林火煙氣濕沉降對森林調(diào)落物和土壤中金屬元素及生物酶活性的影響

中圖分類號：S762.1 文獻(xiàn)標(biāo)識碼：A 文章編號：1001-1498（2025）03-0012-09

由于氣候變化和人類活動的影響，近年來全球森林火災(zāi)的頻率和強(qiáng)度顯著增加[]。全球平均每年發(fā)生森林火災(zāi)數(shù)十萬次，燒毀近 的森林[2]。林火產(chǎn)生的大量煙氣顆粒物會沉降在火場周圍或通過燃燒產(chǎn)生的熱量提升到高海拔地區(qū)，并在順風(fēng)處長距離運(yùn)輸，最終通過干沉降和濕沉降等途徑回到森林生態(tài)系統(tǒng)，再次參與物質(zhì)循環(huán)過程[3-6]。

林火煙氣中含有的金屬元素是顆粒物的重要組成部分之一[7-8]。研究表明，金屬元素參與了多種生物地球化學(xué)過程，在維持森林生態(tài)系統(tǒng)的養(yǎng)分供應(yīng)、改善森林土壤性質(zhì)等方面有重要影響[9。酶是微生物活動的產(chǎn)物，是土壤中有機(jī)物降解和營養(yǎng)循環(huán)的生物催化劑，參與土壤生態(tài)系統(tǒng)中的許多代謝過程，土壤酶對環(huán)境脅迫的響應(yīng)極其敏感[10-11]。土壤中的金屬元素含量通常較低，外源輸入會使其在土壤中積累，影響土壤微生物活動[12-13]，進(jìn)而影響生物酶活性。因此，林火煙氣沉降對凋落物和土壤金屬元素濃度變化及生物酶活性的影響，是土壤生態(tài)學(xué)和林火后恢復(fù)研究領(lǐng)域中的一個重要方向。目前針對林火煙氣影響的相關(guān)研究主要集中在煙氣成分、排放特性、時空變化規(guī)律等[14-16]。林火煙氣作為一個重要的污染源不容忽視，其在森林凋落物-土壤生態(tài)系統(tǒng)中的遷移規(guī)律及具體的環(huán)境影響也尚未可知。

杉木（ Cunninghamia lanceolata（Lamb.）Hook.）是中國南方特有速生造林樹種，具有速生、豐產(chǎn)、用途廣等特性[17。截至目前，杉木人工造林面積達(dá)990.20萬公頃，占全國人工林面積的17.33% [18]。受杉木樹種本身特性影響，其凋落物分解速度緩慢，造成可燃物總負(fù)荷量相對較大，存在十分嚴(yán)峻的火災(zāi)隱患[19]。煉山造林和頻繁山火所產(chǎn)生的大量煙氣顆粒物沉降，會對周邊及遠(yuǎn)處森林生態(tài)系統(tǒng)產(chǎn)生影響[20]。鑒于此，本文以典型喬木樹種杉木為研究對象，通過模擬森林火災(zāi)發(fā)生時杉木燃燒釋放煙氣顆粒物經(jīng)濕沉降回到生態(tài)系統(tǒng)的過程，以揭示杉木燃燒釋放的顆粒物中Zn、Fe、Mn、Cu、K、Ca、Na、Mg、AI9種金屬元素在不同環(huán)節(jié)的分配及影響，為深入理解生物質(zhì)燃燒釋放煙氣對森林養(yǎng)分循環(huán)的影響奠定理論基礎(chǔ)，為災(zāi)后生態(tài)恢復(fù)、污染物治理等提供科學(xué)依據(jù)。

