活性氧 (ROS) 是一类具有强氧化特性的分子或自由基。近年来，因其在众多土壤生物化学过程中的重要作用，在土壤研究中受到越来越多的关注。以往关于土壤中 ROS 的综述主要关注其对碳排放和有机污染物修复的影响，而对 ROS 的生成机制描述较少，对其环境效应的全面理解仍然缺乏。因此，本次评述详细阐述了土壤中 ROS 的来源及其潜在的生成机制。这些机制包括通过大气沉降、金属-矿物反应、根系分泌物、微生物代谢、酶促反应以及各种有机物转化的输入。与以往的综述不同，本文还讨论了土壤中不同类型 ROS 之间的相互转化。进一步探讨了 ROS 对土壤环境的影响，如元素循环、污染物降解、以及植物和微生物的生长繁殖，旨在系统理解土壤中涉及 ROS 的各种过程，从而指导更好的土壤管理决策。最后，强调了未来的研究趋势，指出先进的原位检测方法对于确立非生物 ROS 过程对全球土壤碳和养分模型的精确贡献至关重要。
2. ROS 的来源
ROS 来源于原位过程（如矿物催化反应和光化学途径）以及通过大气沉降和水文传输的外源输入。一个更新的分类方案基于生物与非生物过程来区分这些物质。生物和非生物来源如图 1 所示，包括大气沉降、金属-矿物反应、根系分泌物、微生物代谢、酶促反应和各种有机物转化。
2.1. 非生物来源
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2.1.1. 环境界面迁移：大气中的各种光化学反应被认为是 ROS 的主要来源，其通过降水或干沉降到达地表并进入土壤。大气中的臭氧光解是产生·OH 的广泛机制，该过程在波长 λ ≤ 320 nm 时产生 O(1D) 原子，这些激发态原子可与水反应生成·OH 自由基。水生环境中 ROS 的生成机制与此类似，但受到紫外光吸收的限制。这些大气中的游离 ROS 会通过干湿沉降部分到达地表，最终进入土壤环境。
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2.1.2. 金属-矿物催化：Mn、Fe、Cu 等常见矿物元素在光照条件下可催化 ROS 形成。除了大气光化学反应产生的 ROS 沉降，土壤表面的一些金属在光照下也能催化 ROS 生成，这在干旱土壤中尤为常见。例如，干旱沙漠中的 O2·−含量比非干旱土壤高一个数量级。此外，具有氧化还原活性的矿物（如蒙脱石、高岭石）可间接参与 ROS 生成，通常是因为其层间的 Fe3+/Fe2+或锰氧化物通过电子传递链介导 O2还原为 H2O2或 O2·−。并非所有金属矿物都通过金属原子介导催化 ROS 形成，例如黄铁矿在富氧条件下可直接产生 H2O2，这归因于硫元素被氧化。研究表明，·OH 和 H2O2的生成与生物还原产生的 Fe(II) 量正相关，表明矿物结合态 Fe(II) 是土壤 ROS 形成的主要驱动力。
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2.1.3. 有机物转化：土壤中有机物源产生 ROS 主要与醌类官能团和光敏化过程有关。高粘性土壤更利于木质素分解产生的芳香烃积累，这些芳香烃可通过氧化还原过程转化为醌类，或由微生物直接合成，参与土壤 ROS 生成。醌类化合物是具有三种氧化态的氧化还原活性物质。在光照条件下，土壤-水界面也观察到大量 ROS，且风化程度较低的土壤中 ROS 产量更高，这可能与土壤溶解有机碳 (DOC) 的光敏化有关，因为 DOC 常被视为环境中光化学产生活性中间体的重要来源。
