم در خاک‌های آهکی بیشتر است (رنللا و همکاران، 2004). از سوی دیگر افزایش CO2 خاک در اثر فعالیت جانداران خاک‌زی موجب افزایش جزء کربناتی کادمیم می‌گردد (خدیوی و همکاران، 1386). رجائی و کریمیان (1386) نیز پس از جزء بندی کادمیم در یک خاک آهکی به روش عصاره‌گیری متوالی سینگ و همکاران (1988) بیان کردند که بخش عمده کادمیم اضافه شده به خاک در جزء پیوند شده با کربنات‌ها است و بخش‌های تبادلی+محلول و پیوند شده با ماده آلی کمتر تحت تأثیر کادمیم کل خاک هستند. البته باید توجه داشت که مدت زمان آلودگی خاک به کادمیم و منبع آن نیز بر جزءبندی و مقدار کادمیم قابل جذب بسیار مؤثر است، لذا مقدار بیشتری از کادمیمی که همراه با کودهای شیمیایی فسفر یا لجن فاضلاب به خاک وارد می‌شود پس از گذشت زمان طولانی به‌‌شکل قابل جذب برای گیاه در می‌آید (جلالی و عرفانیا، 2009؛ خوش‌گفتارمنش و همکاران، 1382 و اسلون و همکاران، 1997).
نتایج این مطالعه نشان داد جانداران خاک‌زی مورد بررسی به‌طور عمده دارای اثرات متقابل معنی‌دار بر جزءبندی کادمیم نیستند و اثرات اصلی آنها نیز فقط بر برخی از اجزاء کادمیم در خاک معنی‌دار است (جدول2). این نشان می‌دهد که هر یک از این جانداران به تنهایی قادر به تأثیر گذاری بر چگونگی جزءبندی کادمیم در خاک هستند و توزیع آن را در یک یا چند جزء خاک تحت تأثیر قرار می‌دهند. نتایج مطالعات گذشته نیز نشان داده است موجودات زنده خاک بر جزءبندی فلزات سنگین مؤثر هستند (لوکاری و همکاران، 2006). طبق نتایج حاصل از این آزمایش نیز کرم‌خاکی بر جزءبندی کادمیم اثر داشت (جدول 2). این جاندار قادر به افزایش مقدار کادمیم در بخش‌های سهل‌الوصول برای گیاه است (شکل 2). طی کشت آفتابگردان کرم‌خاکی کادمیم تبادلی+محلول و پیوند شده با ماده آلی را در سطوح بالای کادمیم (10 و 20 میلی‌گرم بر کیلوگرم) به ترتیب 6/7 و 3/45 درصد افزایش داد (داده‌ها نشان داده نشده). در حالی‌که کادمیم پیوند شده با کربنات‌ها را 4/3 درصد کاهش داد (شکل 2). رویز و همکاران (2011) نشان دادند فعالیت کرم خاکی زیست فراهمی فلزات سنگین را در خاک افزایش می‌دهد. در گزارش‌های گذشته اظهار شده است که فعالیت کرم خاکی لامبریکاس ترستریس موجب افزایش Cd و Cu اجزاء محلول و تبادلی می‌شود ولی در جزء متصل به اکسیدها کاهش دیده می‌شود (ال- قارمالی، 2002). این گونه کرم خاکی همچنین توانسته است در خاک‌های آلوده به فاضلاب غلظت Cu و Zn را در جزءمحلول افزایش دهد ولی در اجزاء تبادلی و متصل به ماده آلی کاهش داده است (کیزیلکایا، 2004).