材料與方法

1.1 樣地設(shè)置

樣地設(shè)立于省三明市尤溪國有林場（ 26^°05^′10^′N～26^°24^′30^°N ， 117^°41^′15\"E～ 118^°06^′50^′′E ）海拔高度為 400～470m ，該地屬于亞熱帶季風(fēng)性氣候，年平均氣溫為 15.8～ 19.6^°C ，年降水量為 1400～1800mm 。該林場總面積約為2.3萬公頃，其中森林面積為1.7萬公頃，擁有豐富的植被資源，主要植被類型包括常綠闊葉林、落葉闊葉林、針葉林等。其中，樹種以杉木、馬尾松（PinusmassonianaLamb.）、柚木（TectonagrandisL.f.）、桂花樹（Osmanthusfragrans（Thunb.）Lour）等為主，林分密度較高，具有較高的生態(tài)價值和經(jīng)濟(jì)價值。

在遠(yuǎn)離林分邊緣處選取一片杉木人工純林，隨機(jī)設(shè)置1個 15m×15m 的樣地，在樣地內(nèi)設(shè)置9個 3m×3m 的固定樣方，每個樣方之間間隔3m ，清除樣地內(nèi)雜草、灌木。采集樣地內(nèi)杉木純林中的凋落物混勻后分為162份，裝入尼龍網(wǎng)分解袋，分別平鋪在9個小樣方內(nèi)，每個小樣方各18份，尼龍網(wǎng)分解袋緊貼地面并使其4角固定，做好標(biāo)記。

1.2 煙水制備及測定

在樣地內(nèi)取長勢良好的杉木，分別采集枝、葉和皮、凋落物等（各 2009 ），放入信封，帶回實(shí)驗(yàn)室，仔細(xì)剔除雜質(zhì)，放入 105^°C 烘干箱中持續(xù)烘干至樣品成絕干狀態(tài)。將樣品剪至 4cm 左右，各取相同質(zhì)量（ 50g ）混合均勻制備成可燃物。分別取0、50、 150g 可燃物作為空白（CK）、低濃度（D）、高濃度（G）煙氣沉降模擬。根據(jù)火燒區(qū)特征，火強(qiáng)度可分為輕度火燒、中度火燒、重度火燒[21]。研究表明，隨著火強(qiáng)度增加會導(dǎo)致煙氣顆粒物排放增加，但森林可燃物燃燒釋放的煙氣顆粒物與可燃物量并非簡單的線性關(guān)系[22-23]。預(yù)實(shí)驗(yàn)發(fā)現(xiàn)， 50g 可燃物燃燒后煙水中元素濃度和CK組存在差異，但可燃物質(zhì)量大于150g時，煙水中元素濃度變化不明顯。因此，實(shí)驗(yàn)最終確定以燃燒50和 150g 的可燃物作為D組和G組的燃燒量。將 50g 和 150g 的樣品分別放入可移動燃燒箱，將煙氣管道連接至裝有30L去離子水（Mili-Q的UP水）的容器內(nèi)，開始燃燒通煙。凋落物燃燒完全后靜置 。將等量去離子水、低濃度煙水、高濃度煙水分別用噴水壺均勻噴灑到各自對應(yīng)的3個樣方內(nèi)，同列的3個小樣方為同一濃度煙水處理（圖1）。

將制備好的煙水，置于 15mL 帶蓋聚丙乙烯帶蓋離心管，加入 10mL 去離子水后，恒溫振蕩 90min ，用離心機(jī)將提取液離心 5min （ ，過孔徑 0.45μm 的親水性濾膜過濾，得到待測溶液。用電感耦合等離子體質(zhì)譜（美國，EXPEC7000）測定分析主要元素含量。

1.3 樣品采集和制備

試驗(yàn)期間，分別在澆水后7天、1月、3月、6月、9月、12月各取1次樣

1.3.1凋落物每個小樣方每次取3袋，共27袋。將取回的凋落葉分解袋清除泥巴等異物后，倒出殘?jiān)?，仔?xì)挑出侵入的細(xì)根、蟲子、蟲卵和泥沙等異物，用牛皮紙袋分裝，于 80^°C 烘箱中烘干至質(zhì)量恒定，將同一樣方采集的3袋凋落物充分混合，粉碎過 0.2mm 篩裝入自封袋，做好標(biāo)記。用于測定酶活指標(biāo)的凋落物樣品采集混勻后立即放入有帶干冰的泡沫箱內(nèi)以保證活性。

