地中海灌木丛中采取火灾预防措施后土壤微生物群落的恢复力与变化

《Journal of Environmental Management》：Resilience and turnover of soil mycobiota following fire-prevention interventions in Mediterranean scrublands

　　帕勃罗·马丁-平托 | 乔治·维克托·莫里斯-利拉 | 恩玛·富恩特内布罗 | 伊格纳西奥·桑兹-贝尼托 | 胡安·安德烈斯·奥里亚-德-鲁埃达
瓦利亚多利德大学可持续森林管理研究所，马德里大道44号，34071，帕伦西亚，西班牙

**摘要**
地中海地区农村地区的废弃导致了灌木丛的广泛蔓延，增加了燃料负荷，在当前和未来的气候条件下引发了高强度野火的风险。为了减轻这一威胁，需要采取燃料管理措施，如计划性燃烧和机械清除。然而，这些干预措施也可能改变土壤中的真菌群落，而真菌群落在生态系统功能和社会经济价值较高的非木材林产品中起着关键作用。在这项研究中，我们评估了计划性燃烧和全面机械清除对西班牙北部和南部以刺柏（Cistus ladanifer）为主的灌木丛中土壤真菌群落的影响。在实施防火处理前后收集了土壤样本，并提取和测序了真菌DNA，以分析其分类学和功能上的变化。计划性燃烧在初期引发了真菌群落的显著变化：火灾发生五个月后，外生菌根（ECM）真菌显著减少，而腐生菌类增加。然而，在处理一年后，这两类真菌的相对丰度恢复了到火灾前的水平，这为了解真菌功能的恢复能力提供了重要线索。对比计划性燃烧、全面清除和对照地块后发现，真菌的丰富度和多样性没有显著差异。尽管检测到组成变化，但没有发现明显的营养功能紊乱证据。这些结果表明，计划性燃烧和机械清除都是有效的生物量减少策略，仅对土壤真菌群落造成短暂但不会造成显著扰动，因此适合在易发生火灾的地中海景观中使用。

**1. 引言**
火灾是地中海盆地常见的干扰因素，其发生与炎热干燥的夏季有关（Dove等人，2021年；Keeley等人，2011年）。农村地区的废弃和传统土地利用方式的减少增加了可燃植被的数量（Fernández等人，2013年；Nadal-Romero等人，2021年；Otero等人，2015年；Sanz-Benito等人，2022年），而气候变化引起的干旱和热浪则加剧了野火的频发（Ruffault等人，2020年）。因此，减少植物生物量对于预防野火至关重要。森林管理者面临着在不损害生物多样性、生产力或生态系统服务的前提下降低火灾风险的挑战（González等人，2005年；Moghli等人，2025年；Moriondo等人，2006年）。土壤真菌对森林功能至关重要：它们形成共生关系，分解有机物，抵御病原体，并提供有价值的非木材产品（Albuquerque-Martins等人，2019年）。通过这些作用，真菌推动了生物地球化学循环和营养流动（P?lme等人，2020年）。以刺柏为主的灌木丛中栖息着多样的真菌群落，包括外生菌根和丛枝菌根真菌，这些真菌对养分循环和植物健康至关重要。了解火灾和机械清除如何影响这些真菌群落对于管理日益受环境压力影响的地中海景观至关重要。

**2. 方法**
研究采用了两种燃料减少技术：机械清除（切割和粉碎植被）和计划性燃烧（低强度控制性火灾），后者更具经济性（Alca?iz等人，2018年；Ramberg等人，2023年；Waldrop和Goodrick，2012年）。尽管计划性燃烧被广泛用于减少燃料，但对其土壤影响的担忧依然存在（Fernandes，2018年）。大多数研究集中在土壤的物理和化学影响上（Doerr等人，2025年），但有证据表明计划性燃烧可能仅暂时改变土壤微生物多样性（Uppal等人，2026年），并且可能与真菌生产力兼容（Sanz-Benito等人，2022年）。然而，刺柏灌木丛中计划性燃烧后真菌群落恢复的机制仍不甚明了。虽然已经研究了地中海森林火灾后的真菌恢复情况（Moghli等人，2025年；Salo和Kouki，2018年），但对于以刺柏为主的灌木丛仍存在知识空白，因为这些地区的植被和真菌动态变化更快。因此需要短期评估来了解恢复时间线，并比较计划性燃烧和机械清除的效果。这两种技术都有效减少燃料（Moghli等人，2025年），但计划性燃烧更具成本效益（Alca?iz等人，2018年；Ramberg等人，2023年）。在地中海森林（以松树、栎树或栗树为主）中的先前研究表明，这些处理后真菌群落或功能没有长期变化（Espinosa等人，2025年；Glassman等人，2016年；Livne-Luzon等人，2021年），也不会影响中期的真菌生产力（Martín-Pinto等人，2023年；Sanz-Benito等人，2022年）。在刺柏群落中的孤立研究也证实，可食用真菌的生产力未受影响（Hernández-Rodríguez等人，2015年，2016年；Sanz-Benito等人，2022年）。需要直接比较这些处理措施对刺柏灌木丛中土壤真菌群落的整体影响，包括多样性、组成和功能结构（P?lme等人，2020年）。这样的比较将揭示森林研究结果是否适用于恢复更快的灌木丛，并有助于评估其与土壤微生物组保护的生态兼容性（Espinosa等人，2023a）。

本研究评估了两种燃料减少处理（计划性燃烧和机械清除）以及不进行任何管理（对照）对以刺柏为主的灌木丛中土壤真菌群落的影响，以及这些影响在西班牙北部和南部地中海地区的长期持续性。研究围绕两个核心问题展开，每个问题都通过两个具体目标和假设来解答。