با توجه به آن‌که کرم‌های خاکی دارای غدد کلسی فروز هستند، انتظار می‌رود که فعالیت آنها بخش کربناتی کادمیم را افزایش دهد ولی با افزایش دوره کشت آفتابگردان و قرارگیری کرم‌خاکی در معرض کادمیم به مدت طولانی‌تر، به احتمال آلودگی کادمیم موجب مسمومیت شدیدتر کرم‌خاکی شده و فعالیت آن را کم کرده است. به‌طوری‌که در سطح 10 میلی‌گرم کادمیم بر کیلوگرم خاک، بخش تبادلی+محلول و پیوند شده با ماده آلی را بیشتر از سطح 20 میلی‌گرم کادمیم بر کیلوگرم خاک افزایش داده است (داده‌ها نشان داده نشده). کرم‌خاکی ضمن عبور دادن خاک و مواد آلی از دستگاه گوارش خود، آنها را به‌خوبی با یکدیگر مخلوط می‌کند و موجب اتصال بهتر و بیشتر یون‌های کادمیم با مواد آلی نیمه تجزیه شده می‌گردد. با ترشح آنزیم‌های دستگاه گوارش کرم‌خاکی و تجزیه نسبی بقایای گیاهی و مواد آلی موجود در خاک، تشکیل کلات‌های ماده آلی- فلز به‌صورت پیوندهای کووالانسی و الکترونی تسهیل می‌گردد. ازاین‌رو قابلیت دسترسی فلزات سنگین طی پروسه عبور خاک از دستگاه گوارش کرم‌های خاکی افزایش می‌یابد. این نشان می‌دهد به دنبال ورود کرم‌های خاکی توزیع فلزات سنگین در فراکشن‌های مختلف خاک به‌طور معنی‌داری تغییر می‌کند (دولیگر و رستریت، 1996؛ چنگ و وونگ، 2002؛ ما و همکاران، 2002؛ ون و همکاران، 2006 و یودویک و لستان، 2007). اگرچه کرم‌های خاکی ممکن است با خرد و مخلوط کردن خاک در دستگاه گوارش خود زیست‌فراهمی فلزات سنگین را تغییر دهند، مانند چنگ و وونگ (2002) که ثابت کردند فعالیت کرم‌های خاکی تأثیر معنی‌داری بر جزءبندی Zn در خاک دارد، ما و همکاران (2002) نیز نشان دادند غلظت Pb و Zn قابل دسترس پس از تلقیح کرم‌های خاکی به‌‌ترتیب %2/48 و %8/24 افزایش یافت. این در حالی است که رویز و همکاران (2011) اخیراً بیان داشتند کرم خاکی Lumbricus terrestris تأثیر اندکی بر جزءبندی فلزات سنگین در خاک دارد و فقط فلزات سنگین موجود در جزء پیوند شده با مواد آلی را افزایش می‌دهد. اما در یک مطالعه دیگر، کرم خاکی Eisenia fetida به طور معنی‌داری Cd موجود در جزء محلول در آب و تبادلی را افزایش داد و سبب افزایش تحرک و قابلیت دسترسی آن گردید (رویز و همکاران، 2009).
این جانداران ضمن تغذیه از ریزجانداران خاک نیز می‌توانند کادمیم تجمع یافته در بدن آنها را به شکل یون‌های قابل انحلال آزاد سازند و آن را به شکل قابل جذب برای گیاه درآورند. مطالعات گذشته نشان داده است گونه کرم‌خاکی موجود و همچنین منبع آلاینده کادمیم بسیار بر افزایش کادمیم قابل جذب توسط گیاه مؤثر هستند (سیزمور و هادسون، 2009). به‌طوری‌که برخی گونه‌ها مانند Lumbricus terrestris و Eisenia fetida اگرچه کادمیم قابل جذب را افزایش می‌دهند ولی به دلیل تجمع آن در ساختار بدن خود، جذب کادمیم را در گیاه تغییر نداده یا کاهش می‌دهند (رویز و همکاران، 2011؛ رویز و همکاران، 2009 و ادواردز و بوهلن، 1996). از آنجا که مقدار کادمیم کل خاک بر فعالیت کرم‌های خاکی مؤثر است سطح غلظت آلاینده در خاک از اهمیت ویژه‌ای برخوردار است. در کل مطالعات بسیار زیادی وجود دارد که نشان دهنده تأثیر کرم‌های خاکی بر قابلیت دسترسی فلزات سنگین است، که پاره‌ای از آنها افزایش (استیفنز و همکاران، 1994؛ رادا و همکاران، 1996؛ ما و همکاران، 2002 و 2003؛ کزیلکایا، 2004 و ون و همکاران، 2004 و 2006) و پاره‌ای از آنها کاهش (لیو و