1.3.2土壤在凋落物袋下方土壤中，用直徑20m 的土鉆取 0～10cm 的表層土，混合為1個土壤樣品，裝入牛皮紙袋，將取回的土壤樣品于80^°C 烘箱中烘干至質(zhì)量恒定，仔細(xì)挑出其中植物、細(xì)根、蟲子、石塊等異物，充分研磨，過 0.175mm 篩裝入自封袋做好標(biāo)記。測定酶活指標(biāo)的土壤樣品混勻后立即放入有帶干冰的泡沫箱內(nèi)。

1.4 金屬元素、生物酶活性測定

1.4.1金屬元素調(diào)落物：稱取0.0200g處理好的樣品粉末，置于微波消解管內(nèi)，分別加入5mL 硝酸、 10mL 過氧化氫溶液后進(jìn)行消解。消解完成后，在通風(fēng)處櫥內(nèi)依次緩緩打開消解管蓋，用去離子水沖洗內(nèi)蓋，將消解樣品過濾，用去離子水定容得到待測溶液，以進(jìn)行元素測定。

通過電感耦合等離子體質(zhì)譜進(jìn)行測定。在儀器使用前，需用去離子水，重復(fù)校零，至各元素重復(fù)測定面積值差異小于100。以2個空白純水作為對照，每測試分析10個樣品后插入空白及標(biāo)樣進(jìn)行儀器校準(zhǔn)，并抽取第一個重復(fù)分析，以確保前后兩次測量的同一個樣品相對誤差在 10% 內(nèi)，否則重新分析測量，此外還需做樣品空白[24]

土壤：將處理好的樣品粉末稱取 0.1g （過100目篩），置于坩蝸內(nèi)純水濕潤。分別加入1mL 硝酸和 7mL 氫氟酸；蒸發(fā)、冷卻；再加入5mL 氫氟酸、 2mL 高氯酸，繼續(xù)加熱，至坩蝸內(nèi)殘?jiān)辆鶆虻臏\色；冷卻后加入 1max1：1 現(xiàn)配的硝酸（邊加熱邊溶解），至產(chǎn)生微黃小露珠；冷卻、過濾、定容至 50mL ，通過電感耦合等離子體質(zhì)譜測定。

1.4.2 生物酶活凋落物、土壤酶活測定均采用微量法進(jìn)行測定。酶標(biāo)儀（MuItiskanGO1510芬蘭）預(yù)熱 30min 以上，調(diào)節(jié)波長至 （NR）、 340nm （NIR）、 240nm （CAT）、 470nm （POD），進(jìn)行樣本測定。

1.5 數(shù)據(jù)計算與分析

1.5.1元素遷移計算本試驗(yàn)中金屬元素遷移比例計算式如下（以土壤為例，煙水、凋落物計算方法相同）：

式中： C_n 為可燃物燃燒后，經(jīng)濕沉降遷移至土壤中某元素的總量/mg， n=2n 、Fe、Mn、Cu、K、Ca、Na、Mg、Al； ^\"C_n 處理\"為不同煙水處理組土壤中該元素總量 I_max ; ^\"C_n 對照\"為對照組土壤中該元素總量/mg。

M=C_Z∩+C_Fe+C_Mn+…+C_Na+C_Mg+C_Al

式中： M 為遷移至土壤中9種金屬元素的總量/mg； P 為9種金屬元素從可燃物遷移至土壤中的比例； M_⊥ 為可燃物中9種金屬元素的總量/mg。1.5.2統(tǒng)計與分析運(yùn)用Excel2021進(jìn)行初步數(shù)據(jù)統(tǒng)計及計算，SPSS26軟件進(jìn)行統(tǒng)計分析，利用雙因素方差分析（Two-WayANOVA）檢驗(yàn)時間、煙氣濃度及二者交互作用對金屬元素和生物酶活性的影響；利用Pearson相關(guān)性分析檢驗(yàn)金屬元素與生物酶活性之間的關(guān)系，利用R-studio進(jìn)行結(jié)構(gòu)方程模型（SEM模型）的構(gòu)建，利用Origin2021軟件繪圖。