**研究问题1：**
计划性燃烧后真菌恢复的时间动态是什么？具体目标包括：（1）评估处理后五个月和一年时计划性燃烧对真菌总多样性和群落组成的影响；（2）评估同一时期计划性燃烧对真菌营养类群的影响。我们假设计划性燃烧会引发显著的结构变化，短期内促进腐生菌类和喜火类群的减少，但随着时间推移群落会恢复到火灾前的水平（假设1）。我们还假设这种结构变化会导致功能变化，表现为外生菌根真菌的早期减少和腐生菌类的增加，随后外生菌根真菌的丰度会恢复，这在生态上可能与某些宿主植物的重新建立相容（假设2）。

**研究问题2：**
防火处理的效果如何比较？具体目标是：（3）比较计划性燃烧和机械清除对真菌丰富度、多样性和群落组成的影响；（4）评估干预一年后每种处理与最相关的营养类群。我们假设计划性燃烧和机械清除都不会显著改变真菌丰富度或多样性，尽管群落组成可能会因火灾后的条件而部分改变（假设3）。最后，我们假设不同处理会导致营养类群的变化，例如依赖宿主的真菌（如外生菌根真菌）更容易受到干扰，而腐生菌类的丰度可能会增加，这可能与处理产生的有机物有关（假设4）。

**3. 材料与方法**
实验和分析方法分为两个互补的部分。第一部分评估了单一干扰后真菌群落的恢复轨迹。我们在三个时间点分析了计划性燃烧地块的土壤样本：燃烧前（时间点0）、燃烧后五个月（时间点1）和燃烧后一年（时间点2）。第二部分是对两种管理措施进行比较研究，将计划性燃烧和全面机械清除对土壤真菌群落的影响分别与未管理的对照地块进行对比。

**3.1. 研究地点和实验设计**
为了评估计划性燃烧或全面机械清除对刺柏为主的灌木丛中土壤真菌群落的影响，选择了四个沿地中海气候梯度分布的研究地点。两个地点位于塞维利亚省的热地中海地带（西班牙南部），另外两个位于萨莫拉和莱昂省的超地中海地带（西班牙北部）。所有地点都属于地中海生物气候区，特点是夏季炎热干燥，冬季温和湿润，年降水量主要集中在春季和秋季（Rodríguez-Jiménez等人，2024年）。这些地点的年均降水量在518至707毫米之间，年均温度在6.1至9.5摄氏度之间。

刺柏主导区域的植被受到附近以栎树和松树为主的潜在森林类型的影响。在超地中海地带，主要植被是银栎（Quercus pyrenaica）森林。该地带还偶尔出现球果栎（Quercus ilex subsp. ballota）和欧洲松（Pinus pinaster），这两种树木都适应了当地的生态条件。次生灌木物种，如金丝桃（Cytisus scoparius）、毛蕊花芥（Genista hystrix）和伞形Halimium umbellatum，也是这一气候带的特征植被。相比之下，热地中海地带则以球果栎和栓皮栎（Quercus suber）为主，这两种树木在这些景观中广泛分布。此外，欧洲石南（Arbutus unedo）、毛蕊花芥和薰衣草（Lavandula stoechas）等次生木本植物也常见于该植被类型。

防火处理于2021年5月下旬由负责每个研究地点的自治社区森林部门实施。计划性燃烧采用头部点火技术，沿斜坡向下风方向进行。这种方法在不同环境条件下灵活性较高，能够保持适当的控制，产生低至中等强度的火灾，从而促进火势快速蔓延并减少火灾在土壤表面的停留时间，防止土壤过热和有机物过度燃烧。在本次研究中，枯落物和灌木层是火灾蔓延的主要媒介。全面机械清除通过专门的机械设备进行，将所有木质和草本植被切断并粉碎至地面水平，不干扰或改变土壤矿物层。

**3.2. 采样**
采样在萨莫拉的三个地点和莱昂的三个地点（西班牙北部），以及塞维利亚的六个地点进行。每个地点设置了三个实验组：一个进行计划性燃烧，一个进行机械清除，一个作为未管理的对照组，每种管理方法共有12个地块。每个地块面积为2×50米。

**3.3. 基因组DNA扩增子测序和分类单元鉴定**
使用Qiagen公司的DNeasy PowerSoil试剂盒按照制造商说明从每个土壤样本中提取0.25克DNA。提取的DNA用ThermoFisher公司的Qubit 4荧光计进行定量，并根据需要稀释至5 ng μL^-1的初始浓度。通过有限循环PCR扩增ITS1区域来制备文库，具体方法见《真菌宏基因组测序示范协议》（Illumina，2019年）。ITS1区域使用一组正向和反向引物集进行了扩增（表1）。表1. 基于Illumina（2019）协议的ITS1测序所用引物。正向引物集（ITS fwd_1至ITS fwd_8）反向引物集（ITS_rev_1至ITS_rev_7）5′–CTTGGTCATTTAGAGGAAGTAA–3′5′–GCTGCGTTCTTCATCGATGC–3′5′–CTCGGTCATTTAGAGGAAGTAA–3′5′–GCTGCGTTCATCGATGG–3′5′–CTTGGTCATTTAGAGGAACTAA–3′5′–GCTACGTTCTTCATCGATGC–3′5′–CCCGGTCATTTAGAGGAAGTAA–3′5′–GCTGCGTTCTTCATCGATGT–3′5′–CTAGGCTATTTAGAGGAAGTAA–3′5′–ACTGTGTTCTTCATCGATGC–3′5′–CTTAGTTATTTAGAGGAAGTAA–3′5′–GCTGCGTTCTTCATCGTTGC–3′5′–CTACGTCATTTAGAGGAAGTAA–3′5′–GCGTTCTTCATCGATGC–3′5′–CTTGGTATTTAGAGGTCGTAA–3′扩增子PCR产物使用Pure XP磁珠进行纯化。然后进行了Index PCR，使用Nextera XT Index Kit v2向扩增子目标添加Illumina测序接头和双索引条形码。Index PCR产物按前一步所述进行纯化，随后对文库进行定量、标准化和合并。文库使用Illumina iSeq100系统进行测序，采用2×150 bp的运行方式，并遵循制造商的说明。