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2.1.4. 不同类型 ROS 的相互转化：土壤中不同类型 ROS 的非生物转化常伴随光照或铁价态变化。Haber-Weiss 循环是土壤中不同类型 ROS 相互转化的常见途径。当较高浓度的 O2·−进入土壤，可在 H+存在下发生歧化反应 (4)，此过程在超氧化物歧化酶或 Cu2+催化下速率更高。随后是 Fe(II) 与 H2O2的 Fenton 反应以及 Fe(III) 与 O2·−的反应 (5, 6)。反应初始阶段，矿物态 Fe(II) 与 H2O2形成内层络合物，该瞬态物种分解为活性氧化剂。此过程中 Fe(II) 被氧化为 Fe(III)，产生的 Fe(III) 可在后续过程中被 O2·2·−还原为 Fe(II)，从而形成循环，导致土壤中积累更多氧化的·OH。这些相互转化过程的动力学严格受局部质子稳态调控。
2.2. 生物来源
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2.2.1. 微生物来源：环境中的异养细菌被认为是巨大的、未被识别的、不依赖于光的超氧化物来源。对不同生态尺度环境分离株的 ROS 水平分析发现，30 种异养细菌中有 27 种含有超氧化物。在微生物中，ROS 主要作为有氧呼吸的副产物产生。当有机物分解时，电子通过一系列单电子转移从有机物转移到氧，导致高反应性和破坏性的 O2·−和 H2O2积累。以此方式生成 ROS 主要与原核生物（细菌）细胞质膜或真核微生物（如真菌）线粒体内的呼吸电子传递链有关，氧化还原酶（如 NADPH 氧化酶）催化 ROS 产生。此外，在 Fe(II) 和溶解有机物水平较低的土壤条件下，异养微生物可通过自身代谢直接产生 ROS 并将其运输到环境中。研究表明，某些土壤和沉积物中的微生物可在厌氧条件下利用腐殖质作为营养生长，并在此过程中释放·OH，通过被动运输直接输送到胞外空间。
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2.2.2. 根际来源：植物根系通常是 ROS 的来源，利用其作为信号分子或防御剂，同时分泌多种抗氧化酶。这种双重机制在根际建立了动态的氧化还原稳态。根际有助于土壤中 ROS 的产生，其控制机制同样被用于特定植物种植中有机污染物的去除。研究发现植物根系与土壤界面处存在 ROS 峰值，且侧根处的 ROS 荧光强度更高，表明 ROS 在根际产生。另一项研究也发现，根际附近土壤中的 ROS 峰值与根周高 CAT 活性相关。然而，植物根系产生 ROS 的能力也可能受到土壤环境的限制。在某些情况下，ROS 的产生受到根际附近微生物胞外电子传递能力的限制。氧化应激是根系产生大量 ROS 的另一原因。氧化应激通常是植物重金属胁迫的早期症状。研究表明，当植物根系短暂暴露于镉、铅、汞或铜时会发生轻度胁迫，根系周围的 ROS 水平呈线性上升。在中至高浓度金属胁迫下，ROS 生成呈现双相趋势。当植物暴露于重金属时，会诱导 ROS 产生，并同时合成抗氧化酶和非酶抗氧化剂。在强烈的胁迫反应过程中，这些合成的抗氧化酶和内部 ROS 有相当一部分会分泌到根际，直接改变周围土壤的氧化环境和 ROS 生成与淬灭的平衡。
3. ROS 对土壤环境的影响
从现代土壤生物地球化学角度看，ROS 是驱动耦合循环的关键生物地球化学引擎，最显著的是碳-氮-磷-铁氧化还原耦合。在波动氧化还原条件的环境中，微生物厌氧呼吸将 Fe(III) 还原为 Fe(II)，随后的再氧化事件中，Fe(II) 的非生物氧化驱动强烈的 Fenton 和 Haber-Weiss 反应，产生·OH 爆发。这些高活性 ROS 随后攻击顽固复合物，破坏土壤有机质 (SOM) 稳定机制。这种 ROS 介导的有机碳非生物氧化是与直接酶促途径协同运行的碳矿化直接途径。这种铁-碳-ROS 耦合可急剧加速 CO2排放，是一种显著的正向气候反馈机制。
3.1. 化学过程
