林火煙氣濕沉降對森林調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 文獻標識碼：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的頻率和強度顯著增加[]。全球平均每年發生森林火災數十萬次，燒毀近 的森林[2]。林火產生的大量煙氣顆粒物會沉降在火場周圍或通過燃燒產生的熱量提升到高海拔地區，并在順風處長距離運輸，最終通過干沉降和濕沉降等途徑回到森林生態系統，再次參與物質循環過程[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過程，在維持森林生態系統的養分供應、改善森林土壤性質等方面有重要影響[9。酶是微生物活動的產物，是土壤中有機物降解和營養循環的生物催化劑，參與土壤生態系統中的許多代謝過程，土壤酶對環境脅迫的響應極其敏感[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，是土壤生態學和林火后恢復研究領域中的一個重要方向。目前針對林火煙氣影響的相關研究主要集中在煙氣成分、排放特性、時空變化規律等[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-土壤生態系統中的遷移規律及具體的環境影響也尚未可知。

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、用途廣等特性[17。截至目前，杉木人工造林面積達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，造成可燃物總負荷量相對較大，存在十分嚴峻的火災隱患[19]。煉山造林和頻繁山火所產生的大量煙氣顆粒物沉降，會對周邊及遠處森林生態系統產生影響[20]。鑒于此，本文以典型喬木樹種杉木為研究對象，通過模擬森林火災發生時杉木燃燒釋放煙氣顆粒物經濕沉降回到生態系統的過程，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節的分配及影響，為深入理解生物質燃燒釋放煙氣對森林養分循環的影響奠定理論基礎，為災后生態恢復、污染物治理等提供科學依據。

材料與方法

1.1 樣地設置

樣地設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，具有較高的生態價值和經濟價值。

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

1.2 煙水制備及測定

在樣地內取長勢良好的杉木，分別采集枝、葉和皮、凋落物等（各 2009 ），放入信封，帶回實驗室，仔細剔除雜質，放入 105^°C 烘干箱中持續烘干至樣品成絕干狀態。將樣品剪至 4cm 左右，各取相同質量（ 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。根據火燒區特征，火強度可分為輕度火燒、中度火燒、重度火燒[21]。研究表明，隨著火強度增加會導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系[22-23]。預實驗發現， 50g 可燃物燃燒后煙水中元素濃度和CK組存在差異，但可燃物質量大于150g時，煙水中元素濃度變化不明顯。因此，實驗最終確定以燃燒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，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的3個樣方內，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，倒出殘渣，仔細挑出侵入的細根、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，做好標記。用于測定酶活指標的凋落物樣品采集混勻后立即放入有帶干冰的泡沫箱內以保證活性。

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 烘箱中烘干至質量恒定，仔細挑出其中植物、細根、蟲子、石塊等異物，充分研磨，過 0.175mm 篩裝入自封袋做好標記。測定酶活指標的土壤樣品混勻后立即放入有帶干冰的泡沫箱內。

1.4 金屬元素、生物酶活性測定

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

通過電感耦合等離子體質譜進行測定。在儀器使用前，需用去離子水，重復校零，至各元素重復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樣進行儀器校準，并抽取第一個重復分析，以確保前后兩次測量的同一個樣品相對誤差在 10% 內，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），置于坩蝸內純水濕潤。分別加入1mL 硝酸和 7mL 氫氟酸；蒸發、冷卻；再加入5mL 氫氟酸、 2mL 高氯酸，繼續加熱，至坩蝸內殘渣至均勻的淺色；冷卻后加入 1max1：1 現配的硝酸（邊加熱邊溶解），至產生微黃小露珠；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行測定。酶標儀（MuItiskanGO1510芬蘭）預熱 30min 以上，調節波長至 （NR）、 340nm （NIR）、 240nm （CAT）、 470nm （POD），進行樣本測定。