2.4. 分类单元识别和营养组分配
测序数据使用Illumina BaseSpace 16S Metagenomics App进行处理，该软件使用UNITE数据库（Abarenkov等人，2024年）在所有分类水平上进行分类学分类。通过细致梳理的UNITE Fungal ITS数据库（版本7.2）进行成对相似性搜索，将序列分类到分类单元（OTU）组中。该数据库根据变化的序列相似性阈值将鉴定出的真菌序列分配到物种假设（SH）组中（K?ljalg等人，2020年）。我们使用PlutoF网络工作台进行序列分配（Abarenkov等人，2010年）。与已知生态功能的真菌SH组相似度超过90%的操作分类单元（OTU）被分配到功能组中，该数据库广泛应用于真菌功能组的研究（P?lme等人，2020年；Tanunchai等人，2023年；Yan等人，2018年）。

需要注意的是，环境DNA宏条形码技术检测的是土壤样本中存在的生物体的遗传物质。这包括来自活跃菌丝体、孢子、休眠繁殖体和死亡细胞残留的DNA。因此，所得到的群落谱代表的是总的真菌“生物档案”（包括活跃、不活跃和残余DNA的集合），而不是采样时代谢活动个体的直接快照。在从存在/丰度数据推断生态功能时，这种区分至关重要。尽管如此，这种分子方法已在真菌群落研究中得到广泛采用和验证（Abarenkov等人，2010年；K?ljalg等人，2020年；P?lme等人，2020年），提供了一种可靠且高分辨率的方法来评估环境变化对分类学和功能组成的影响。

2.5. 数据分析
我们使用R语言vegan包中的多样性函数，以每个OTU的序列计数为非单一真菌群落的丰度值进行了所有统计分析。Shannon多样性指数和Pielou均匀度也被计算出来。用于统计分析的数据不需要转换，因为它们已经达到了正态性和同方差性的参数标准。我们使用线性混合效应（lme）模型评估了接受不同防火处理的地块之间真菌群落组成和土壤特征的差异，其中地块被定义为随机因素，处理被定义为固定因素。我们通过图形检查和对Shapiro–Wilk测试来验证残差的正态性和同方差性，以确定混合模型的适用性。我们使用emmeans函数对组间进行了多重比较，这样可以获得调整了多重检验的成对对比，并识别出因子水平之间的显著差异。数据分析使用的是R语言4.4.3版本（R Core Team，2025年）。

通过使用R语言中的adonis2函数进行排列多元方差分析（PERMANOVA），分析了不同防火处理的地块之间的土壤真菌群落组成潜在差异。这项分析基于Bray–Curtis差异性，并在排除了单一OTU后进行。为了防止对观察到的潜在差异进行错误解释，我们使用R vegan包中的betadisper函数检查了组间分散的均匀性。随后，我们对到质心的距离进行了方差分析（ANOVA），以测试不同组之间的β分散是否有显著差异。我们使用了Hellinger转换的群落矩阵进行分析。用于评估群落组成的排序技术是非度量多维缩放（NMDS），该技术使用metaMDS函数实现，将地块级数据转换为包含两个维度的Bray–Curtis差异性矩阵（k = 2），并进行了100次独立运行，同时使用multipatt函数进行多层次模式分析，以识别与对照地块、规定燃烧地块或完全机械清除地块显著相关的指示性分类单元。