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3.1.1. 有机物：ROS 可以通过非生物过程直接影响土壤有机碳的矿化。在赤道附近的一些干旱土壤中，ROS 可通过土壤 CO2排放贡献高达 50% 的总碳排放，凸显了其在调节土壤有机碳矿化中的关键作用。特别是，土壤中 Fenton 反应产生的·OH 可直接与芳香化合物反应，氧化土壤有机质并抑制芳香烃被金属矿物吸附。矿物结合有机碳 (MAOC) 被认为比颗粒有机碳 (POC) 对 ROS 更敏感。灭菌实验表明，1 μmol ·OH 可从 POC 诱导产生 0.01–0.02 mol CO2，从 MAOC 诱导产生 0.03–0.23 mol CO2。在北极永久冻土环境中，CO2排放对 ROS 的敏感性尤为显著。研究显示·OH 生成与 CO2产量之间存在强线性相关性。由于永久冻土融化期间氧渗透增加和微生物复苏，局部氧化还原条件变化进一步加剧 ROS 生成。此外，ROS 可以矿化土壤中的有机污染物。研究显示 ROS 可有效降解多环芳烃等污染物，但降解效率受到土壤组分间竞争机制的制约。例如，酚类等天然有机物也可作为强电子供体优先消耗自由基，可能与有机污染物在矿化过程中竞争。Fe(II) 的形态可能在污染物降解中起双重作用，矿物结合态 Fe(II) 促进·OH 生成，而游离 Fe(II) 加速 H2O2分解并竞争消耗·OH，从而降低降解效率。·OH 和 O2·−降解某些污染物（如四氯化碳）的能力也存在显著差异。
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3.1.2. 金属元素的迁移和生物有效性：ROS 可直接氧化或还原土壤中的金属元素，增加重金属的移动性和生物有效性。大多数 ROS 的氧化性通常会降低重金属元素的毒性。某些 ROS 也具有还原金属的能力。在一些有机物影响下，O2·−可主导 Hg(II) 向挥发性元素汞 (Hg0) 的转化。土壤中的 ROS 还能改变金属元素的形态，影响其移动性和生物有效性。在淹水土壤条件下，微生物硫酸盐还原使金属离子以硫化物形式存在。当土壤排水时，土壤中的 FeS 氧化产生大量·OH，促进 CdS 的氧化溶解，增加 Cd 的迁移。此外，ROS 可矿化土壤 MAOC 中的有机质，此过程可导致原本结合在有机物上的金属元素释放。ROS 还能与土壤中的铁锰氧化物进行氧化还原反应，改变其结构并释放吸附的重金属 (Zn2+、Cd2+、Cu2+)，增加其生物有效性和移动性。相反，ROS 可参与次生矿物的形成，促进土壤中重金属元素的吸附。ROS 还能通过影响土壤中植物和微生物的活动间接改变重金属的生态效应。重金属元素可诱导植物根系氧化应激，在此过程中植物分泌物（特别是有机酸和酚类物质）发生变化，这些物质可在特定土壤环境中与重金属螯合，限制其迁移。类似地，ROS 可抑制厌氧土壤微生物（如硫酸盐还原菌）的代谢，这些微生物常作为土壤中重金属的固定途径，当其被抑制时，会改变重金属迁移转化的方向和平衡。
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3.1.3. 其他化学过程：土壤中的 ROS 可通过化学氧化矿化有机物，释放氮、硫、磷等元素为作物可吸收的形态，但也会加速土壤养分流失。ROS 可促进有机质中氮、硫、磷的矿化，如分解腐殖质释放铵离子 (NH4+)、硫酸根离子 (SO42-) 和磷酸根离子 (HPO42-)，增强养分利用能力，但也增加了养分淋失风险。研究表明 ROS 可能通过影响土壤中 NOy的产生来调控与氮循环相关的微生物机制。分析表明氨氧化和反硝化微生物丰度的增加与 ROS 水平升高相关，这可能增加土壤氮转化为氮气并从土壤中淋失的风险。
3.2. 生物过程
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3.2.1. 对根际的影响：ROS 在植物组织内作为胁迫响应和信号转导的调节因子已被广泛研究，但其在根际土壤环境中的作用远未被整合到植物-土壤框架中。近期证据表明，植被可通过改变氧化还原条件、铁的有效性和有机碳输入，显著改变土壤中非生物 ROS 的产生和积累。例如，植被恢复可通过 Fe(II) 介导的反应增强·OH 的生成。研究指出，植物根系可能通过与微生物的生物相互作用影响根际过程，也可能通过塑造土壤中的非生物氧化环境产生间接影响。然而，根系性状、分泌物模式和物种特异性抗氧化能力在多大程度上调节根际土壤中 ROS 生成与淬灭的平衡，目前仍知之甚少。因此，当前模型可能低估了非生物 ROS 对根际碳周转和植物-土壤反馈的贡献。