2 結(jié)果與分析

2.1 森林可燃物燃燒后金屬元素遷移分析

可燃物中 Zn、Fe、Mn、Cu、K、Ca、Na、Mg、AI9種金屬元素在可燃物-大氣-調(diào)落物-土壤中的遷移情況示意圖如圖2。根據(jù)公式（3），沉降后7d，低濃度處理組中9種金屬元素從可燃物遷移至煙水、凋落物層、土壤層的占比分別為35.33% 、 3.11% 、 5.64% 。高濃度處理組顆粒物中9種金屬元素在從可燃物遷移至煙水、凋落物層、土壤層的占比分別為 37.70% 、 3.39% ！

6.98% ，不同煙氣濃度之間無明顯差異。杉木可燃物中Zn、K、Ca、Mg元素含量高于其他金屬元素含量，占9種金屬元素總量的 90.1% ；煙水中主要金屬元素成分為Zn、K、Ca、Na、Mg，且K、Na元素占比明顯較大，高、低濃度處理組占比分別為 82.1% 、 68.1% ，Ca元素占比較??；兩種處理濃度下，凋落物層K、Ca元素含量較高，高、低濃度處理組占比分別為 77.2% 、 68.7% ，土壤層K、Ca、Na元素含量較高，高、低濃度處理組占比分別為 89.7% 、 89.1% 。

2.2 杉木燃燒煙氣沉降對凋落物、土壤元素動態(tài)的 影響

杉木燃燒釋放煙氣沉降后，凋落物和土壤中Zn、Fe、Mn、Cu、K、Ca、Na、Mg、Al9種金屬元素濃度在1a內(nèi)動態(tài)變化情況如圖3。煙氣沉降后，凋落物和土壤中金屬元素受時間、煙氣濃度影響差異。時間對凋落物和土壤中金屬元素濃度有顯著影響。凋落物中煙氣濃度對Fe、K、Na、AI的濃度變化影響顯著，Zn、Fe、Cu、K、Ca、Na、Mg、AI受煙氣濃度 + 時間共同作用的顯著影響，土壤中煙氣濃度對Fe、Mn、Cu、K、Ca、Na、AI的變化影響顯著，Zn、Fe、Mn、Cu、K、Ca、Na受煙氣濃度 + 時間共同作用的顯著影響。煙水處理后 7～30d ，各元素濃度均降低，且處理組下降速度較對照組更快

2.3 杉木燃燒煙氣沉降對凋落物、土壤中生物酶活性的影響

本研究對煙氣沉降后，凋落物和土壤中硝酸還原酶（NR）、亞硝酸還原酶（NIR）、過氧化氫酶（CAT）、過氧化物酶（POD）1a中動態(tài)變化進(jìn)行了研究（圖4）。煙氣沉降后，時間對4種生物酶活性影響顯著；凋落物中酶活受煙氣、煙氣 + 時間濃度的影響顯著；土壤中NR、CAT受煙氣濃度影響顯著，NR、CAT、POD活性的變化受煙氣濃度 + 時間影響顯著。