3. 结果
3.1. 规定燃烧处理与处理后经过的时间（RQ1）的影响
自规定燃烧以来经过的时间对总真菌群落的Shannon多样性有显著影响（p < 0.001），在处理时刻0检测到的群落与处理时刻2的群落明显不同（p < 0.001）（图1A和图1B）。然而，时间对火灾事件后的丰富度没有显著影响（p = 0.100）。
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图1. 时间对燃烧地块中土壤真菌多样性和群落组成的影响。A. Shannon多样性指数。B. 总丰富度。处理时刻0：规定燃烧之前；处理时刻1：处理后五个月；处理时刻2：处理后一年。C. 非度量多维缩放（NMDS）显示自规定燃烧处理以来的时间对燃烧地块中真菌群落组成的影响。处理时刻0：规定燃烧之前；处理时刻1：处理后五个月；处理时刻2：处理后一年。具有不同小写字母的值有显著差异（p < 0.05）。
PERMANOVA显示，生物气候定位（p = 0.001）和自火灾以来的时间（p = 0.005）显著影响了真菌群落组成。物种的NMDS表示了群落结构的可接受描述（应力 = 0.14）（图1C）。处理时刻0的群落组成与处理时刻1和2的群落明显不同（图1C），表明火灾的影响在火灾后一年内仍然对群落组成有显著影响。β分散分析表明异质性并不显著（p = 0.321）。然而，不同生物气候区域的真菌群落有显著差异，并在每个采样时间显示出一致的模式。
多层次模式分析显示，在总共检测到的4334个物种中，有76个与处理时刻0相关（即规定燃烧之前），12个与处理时刻1相关（即规定燃烧后五个月），14个与处理时刻2相关（即规定燃烧后一年）。
总共，180个关键真菌分类单元至少与一个采样时刻有显著关联（p ≤ 0.05）。大多数关键真菌分类单元（134个）与规定燃烧之前收集的土壤样本显著相关（处理时刻0），而只有18个关键真菌分类单元与燃烧后五个月收集的土壤样本显著相关（处理时刻1）。然而，有28个关键真菌分类单元与处理时刻2显著相关，这表明在经历规定燃烧后一年，土壤真菌群落已经部分恢复。
在处理时刻0（火灾前），群落主要由Rozellomycota、Tomentella sp.和Inocybe spp.等物种主导，这些分类单元通常与未受干扰的土壤和成熟植被相关。相比之下，处理时刻1的特征是干扰相关和快速生长物种的增加，如Neurospora terricola、Chaetomium succineum和Alternaria alternata。处理时刻2时，群落组成再次发生变化，显著相关的分类单元包括Setomelanomma holmii以及AM真菌如Claroideoglomus etunicatum和Glomus invermaium，这表明共生体开始恢复，并向更稳定的土壤真菌群落过渡。
燃烧前后检测到的群落组别不受自燃烧以来经过的时间的影响（PERMANOVA，p = 0.387）。物种的NMDS表示了群落结构的可接受描述（应力 = 0.14）（图2A）。处理时刻1和时刻2检测到的群落比处理时刻0的群落更接近，分别以腐生和AM群落为主。相比之下，处理时刻0检测到的群落与其他两个群落分离，主要由内生真菌主导。群落的β分散分析显示，火灾后的异质性与燃烧前没有显著差异（p = 0.31）。
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图2. 非度量多维缩放（NMDS）显示自规定燃烧处理以来的时间对燃烧地块中真菌群落组成（A）的影响；以及燃烧地块中三个采样时刻显著真菌群落的相对丰度（B）。处理时刻0：规定燃烧之前；处理时刻1：处理后五个月；处理时刻2：处理后一年。
多层次模式分析显示，在检测到的25个群落组别中，动物寄生虫（p = 0.003）和ECM（p = 0.035）特别与处理时刻0相关。此外，与处理时刻1相关的主要群组是不明确的腐生生物（p = 0.001）和菌寄生虫（p = 0.001）。
土壤样本中不同营养组别的相对丰度与多层次模式分析的结果一致，表明动物寄生虫、ECM真菌、菌寄生虫和不明腐生生物表现出显著的时间变化（图2B）。这些发现表明，规定燃烧和火灾后的演替对这四个真菌群落的结构有显著影响。
在燃烧前（处理时刻0），最丰富的群组是ECM真菌（34.17 ± 17.05%）。然而，规定燃烧后ECM真菌的相对丰度显著减少（10.21 ± 10.41%；p = 0.001）。值得注意的是，火灾一年后（处理时刻2），ECM真菌的丰度显著增加，达到与干扰前观察到的水平相当（30.42 ± 10.4%），表明与ECM物种相关的功能可能已经恢复。相比之下，不明腐生生物的相对丰度从规定燃烧前的11.7 ± 4.29%增加到处理时刻1的27.98 ± 9.45%（p < 0.001）。然而，火灾一年后，不明腐生生物的相对丰度降至与干扰前相当的水平（15.11 ± 5.94%）。
3.2. 野生动物防火处理的比较效应分析（RQ2）
处理时刻1采样的地块的Shannon多样性指数与处理时刻2采样的地块显著不同（p < 0.001）。相比之下，处理时刻1和处理时刻2的总丰富度没有显著差异（p > 0.05）。此外，无论是规定燃烧还是完全机械清除处理，与 either 处理时刻1（p = 0.269）或处理时刻2（p = 0.201）的对照地块相比，都没有引起真菌多样性的显著变化（图3A）。规定燃烧后不久，总丰富度显著减少（p = 0.04）。然而，规定燃烧一年后（处理时刻2），丰富度恢复，并且与对照地块没有显著差异（图3B）。
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图3. 火灾预防处理（控制、完全机械清除或规定燃烧）和处理后经过的时间（处理时刻1，处理后五个月；处理时刻2；处理后一年）对真菌多样性指数的影响。Shannon多样性指数（A）和总丰富度（B）。火灾预防处理（未管理控制、完全机械清除或规定燃烧）和处理后经过的时间 [处理时刻1，处理后五个月（M1）；处理时刻2，处理后一年（M2）] 对真菌群落相对丰度的影响（C）。具有不同小写字母的条形图在不同处理之间有显著差异（p < 0.05）；比较处理的p值用黑色表示；比较时刻之间的显著差异用蓝色表示（Tukey α = 0.05）。
处理和时间（时刻）是导致属于关键生态功能群的群落相对丰度显著差异的关键因素，包括AM真菌、ECM真菌、土壤腐生生物和不明腐生生物（表2；图3C）。就ECM相对丰度而言，处理（p < 0.001）和时间（p < 0.001）对群落都有显著影响。在处理时刻1，规定燃烧地块中的ECM相对丰度显著低于未燃烧的对照地块（p = 0.021）；在处理时刻2，规定燃烧地块（p < 0.001）和完全机械清除地块（p < 0.001）中的ECM丰度也显著低于未燃烧的对照地块。然而，事后分析显示，到处理时刻2，规定燃烧地块中的ECM丰度显著恢复（30.42 ± 15.66%），约为处理时刻1记录的值的三分之二（10.21 ± 10.41%）。
表2. 由于火灾预防处理、采样时刻（自处理以来的时间）或处理和采样时刻的交互作用而显著受影响的真菌营养组别
组别 df F值 p值
藻类寄生虫 25.61 80.0056
动物寄生虫 25.38 90.0068
外生菌根 21 4.617 <0.0001
litter腐生生物 23.52 90.0349
菌寄生虫 21 1.289 0.0001
花粉腐生生物 28.07 90.0007
土壤腐生生物 28.32 00.0006
不明腐生生物 21 7.012 <0.0001
木质腐生生物 24.90 70.0103
处理时刻 动物寄生虫 16.174 0.0154
丛枝菌根 11 0.132 0.0022
外生菌根 12 2.578 <0.0001
菌寄生虫 11 2.335 0.0008
土壤腐生生物 11 2.910 0.0006
不明腐生生物 11 3.918 0.0004
处理和时刻 动物寄生虫 54.802 <0.0001
丛枝菌根 54.149 0.0025
外生菌根 51 6.586 <0.0001
菌寄生虫 51 10.554 <0.0001
土壤腐生生物 57.453 <0.0001
AM群落的相对丰度由于时间（p = 0.002）和处理–时间的交互作用（p = 0.002）而发生显著变化。在经过完全机械清理的样地中，AM的丰度在第二个时间点显著高于第一个时间点（p = 0.008），同时也高于经过预定燃烧处理的样地在第一个时间点的丰度（p = 0.009）。在经过完全机械清理的样地中，AM的丰度在第一个时间点为0.05 ± 0.08%，而在第二个时间点达到0.403 ± 0.5%，代表了7.3倍的增加，这表明与丛枝菌根相关的生态系统功能部分恢复。