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3.2.2. 对微生物的影响：土壤微生物在陆地碳循环中起着核心作用，约占土壤中异养代谢活性的 90–95%。因此，土壤中 ROS 的积累可对微生物群落结构和活性水平产生强烈的调节作用。非生物 ROS 能够对微生物细胞施加氧化胁迫，作为一种环境过滤器重塑微生物群落组成。具体而言，革兰氏阳性菌（如放线菌门和厚壁菌门成员）通常表现出更高的耐受性，而许多革兰氏阴性菌类群则更容易受到 ROS 诱导的膜脂过氧化和细胞裂解的影响。从机制上讲，高浓度·OH 能快速从细菌膜的多不饱和脂肪酸中夺取氢原子，引发链式反应，不仅破坏膜完整性，还会使关键的跨膜营养转运蛋白失活，导致不可逆的代谢衰竭。因此，非生物 ROS 的爆发可驱动土壤微生物组向更具氧化抗性的群落发生明显的分类学转变。氧化过滤可能影响土壤中细菌与真菌的相对丰度，这种转变对土壤碳动态具有重要影响。近期研究进一步表明，非生物 ROS 可直接氧化土壤有机质，产生更易被微生物代谢利用的低分子量化合物。
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3.2.3. 植物-微生物协同作用：土壤中 ROS 的主要影响源于某些微生物和植物产生 ROS 以防御或抑制竞争者，从而实现自我保护，但此过程也可能造成损害，通常在病原菌入侵或与其他物种竞争的条件下发生。此外，ROS 常在生物体内作为信号分子，调节与离子稳态、抗氧化系统和抗逆性相关的基因表达。在这些过程中，ROS 通过诱导胁迫响应基因的表达影响光合作用、挥发性有机化合物的分泌以及胞外多糖和抗氧化酶的产生。近期研究表明，ROS 可被视为这些过程中植物与微生物间分子对话的标志物，作为植物与微生物间交换信息的载体。ROS 在调节植物防御与微生物共生之间微妙平衡中的浓度依赖性双相效应如图 2 所示。从更广泛的生物地球化学视角看，ROS 并非孤立作用，其生态和生理动力学与其它活性物种，特别是活性氮物种 (RNS) 和活性硫物种 (RSS) 的串扰密切相关。这些物种可发生化学反应形成次级活性分子，并在根际信号网络中协同或拮抗地发挥作用。
4. ROS 的测定
当前 ROS 检测技术大致可分为实验室分析和原位检测方法。实验室技术是应用最广泛的方法。其中，化学发光法因其高灵敏度而被广泛采用，利用 ROS 与鲁米诺等探针反应产生的发光信号进行定量检测。分光光度法（如过氧化氢的钛试剂法）因成本低、操作简便而被广泛使用，但易受土壤提取物背景着色的干扰。荧光探针技术可区分不同 ROS，但其准确性受土壤组分吸附和淬灭效应的显著影响。此外，许多商业荧光探针和自旋捕获剂缺乏绝对特异性，在复杂土壤基质中常与非目标自由基或 ROS 前体发生交叉反应，导致严重高估特定氧物种。除探针限制外，土壤有机质 (SOM) 带来深刻的分析干扰。电子顺磁共振 (EPR) 被认为是检测自由基的“标准方法”，可直接、特异地识别·OH 等短寿命物种，但该技术所需设备昂贵、操作复杂，阻碍了其广泛应用。
为克服脱离真实土壤环境的实验室技术的固有局限，原位或准原位技术正受到越来越多的关注。微电极技术能将微型传感器直接植入土壤，便于实时监测浓度动态，是动力学研究的理想方法。薄膜扩散梯度技术 (DGT) 中，根区 ROS 通过埋设在田间的装置被动富集，以监测时间加权平均通量，生态相关性强。此外，原位荧光成像可直观呈现根际等热点区域 ROS 的空间分布。