2.4 杉木凋落物、土壤中金屬元素與土壤酶活相關(guān) 性分析

凋落物和土壤中Zn、Fe、Mn、Cu、K、Ca、Na、Mg、AI9種金屬元素濃度隨NR、NIR、CAT、POD4種生物酶活性的變化而變化（圖5）。凋落物層，4種生物酶活性與9種金屬元素濃度主要表現(xiàn)為正相關(guān)關(guān)系。其中低濃度處理組NR與Fe、Mn顯著正相關(guān)（ plt;0.05） ，與AI呈極顯著正相關(guān)關(guān)系（ plt;0.05） ；高濃度處理組Fe、Mn與POD、CAT呈顯著正相關(guān)關(guān)系（ plt;0.05 ）。土壤層，金屬元素濃度與生物酶活性主要表現(xiàn)為負(fù)相關(guān)。不同濃度處理組均表現(xiàn)Na、AI與POD、CAT呈顯著負(fù)相關(guān)關(guān)系

（ plt;0.05） ，Mg與NR呈顯著正相關(guān)關(guān)系（ plt;0.05 ）?；谝陨戏治鼋Y(jié)果，選取了相關(guān)性較高且擬合效果較好的幾個相關(guān)變量，整合到結(jié)構(gòu)方程模型中（圖6）。整體上，凋落物層，F(xiàn)e與NR之間存在顯著的正效應(yīng)（ plt;0.05） ，Mn與NR、NIR存在顯著正效應(yīng)（ plt;0.01， ，A對POD有顯著正效應(yīng)（ plt;0.01 ，F(xiàn)e、Mn、AI相互之間存在顯著的正效應(yīng)（ plt;0.001， ；土壤層，煙氣沉降對Na存在顯著正效應(yīng)（ plt;0.05） ，Na對CAT存在顯著負(fù)效應(yīng)（ plt;0.001 ，AI對CAT存在顯著負(fù)效應(yīng)（ plt;0.05） ，Mg與NR之間存在顯著負(fù)效應(yīng)（ plt;0.01? ，Na與AI之間存在顯著正效應(yīng)（ plt;0.001 ），AI與Mg之間存在顯著負(fù)效應(yīng)。

3 討論

本研究中，Zn、Fe、Mn、Cu、K、Ca、Na、Mg、AI金屬元素濃度表現(xiàn)為可燃物 gt; 煙水 gt; 土壤 gt; 凋落物。此外，金屬元素遷移在不同環(huán)節(jié)中的分配比例受煙氣濃度影響不顯著。相關(guān)研究表明，火災(zāi)會導(dǎo)致可燃物中的養(yǎng)分迅速流失，以不同形式進(jìn)入殘留物（灰分）、顆粒物和大氣中[25]，其釋放出大量煙氣顆粒物，通過大氣遷移沉降到植被、地表凋落物層、土壤層。Zn、K、Ca、Na和Mg元素對植物細(xì)胞壁構(gòu)建、葉綠素合成、酶活化等有重要影響，杉木對這些元素特定的生理需求，使其在生長過程中大量吸收和積累[26]。杉木燃燒釋放的煙氣顆粒物中，Zn、K、Ca、Na、Mg等幾種元素排放因子明顯大于其它元素，約占無機(jī)元素總量的96% ，與郭新彬等[27]、鞠園華等[28]得出的研究結(jié)論相符。K、Na元素具有較高的溶解度，溶于水后K、Na等元素占比顯著增加；Ca為活潑金屬，溶于水后形成具有較高穩(wěn)定性的化合物，經(jīng)濕沉降至凋落物和土壤時，Ca元素不易與其他元素發(fā)生反應(yīng)或轉(zhuǎn)化，會以相對穩(wěn)定的形式存在土壤中。Zn、Fe、Mn、Cu、K、Ca、Na、Mg、AI等元素會隨水分滲透并與土壤礦物質(zhì)作用而蓄積到深層的土壤，影響土壤性質(zhì)[27]，Mn、AI、Cu的過量蓄積或?qū)χ参锷L、土壤生物與微生物活性產(chǎn)生不利影響。