由于处理方式（p < 0.001）和时间（p < 0.001）的双重影响，未指定的腐生菌类群体表现出显著变化。在预定燃烧处理的样地中，第一个时间点观察到最高的相对丰度，这显著高于未燃烧的对照样地（p < 0.001）和经过完全机械清理的样地（p < 0.001）。在第二个时间点，预定燃烧处理样地的未指定腐生菌类的相对丰度最高，尽管仅显著高于对照样地（p = 0.019）。在采样时间点1和2，未指定腐生菌类的相对丰度是对照样地的2.1倍，这表明预定燃烧在火灾后的早期阶段有利于这种营养类群。

土壤腐生菌类的丰度也因处理方式（p < 0.001）、时间（p < 0.001）以及处理方式和时间的交互作用（p < 0.001）而发生变化。在第一个时间点，尽管经过防火处理的样地的土壤腐生菌类丰度高于对照样地，但这些差异在统计上并不显著。然而，在第二个时间点，经过完全机械清理的样地的土壤腐生菌类相对丰度显著高于对照样地（p = 0.007）。

通过PERMANOVA分析处理方式和时间的综合效应发现，处理方式（p = 0.001）和时间（p = 0.022）显著影响了真菌群落的组成。这一点通过分别分析每个时间点的处理效应得到了进一步证实，因为处理方式在第一个时间点（p = 0.04）和第二个时间点（p = 0.006）都导致了不同的真菌群落。在第一个时间点，燃烧处理和对照样地的群落组成差异最大。当同时分析两个气候区域的群落时，以及单独分析每个生物气候区域的群落时，都观察到了这一趋势（图4A）。此外，经过防火处理一年后（第二个时间点），燃烧处理和完全机械清理样地的群落组成与对照样地之间的重叠表明，燃烧处理和完全机械清理样地的真菌群落都在恢复中。然而，当单独分析生物气候区域时，观察到了不同的动态。在西班牙北部（地中海上部），燃烧处理样地的真菌群落与未燃烧的对照样地不同，而完全机械清理样地的真菌群落似乎正在恢复，类似于对照样地的群落。相比之下，在西班牙南部（地中海南部），燃烧处理样地的真菌群落与完全机械清理样地的真菌群落更为相似，表明这些真菌群落也在恢复中——尽管尚未达到与对照样地完全重叠的程度（图4B）。

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图4. 非度量多维缩放（NMDS）显示了防火处理后五个月（A）和一年后（B）真菌群落组成的影响。深色阴影多边形表示每个生物气候区域内的处理效果，而浅色阴影带虚线轮廓的多边形表示两个生物气候区域综合的处理效果。

对整个真菌群落的多级模式分析显示，有313个物种与三个处理组显著相关，其中124个与预定燃烧相关，95个与完全机械清理相关，94个与对照样地相关。然而，当分析结合处理方式和自处理以来的时间（时刻）时，显著指示物种的数量减少到256个，其中102个与预定燃烧相关（56个与第一个时间点相关；46个与第二个时间点相关），78个与完全清理相关（36个与第一个时间点相关；42个与第二个时间点相关），以及76个与对照样地相关（38个与第一个时间点相关；38个与第二个时间点相关）。

在与预定燃烧处理的样地最强烈相关的指示性类群中，最显著的物种包括：Neurospora terricola（统计值 = 0.79，p = 0.001）、Coniochaeta hoffmannii（统计值 = 0.64，p = 0.001）、Alternaria alternata（统计值 = 0.59，p = 0.001）、Pezizomycetes（统计值 = 0.58，p = 0.001）、Coniochaeta decumbens（统计值 = 0.55，p = 0.001）、Tephrocybe anthracophila（统计值 = 0.55，p = 0.001）、Eremiomyces sp.（统计值 = 0.54，p = 0.001）、Trichoderma neokoningii（统计值 = 0.50，p = 0.001）、Coniochaeta polymorpha（统计值 = 0.50，p = 0.001）和Alternaria terricola（统计值 = 0.50，p = 0.001）。与完全机械清理处理的样地最强烈相关的指示性类群包括Exophiala nigra（统计值 = 0.47，p = 0.001）、Mortierella exigua（统计值 = 0.45，p = 0.003）、Venturia hystrioides（统计值 = 0.41，p = 0.003）、Ciboria cistophila（统计值 = 0.40，p = 0.001）和Cladophialophora subtilis（统计值 = 0.40，p = 0.002）；此外，Hygrophoraceae、Sebacinales、Entoloma insidiosum、Meliniomyces sp.和Russula faustiana因其菌根生态特性而脱颖而出。然而，大多数具有强且统计上显著关联的菌根类群与未管理的（对照）样地相关（表3）。