这些技术各有优缺点，方法的选择在很大程度上取决于研究目标。实验室方法（如化学发光和 EPR）灵敏度高、结果可靠，适用于机理研究和批量样品的比较分析。但其根本局限在于与真实土壤环境显著脱节。取样和样品制备过程会破坏土壤结构、改变水分条件、干扰微生物群落。由于某些 ROS（特别是羟基自由基）具有极短的纳秒级半衰期，非原位测量极易产生测量误差。传统批量土壤取样抹除了 ROS 分布的深刻空间异质性。ROS 生成高度局部化，在土壤-根系界面或矿物表面等微位点形成陡峭的浓度梯度。均质化这些样品会稀释这些关键热点，导致微尺度生态背景的严重丧失。测量值通常代表潜在浓度或最大生产能力，而非实际田间条件下的动态状态。原位/准原位技术在解决这一关键问题上取得了突破。微电极可监测 ROS 的实时动态时空变化，但技术门槛极高，目前主要限于 H2O2检测。DGT 技术提供了时间积分意义上的有效通量，更符合生物有效性的概念，但无法捕捉瞬时变化。原位成像在可视化空间分布方面仍无可匹敌，尽管探针本身的插入构成了一种干扰。总体而言，当前技术格局涉及权衡取舍，实验室方法成熟易操作但生态适用性有限，原位技术生态相关性高但操作复杂且测量目标受限。未来的进展应包括开发具有更高时空分辨率、更少干扰、并能直接测量“生成速率”而非“累积量”的新型原位传感技术，以真正揭示土壤中 ROS 循环的动态过程和驱动机制。
5. 当前知识缺口与结论
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5.1. 知识缺口与未来展望：尽管认识到土壤 ROS 的重要性，但仍存在若干关键挑战阻碍我们对其生态作用的全面理解。首先，ROS 对全球生物地球化学循环的定量贡献仍不明确。其次，以往研究多依赖于站点特异性观测，仍缺乏跨不同成土环境和气候梯度的全球尺度综合评估。此外，缺乏方法标准化是主要障碍，迫切需要建立稳健的分析框架和统一的检测系统，以克服复杂土壤基质引起的干扰，并确保跨研究数据的可比性。为应对这些局限，未来研究必须着重弥合微观机制见解与宏观环境建模之间的差距。建立综合监测网络和标准化的传感器技术，对于准确评估土壤 ROS 动态与地球变化气候之间的反馈回路至关重要。
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5.2. 结论：ROS 是高活性氧化剂，在生物地球化学循环、污染物转化和生态系统功能中具有重要作用。这些过程的复杂相互作用被整合到土壤 ROS 生命周期的概念框架中（图 3），该框架捕捉了不同环境状态下 ROS 的生产-消耗动态和途径主导地位的转变。本系统性评述总结了 ROS 的生成机制、其动态调控及在土壤中的环境效应，主要结论如下：
(1) 多种机制生成 ROS，来源包括生物和非生物途径，如大气沉降、微生物代谢、植物根系分泌、矿物催化和有机物氧化。铁矿物介导的 Fenton 反应、干湿交替触发的氧化还原波动以及根际微生物群落与植物间的相互作用是暗条件下 ROS 生成的关键驱动因素。
(2) ROS 具有复杂的生态和环境效应，包括通过矿化有机碳对全球土壤有机碳排放做出贡献。此外，ROS 可降解有机污染物，且天然有机物与降解的有机污染物之间存在竞争关系。在重金属迁移过程中，ROS 通过改变重金属价态或溶解次生矿物来调节其生物有效性和环境风险。此外，ROS 在植物-微生物互作中充当信号分子，尽管 ROS 作为信号分子在植物-微生物通讯中发挥作用的机制需进一步研究。最终，将这些离散的化学和生物过程综合到一个统一的浓度依赖性框架中，对于准确预测 ROS 的多方面生态功能至关重要。
(3) 当前用于检测土壤 ROS 的技术主要依赖于化学探针、荧光标记和间接推断方法，这些方法能在一定程度上监测不同 ROS 的存在及其相对变化。然而，这些方法普遍受到特异性不足、难以量化以及在真实原位条件下干扰显著等问题的影响。特别是在结构复杂、异质性强的土壤系统中，ROS 的瞬态特性和界面限制效应常被低估。近年来，原位荧光成像、电化学传感器和同步辐射等技术的引入显著提高了时空分辨率和过程分析能力，但其适用性和普适性仍然有限。总体而言，该领域正处于从半定量、间接表征向高时空分辨率、原位、过程导向检测系统过渡的关键阶段。