1.5 數據計算與分析

1.5.1元素遷移計算本試驗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統計與分析運用Excel2021進行初步數據統計及計算，SPSS26軟件進行統計分析，利用雙因素方差分析（Two-WayANOVA）檢驗時間、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相關性分析檢驗金屬元素與生物酶活性之間的關系，利用R-studio進行結構方程模型（SEM模型）的構建，利用Origin2021軟件繪圖。

2 結果與分析

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-調落物-土壤中的遷移情況示意圖如圖2。根據公式（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元素占比較小；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內動態變化情況如圖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中動態變化進行了研究（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 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為正相關關系。其中低濃度處理組NR與Fe、Mn顯著正相關（ plt;0.05） ，與AI呈極顯著正相關關系（ plt;0.05） ；高濃度處理組Fe、Mn與POD、CAT呈顯著正相關關系（ plt;0.05 ）。土壤層，金屬元素濃度與生物酶活性主要表現為負相關。不同濃度處理組均表現Na、AI與POD、CAT呈顯著負相關關系

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

3 討論

本研究中，Zn、Fe、Mn、Cu、K、Ca、Na、Mg、AI金屬元素濃度表現為可燃物 gt; 煙水 gt; 土壤 gt; 凋落物。此外，金屬元素遷移在不同環節中的分配比例受煙氣濃度影響不顯著。相關研究表明，火災會導致可燃物中的養分迅速流失，以不同形式進入殘留物（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元素對植物細胞壁構建、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，約占無機元素總量的96% ，與郭新彬等[27]、鞠園華等[28]得出的研究結論相符。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定性的化合物，經濕沉降至凋落物和土壤時，Ca元素不易與其他元素發生反應或轉化，會以相對穩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作用而蓄積到深層的土壤，影響土壤性質[27]，Mn、AI、Cu的過量蓄積或對植物生長、土壤生物與微生物活性產生不利影響。

森林凋落物和土壤的元素動態一般受到凋落物性質、土壤性質、氣候、生物等因子的綜合影響。本研究采用控制試驗，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的影響。煙氣沉降初期（ 7～ 30d），調落物和土壤中9種金屬元素濃度降低。馬遠帆等[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，這些物質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，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[33]。林火煙氣沉降為森林所帶來的外源輸入會對生態系統造成影響。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，可能引發氧化反應，破壞酶的結構和功能，導致酶活性受到抑制[38]

本研究分析了不同濃度處理下9種金屬元素濃度和4種酶活性相關性。研究表明，凋落物中金屬濃度與酶活性間主要表現出正相關關系，而土壤中則主要呈負相關。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節凋落物、土壤中金屬元素含量。林火煙氣經濕沉降至凋落物層，少量金屬元素被吸收富集，到達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，對酶的合成分泌產生影響，導致土壤酶活性下降。因此，煙氣沉降到達凋落物層和土壤層的金屬組成量不同，而導致不同的生物酶活性效應。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，Fe、Mn等離子作為酶的輔助因子，參與催化反應提高其活性[33]。土壤大量外源金屬輸入，Na脅迫會導致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生積極效應或影響不顯著。此外，生物酶可以加速有機物礦化和養分釋放、轉移，有機物分解過程產生機酸可與金屬元素結合，形成可溶性金屬有機絡合物，進而改變金屬的可用性和移動性[43]

4結論

不同強度火災對煙氣中金屬元素在不同環節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控，煙氣沉降對生態系統元素循環有持續影響，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。這些發現強調了林火發生后煙氣管理的重要性，可以通過監測土壤金屬元素的長期穩定性和災后生態系統恢復情況、探究生物酶活性調控以促進土壤改善、進行煙氣沉降金屬元素的健康風險評估，并在此基礎上深人理解森林火災煙氣對生態系統的長期影響，優化調整森林火后管理措施，以制定科學的生態系統恢復政策，為可持續森林管理和生態系統服務提供支持。

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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，Fuzhou 35oo02，Fujian，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，Fe，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，Fe，Cu，K，Ca，Na， Mg，Al inliter，aswellasZn，Fe，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

（責任編輯：張研）