表3. 根据多级模式分析，确定为与通过预定燃烧或完全机械清理处理的样地，或与未管理的（对照）样地相关的外生菌根物种的指示性类群。完整的指示性物种列表见补充表S1。

**类群** | **统计值** | **预定燃烧处理样地** | **P值** | **完全机械清理样地** | **P值** | **对照样地**
--- | --- | --- | --- | --- | --- | ---
| Pezizomycetes | 0.575 | 0.001 | *** | *** | 0.237 | 0.049 | ***
| Hygrophoraceae | 0.290 | 0.022 | *** | 0.290 | 0.022 | ***
| Meliniomyces sp.a | 0.310 | 0.012 | *** | 0.310 | 0.012 | ***
| Russula faustiana | 0.289 | 0.018 | *** | 0.289 | 0.018 | ***
| Sebacinales | 0.266 | 0.043 | *** | 0.266 | 0.043 | ***
| 未管理样地（对照） | Amanita excelsa | 0.285 | 0.035 | *** | 0.285 | 0.035 | ***
| Amanita morrisii | 0.272 | 0.043 | *** | 0.272 | 0.043 | ***
| Amanita torrendii | 0.268 | 0.047 | *** | 0.268 | 0.047 | ***
| Boletus edulis | 0.278 | 0.030 | *** | 0.278 | 0.030 | ***
| Cortinarius acutovelatus | 0.318 | 0.030 | *** | 0.318 | 0.030 | ***
| Cortinarius casimiri | 0.262 | 0.026 | *** | 0.262 | 0.026 | ***
| Cortinarius cinnamomeus | 0.244 | 0.042 | *** | 0.244 | 0.042 | ***
| Cortinarius coracis | 0.365 | 0.003 | *** | 0.365 | 0.003 | ***
| Cortinarius croceus | 0.254 | 0.038 | *** | 0.254 | 0.038 | ***
| Cortinarius diasemospermus | 0.387 | 0.003 | *** | 0.387 | 0.003 | ***
| Cortinarius fulvescens | 0.311 | 0.004 | *** | 0.311 | 0.004 | ***
| Cortinarius gallurae | 0.252 | 0.005 | *** | 0.252 | 0.005 | ***
| Cortinarius hemitrichus | 0.378 | 0.001 | *** | 0.378 | 0.001 | ***
| Cortinarius imbutus | 0.345 | 0.010 | *** | 0.345 | 0.010 | ***
| Cortinarius nucicolor | 0.355 | 0.007 | *** | 0.355 | 0.007 | ***
| Cortinarius ohlone | 0.276 | 0.032 | *** | 0.276 | 0.032 | ***
| Cortinarius venustus | 0.272 | 0.016 | *** | 0.272 | 0.016 | ***
| Hebeloma cistophilum | 0.450 | 0.001 | *** | 0.450 | 0.001 | ***
| Hebeloma cylindrosporum | 0.323 | 0.012 | *** | 0.323 | 0.012 | ***
| Hebeloma nigellum | 0.322 | 0.029 | *** | 0.322 | 0.029 | ***
| Hebeloma sacchariolens | 0.419 | 0.001 | *** | 0.419 | 0.001 | ***
| Hebeloma sp. | 0.509 | 0.001 | *** | 0.509 | 0.001 | ***
| Helvella sp. | 0.282 | 0.008 | *** | 0.282 | 0.008 | ***
| Hymenogaster australis | 0.417 | 0.001 | *** | 0.417 | 0.001 | ***
| Inocybe geophylla | 0.282 | 0.035 | *** | 0.282 | 0.035 | ***
| Inocybe lanatopurpurea | 0.294 | 0.012 | *** | 0.294 | 0.012 | ***
| Inocybe sp. | 0.354 | 0.004 | *** | 0.354 | 0.004 | ***
| Lactarius pyrogalus | 0.392 | 0.004 | *** | 0.392 | 0.004 | ***
| Melanogaster macrosporus | 0.306 | 0.019 | *** | 0.306 | 0.019 | ***
| Meliniomyces variabilis a | 0.285 | 0.026 | *** | 0.285 | 0.026 | ***
| Russula aurora | 0.354 | 0.007 | *** | 0.354 | 0.007 | ***
| Russula changbaiensis | 0.356 | 0.006 | *** | 0.356 | 0.006 | ***
| Russula cremeoavellanea | 0.259 | 0.046 | *** | 0.259 | 0.046 | ***
| Russula rubellipes | 0.305 | 0.019 | *** | 0.305 | 0.019 | ***
| Russula versicolor | 0.321 | 0.020 | *** | 0.321 | 0.020 | ***
| Russula violeipes | 0.286 | 0.003 | *** | 0.286 | 0.003 | ***
| Thelephora sp. | 0.334 | 0.006 | *** | 0.334 | 0.006 | ***
| Thelephora terrestres | 0.352 | 0.005 | *** | 0.352 | 0.005 | ***
| Tomentella asperula | 0.302 | 0.016 | *** | 0.302 | 0.016 | ***
| Tomentella brunneorufa | 0.393 | 0.001 | *** | 0.393 | 0.001 | ***
| Tomentella cinereoumbrina | 0.309 | 0.014 | *** | 0.309 | 0.014 | ***
| Tomentella gigaspora | 0.325 | 0.035 | *** | 0.325 | 0.035 | ***
| Tomentella lapida | 0.317 | 0.014 | *** | 0.317 | 0.014 | ***
| Tomentella lilacinogrisea | 0.275 | 0.038 | *** | 0.275 | 0.038 | ***
| Tomentella sp. | 0.530 | 0.001 | *** | 0.530 | 0.001 | ***
| Tomentella subclavigera | 0.269 | 0.038 | *** | 0.269 | 0.038 | ***
| Tomentella terrestris | 0.334 | 0.002 | *** | 0.334 | 0.002 | ***