森林凋落物和土壤的元素動態(tài)一般受到凋落物性質(zhì)、土壤性質(zhì)、氣候、生物等因子的綜合影響。本研究采用控制試驗(yàn)，在凋落物、土壤和氣候條件基本一致的情況下，探討煙氣沉降對凋落物、土壤中金屬元素動態(tài)的影響。煙氣沉降初期（ 7～ 30d），調(diào)落物和土壤中9種金屬元素濃度降低。馬遠(yuǎn)帆等[29]、Liu等[30]研究表明，煙氣中含有大量的硫酸鹽和硝酸鹽等物質(zhì)，這些物質(zhì)沉降到凋落物表面時，會與凋落物中的金屬離子相互作用，形成可溶性鹽類，使大量金屬元素以可溶性鹽的形式釋放[31]。此外煙氣中 SO_x 、 NO_x 等酸性物質(zhì)，會降低凋落物、土壤pH，加劇鹽基離子的淋溶，向深層土壤移動，使元素濃度下降[32]。土壤酶活性是土壤中生物活性的總體現(xiàn)[33]。林火煙氣沉降為森林所帶來的外源輸入會對生態(tài)系統(tǒng)造成影響。煙氣中的污染物，沉降到地表對生物酶的正常功能產(chǎn)生抑制作用，影響生物酶活性[29.34]。大量硫酸鹽和氮氧化合物沉降會增加凋落物、土壤的酸性，改變了生物酶所需的適宜pH范圍[35-37]，從而影響酶的活性。煙氣中的氧化性污染物，可能引發(fā)氧化反應(yīng)，破壞酶的結(jié)構(gòu)和功能，導(dǎo)致酶活性受到抑制[38]

本研究分析了不同濃度處理下9種金屬元素濃度和4種酶活性相關(guān)性。研究表明，凋落物中金屬濃度與酶活性間主要表現(xiàn)出正相關(guān)關(guān)系，而土壤中則主要呈負(fù)相關(guān)。煙氣沉降所帶來的外源輸入會直接影響凋落物和土壤中金屬元素含量，且通過元素含量間接的影響生物酶活性，而生物酶也可反向調(diào)節(jié)凋落物、土壤中金屬元素含量。林火煙氣經(jīng)濕沉降至凋落物層，少量金屬元素被吸收富集，到達(dá)土壤層的金屬元素濃度較凋落物層更高。吳娟子等[39]研究表明，適量的外源金屬補(bǔ)充會使生物酶活性增加，過量的則會抑制了土壤中微生物的生長和繁殖，對酶的合成分泌產(chǎn)生影響，導(dǎo)致土壤酶活性下降。因此，煙氣沉降到達(dá)凋落物層和土壤層的金屬組成量不同，而導(dǎo)致不同的生物酶活性效應(yīng)。Mn是硝酸還原酶的活化劑，適量Mn添加會使硝酸還原酶活性升高[40]，CAT、POD為氧化還原酶，它們參與氧化反應(yīng)，F(xiàn)e、Mn等離子作為酶的輔助因子，參與催化反應(yīng)提高其活性[33]。土壤大量外源金屬輸入，Na脅迫會導(dǎo)致CAT、POD活性降低[41]。周一敏等[42]的研究同樣指出并不是所有情況下金屬對土壤酶都有毒性抑制作用，而是少量金屬添加可能會對生物酶活產(chǎn)生積極效應(yīng)或影響不顯著。此外，生物酶可以加速有機(jī)物礦化和養(yǎng)分釋放、轉(zhuǎn)移，有機(jī)物分解過程產(chǎn)生機(jī)酸可與金屬元素結(jié)合，形成可溶性金屬有機(jī)絡(luò)合物，進(jìn)而改變金屬的可用性和移動性[43]