همکاران، 2005؛ لوکاری و همکاران، 2006 و ما و همکاران، 2006) نشان داده‌اند. عصاره‌گیری متوالی طی پنج مرحله، نشان داده است در خاک و فضولات کرم خاکی Aporrectodea caliginosa tuberculata مقدار Cu و Zn در جزء محلول فضولات کرم بیشتر از جزء محلول توده خاک می‌باشد (سیزمور و هادسون، 2009). طی آزمایش دیگری با حضور کرم‌های خاکی Eisenia fetida، Lumbricus rubellus و کرم اندوجئیک Octolasion tyrtaeum، اختلاف کمی در غلظت Pb و Zn عصاره‌گیری شده از خاک‌های با و بدون کرم‌خاکی در هر جزء طی عصاره‌گیری 6 مرحله‌ای نشان داده شد (یودویک و لستان، 2007 و یودویک و همکاران، 2007). ولی لوکاری و همکاران (2006) برای مقایسه روی و مس قابل عصاره‌گیری در خاک‌های با و بدون کرم‌خاکی Aporrectodea caliginosa tuberculata از عصاره‌گیری 5 مرحله‌ای استفاده کردند و مشخص نمودند Zn و Cu موجود در جزء محلول در خاک‌های حاوی کرم خاکی کمتر از جزء متصل به اکسیدهای آهن و منیزیم و جزء متصل به ماده آلی خاک می‌باشد. مطالعه ون و همکاران (2004) نیز نشان داد که فعالیت کرم خاکی Eisenia fetida قابلیت دسترسی فلزات سنگین را افرایش می‌دهد، چرا که غلظت فلزات در اجزاء محلول، تبادلی و متصل به کربنات‌ها افزایش می‌یابد و موجب افزایش تحرک و قابلیت دسترسی آنها می‌شود.
حضور یا عدم حضور قارچ میکوریزا هیچ یک از مقادیر کادمیم تبادلی+محلول، پیوند شده با ماده آلی و سولفیدی را تغییر نداد (شکل 3)، ولی کادمیم کربناتی را 42/8 درصد کاهش داد (شکل 3). ممکن است قارچ میکوریزا به دلیل گستردگی شبکه هیف‌ها و تماس بیشتر با کادمیم پیوند شده با کربنات‌ها، آنها را جذب و در ریسه‌های خود جمع کرده و یا حتی به گیاه همزیست انتقال دهد. این جانداران در تغییر و تحولات عناصر سنگین در خاک بسیار مؤثر هستند (آندراده و همکاران، 2010). گزارش شده که این قارچ‌ها قادر به جذب کادمیم و قرار دهی آن در دیوار سلولی خود می‌باشند (گاور و آدولیا، 2004 و ژانکنگ و ویزوتیویث، 2008). همچنین گزارش‌های متعدد و متفاوتی در خصوص اثرگذاری قارچ‌های میکوریزا بر جذب عناصر سنگین توسط خود آنها و یا توسط گیاه وجود دارد. به‌‌عنوان مثال جانوسکوا و همکاران (2005) نشان دادند برداشت Cd توسط گیاه تنباکو در واحد زیست‌توده اندام هوایی کاهش نشان می‌دهد. در حالی‌که گاور و آدولیا (2004) بیان داشتند تلقیح میکوریزایی گیاهان سوپر جاذب فلزات سنگین موجب افزایش جذب فلز سنگین شده و گیاه پالایی را به نحو بهتری انجام می‌دهد. درصد توزیع کادمیم در بخش‌های مختلف خاک نشان داد پس از آلودن خاک به کادمیم بخش سولفیدی در اثر فعالیت قارچ میکوریزا اندکی افزایش یافت هر چند این افزایش معنی‌دار نبود (شکل 3). بهنظر می‌رسد قارچ‌های میکوریزا با ترشح آنزیم‌هایی از ریسه‌های خود کادمیم بیشتری را در خاک به شکل محلول در می‌آورند ولی این کادمیم ممکن است دوباره به شکل‌های دیر انحلال مانند شکل سولفیدی تبدیل شود. لی و همکاران (2006) نیز بیان کردند قارچ‌ها می‌توانند ظرفیت Pb و Cd محلول در آب را در خاک افزایش دهند. در حالی‌که ما و همکاران (2006) نشان دادند در سطوح بالای آلودگی فلزات سنگین قارچ‌های میکوریزا جذب فلز توسط ریشه گیاه را کاهش می‌دهند. از این‌رو منطقی بهنظر می‌رسد که پس از افزایش کادمیم در بخش محلول و عدم جذب توسط ریشه گیاه، یون‌های کادمیم دوباره به شکل رسوب‌های دیر انحلال درآیند.
)