Meliniomyces属的物种是既可以是内生菌根真菌，也可以是外生菌根真菌。

PERMANOVA分析显示，处理方式（p = 0.001）和自处理以来的时间（p = 0.001）显著影响了真菌类群，但它们不受处理方式和时间共同作用的影响（图5）。在这种情况下，NMDS产生了更好的表示效果（应力 = 0.147）。对照群落最具分化性，主要由ECM真菌组成。相比之下，经过完全机械清理的样地的群落主要由地衣寄生菌、凋落物腐生菌、土壤腐生菌和木材腐生菌主导。预定燃烧处理的样地的群落主要由未指定的腐生菌、花粉腐生菌和菌寄生菌主导，这些样地内的营养类群表现出功能相似性。考虑所有样地的类群群落的β-分散分析确认，在这种情况下，处理方式对异质性没有显著影响，处理以来的时间也没有影响（p = 0.28）。

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图5. 非度量多维缩放（NMDS）显示了防火处理的影响，并突出了根据多层次分析显示具有显著相关性的真菌类群。

4. 讨论
4.1. 预定燃烧和处理后经过的时间（RQ1）的影响
我们的分析表明，在预定燃烧一年后，没有观察到对真菌多样性和整体物种丰富度的显著影响，这与我们的初始假设一致。处理后五个月和一年的样本表明，物种丰富度未受火灾影响。然而，从第五个月到第一年多样性逐渐下降可能由外部变量解释，例如环境因素触发了延迟而非早期的变化。这些发现部分支持了我们的假设。尽管多样性下降，但丰富度保持稳定。这表明火灾引发了真菌群落组成的重构，而没有导致显著的物种损失，从而允许真菌群Entoloma 是一种外生菌根（ECM）属，也被发现在不同严重程度的火灾影响环境中存在（Salo 和 Kouki，2018）。许多 ECM 物种的存在表明，它们在生态系统恢复的早期阶段可能起着重要作用，包括土壤稳定和火灾后一年的土壤微生物群的恢复（Salo 和 Kouki，2018）。指示性分类单元对计划性燃烧的不同反应可以通过决定其耐火性和火灾后竞争成功的功能特征来解释。嗜火和耐火真菌通常会产生耐热孢子或菌核，表现出快速的菌丝生长，并能代谢产生热量的碳底物，此外还能通过风或烟雾高效传播（Fox 等人，2022；Glassman 等人，2016；Mims 和 Mims，2004）。与烧毁区域相关的 Neurospora terricola 和 Alternaria alternata 拥有DNA修复机制和耐逆酶，使它们能够承受火灾引起的氧化损伤（Ma 等人，2021）。其他腐生真菌，如 Mortierella 和 Chaetomium，结合了广泛的底物利用能力，包括热解有机物，并在火灾后开放、营养贫瘠的生态位中具有竞争优势（Ozimek 和 Hanaka，2021）。在外生菌根真菌中，Geopora 和 Terfezia 在火灾后一年的出现表明存在深层菌丝网络或隐秘的繁殖体，这些繁殖体能够逃避热损伤，或者从相邻未烧毁的区域快速重新定殖（Hernández-Rodríguez 等人，2013；Salo 和 Kouki，2018）。这些基于特征的机制有助于我们更深入地理解火灾后的真菌群落组装过程，而不仅仅是简单的分类学识别。此外，检测到如 Glomus invermaium 这样的菌根真菌种类，表明植被恢复已进入特定阶段（Bi 等人，2020；Guan 等人，2020）。Claroideoglomus 属也被强烈关联到植被恢复阶段（Bi 等人，2020），并且在火灾事件后能够有效定殖于植物根部（Palta 等人，2024）。

我们的第二个假设得到了证实。计划性燃烧改变了真菌群落的组成，特别是 ECM 和未特定腐生真菌的相对丰度。火灾前，ECM 物种非常丰富，而未特定腐生真菌则很少见。相比之下，火灾五个月后，ECM 的丰度显著下降，而腐生真菌则明显增加。然而，在干扰一年后（时间点2），ECM 真菌大幅恢复，达到火灾前的水平，而腐生真菌的丰度则下降。这种动态已经被先前记录下来，并为真菌群落的韧性提供了关键见解（Espinosa 等人，2025；Oria-De-Rueda 等人，2008）。如上所述，计划性燃烧改变了物种丰富度和群落组成。然而，从功能角度来看，一年的时间就足以观察到 ECM 和腐生真菌等关键类群的功能恢复趋势。这表明 ECM 的功能能力有可能恢复，这可能与宿主植物（如 Cistus ladanifer）的重新建立有关，后者可以在火灾后为菌根群落的恢复提供开放生态位（Hernández-Rodríguez 等人，2013）。NMDS 和 PERMANOVA 分析表明，一年后真菌群落组成仍然与火灾前有显著差异。然而，这并不排除某些特定类群的功能恢复趋势（Yan 等人，2018）。腐生真菌的显著减少及其后的恢复，以及 ECM 丰度的并行增加，表明这两个关键功能类群存在营养重组趋势，尽管尚未实现完整的分类学群落恢复（Hernández-Rodríguez 等人，2013）。总体分类学群落的恢复预计会更慢，因为它取决于更广泛的环境和生态因素，包括物种特定的传播限制、微生境偏好和演替动态（Fox 等人，2022；Tomao 等人，2020）。因此，组成恢复可能需要比功能恢复更长的时间框架，这强调了在评估干扰后生态系统恢复时区分分类学和功能韧性的重要性。未来的研究应延长对分类学和功能恢复轨迹的时间监测，因为这些过程可能是相关的但不一定是同步的（Espinosa 等人，2025；Martín-Pinto 等人，2022）。理解它们的独立动态对于全面评估火灾后的生态系统韧性至关重要。