4結(jié)論

不同強(qiáng)度火災(zāi)對煙氣中金屬元素在不同環(huán)節(jié)中的分配比例受煙氣影響較小。煙氣沉降至凋落物、土壤層初期，會加速Zn、Fe、Mn、Cu、K、Ca、Na、Mg、AI9種金屬元素的流失。金屬元素含量和生物酶活性受煙氣、時間及其交互作用調(diào)控，煙氣沉降對生態(tài)系統(tǒng)元素循環(huán)有持續(xù)影響，于長期而言，少量煙氣沉降帶來的金屬元素輸入會促進(jìn)NR、NIR、CAT、POD4種酶活性增加，過量的元素則會抑制其活性。這些發(fā)現(xiàn)強(qiáng)調(diào)了林火發(fā)生后煙氣管理的重要性，可以通過監(jiān)測土壤金屬元素的長期穩(wěn)定性和災(zāi)后生態(tài)系統(tǒng)恢復(fù)情況、探究生物酶活性調(diào)控以促進(jìn)土壤改善、進(jìn)行煙氣沉降金屬元素的健康風(fēng)險評估，并在此基礎(chǔ)上深人理解森林火災(zāi)煙氣對生態(tài)系統(tǒng)的長期影響，優(yōu)化調(diào)整森林火后管理措施，以制定科學(xué)的生態(tài)系統(tǒng)恢復(fù)政策，為可持續(xù)森林管理和生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)提供支持。

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Effects of Particulate Matter Deposition from Wildfire Smoke on Metal Elements and Enzyme Activity in Forest Litter and Soil

ZHAO Ping-xin12，MA Yuan-fan1.2，LIN Hai-chuan12， ZHAN Xiao-yu1.2 HUANG Zi-yan1，2， GUO Fu-tao1.2

（1.CollgeofFestryujricturedFestrUversityuou，uj50in;.nterford Innovationof WaterandSoilConservationon HillRegionaroundthe Strait，F(xiàn)uzhou 35oo02，F(xiàn)ujian，China）

Abstract：[Objective]Toinvestigatethesignificant impactofthedepositionofparticulatematerfromforest fires on the liter-soil system beyond the fire-affected area.[Method]This study focused on Cunninghamia lanceolata， simulating the process of particulate mater from fires of varying intensities returning to theecosystem through wet deposition.Analysisand determination were conducted on the concentrations of nine metalicelemnts （Zn，F(xiàn)e，Mn，Cu，K，Ca，Na，Mg，Al）inombustibles，prticulatemattr，littd soil.Additionally，theactivitiesof fourkeyenzymes—nitratereductase （NR），nitritereductase （NIR）， catalase （CAT），and peroxidase （POD）—were measured in both liter and soil.[Results] After 7 days of wet deposition，metallic elementsaccounted for 3.11%～3.39% in litter and 5.64%～6.98% in soil. One yearafterdeposition，time significantlyinfluenced theconcentrations of metalicelementsand enzymatic activities.SmokecocetrationsigicantlyfectedFe，K，Na，AlinlierandZn，n，Cu，K，Ca，ain soil.ThecombinedeectsofsmokeconcentrationandtimesignificantlyafctedZn，F(xiàn)e，Cu，K，Ca，Na， Mg，Al inliter，aswellasZn，F(xiàn)e，Mn，Cu，K，Ca，Na，Al insoil.Enzymaticactivitiesinliter weresignificantlyinfluenced bysmokeconcentrationand itsinteraction with time.Insoil，while NRandCATwere significantlyaffected bysmoke concentration，while NR， CAT，and POD were significantly influenced by the interactionofsmokeconcentrationandtime.Enzymaticactivities inthe liter layer exhibitedapositivecorrelationwithmetalicelement concentrations，whileinthesoil layer，theyexhibitedanegativecorrelation. [Conclusion]Fire intensity hasa limited effect on the distributionmetal elements insmoke at different stages.However，metalelementcontentandenzymaticactivitiesareregulated bysmoke，time，and their interactions.Inthe long term，moderatemetal elements input promotestheactivitiesof NR，NIR，CAT，and POD enzymes， whereas excessive deposition inhibits enzyme activities.

Keywords： forest fire; deposition; particulate matter; metal elements; enzyme activity

（責(zé)任編輯：張研）