我们承认没有直接评估指示性类群（如 ECM 真菌）的功能活动的局限性。然而，我们对功能恢复的推断基于来自环境 DNA 代谢组学的营养类群分配（P?lme 等人，2020；Tanunchai 等人，2023；Yan 等人，2018）。虽然这种方法检测到所有真菌遗传物质，包括孢子、休眠繁殖体和残余 DNA，但并不直接测量代谢活动，但跨类群观察到的连贯且生态学上一致的模式提供了潜在功能重组的稳健指标。此外，Tanunchai 等人（2023）确认 FungalTraits 和 FUNGuild 是进行功能特征推断的合适工具，尽管 FungalTraits 对腐生真菌、植物病原体和内生真菌的覆盖范围更广，支持其作为生态代理的可靠性。特别是，外生菌根真菌在火灾后减少的趋势以及一年内逐渐恢复的趋势，与 Yan 等人（2018）的发现一致，后者使用了类似于我们的方法，基于环境 DNA 代谢组学来跟踪土壤真菌的功能恢复，证明了营养类群丰度的变化（如共生真菌的增加和腐生真菌的减少）是生态系统功能恢复的有效指标。尽管如此，未来的研究应结合酶测定或转录组学方法来阐明这些类群水平的具体功能变化。这种恢复轨迹与预期中的快速恢复火耐性宿主灌木 Cistus ladanifer 一致，该物种以其快速的火灾后再生能力而闻名——这种竞争优势与其与多种 AM 和 ECM 真菌建立关联的能力相结合（Comandini 等人，2006）。

另一方面，我们研究中观察到的快速功能恢复与 Marchal 等人（2025）报告的长期变化形成对比，他们发现在逐渐被灌木入侵的亚高山草原中，高灌木覆盖率与外生菌根真菌的急剧持续减少和腐生真菌的同时增加有关——这种变化归因于宿主可用性和凋落物质量的变化。我们的结果表明，低强度的一次性干扰（如计划性燃烧）只引发了短暂的变化，之后土壤微生物群的功能平衡得到了恢复。Quintana-Esteras 等人（2025）的报告也支持了短期功能恢复，他们发现通过 CLPP 评估的土壤微生物群功能潜力和通过胶乳菌素评估的丛枝菌根真菌活性在计划性燃烧或机械清理两年后保持不变，进一步强调了土壤微生物群对这些管理措施的短期韧性。另一方面，将这些发现放在生态系统恢复的更广泛时间框架内考虑是重要的；例如，长期研究监测特定功能间接参数（如胶乳菌素相关土壤蛋白的储备，作为丛枝菌根真菌活性的指标）发现，虽然短期的热效应可能很小，但这些生化池的变化可以在火灾后6到10年内显现和累积（Emran 等人，2026）。

火灾干扰对群落组成的变化反映了类群层面的功能韧性机制，表明土壤真菌群落内部存在重组和适应动态，部分归因于火灾后的植被恢复过程（Glassman 等人，2016；Hernández-Rodríguez 等人，2013）。在这项研究中，植物群落主要由 Cistus ladanifer 主导，它能够与超过200种 ECM 和 AM 真菌建立菌根关联（Comandini 等人，2006）。此外，由于其火耐性，C. ladanifer 在火灾后迅速生长，从而在早期演替阶段提供适宜的宿主条件，促进了 ECM 类群的恢复（Hernández-Rodríguez 等人，2013；Martín-Pinto 等人，2006）。Maurice-Lira 等人（2025）之前记录了火灾前后菌根和腐生类群的差异动态，他们观察到火灾导致菌根物种多样性减少，因为宿主植被的丧失。相比之下，腐生真菌从剩余的有机物和开放的、无竞争的生态位中受益（Espinosa 等人，2023a）。这解释了火灾后五个月采集的土壤样本中 ECM 减少和非特异性腐生真菌增加的现象。此外，C. ladanifer 的共生可塑性加上其嗜火生态特性使其能够在火灾后环境中快速建立。这种能力促进了火灾后一年菌根真菌（包括 AM 和 ECM 真菌）的重新定殖（Hernández-Rodríguez 等人，2013；Martín-Pinto 等人，2006），促进了土壤微生物群的功能和营养韧性。Hernández-Rodríguez 等人（2013）的研究支持了我们的发现，因为他们研究了以 C. ladanifer 为主的地中海生态系统中的火灾后真菌演替，早期火灾后检测到42种 ECM 类群，晚期火灾后检测到58种。这些发现突出了 C. ladanifer 在支持火灾影响生态系统中的菌根类群功能恢复方面的生态作用。

此外，ECM 和腐生真菌在火灾前后不同的动态对生态系统恢复机制有重要意义。如 Doerr 等人（2025）和 Pereira 等人（2023）所述，火灾主要影响土壤表层2厘米内的物理化学和生化性质；然而，许多研究表明大多数 ECM 真菌存在于更深的层次，与它们的光合共生体的根相互作用。在这种情况下，我们整合的0-10厘米采样方法显示出，尽管火灾的直接热效应是表面的，但其通过宿主植物移除和随后的微气候变化的间接生态影响可以改变更深层次的真菌群落。因此，使用我们整合的0-10厘米采样深度，我们检测到类群丰度的完全恢复在十二个月内实现。然而，我们承认一个重要限制：这种采样设计无法区分表层（0-2厘米）的活跃重新定殖和深层繁殖体或菌丝网络的持续存在（3-10厘米），后者可能没有受到低强度火灾的直接影响。观察到的快速重组有两种非互斥的解释：（i）从外部来源的表层活跃重新定殖，因为存活的真菌孢子可以通过烟雾在长距离内传播（Mims 和 Mims，2004）；（ii）深层菌丝网络或繁殖体的持续存在和随后的恢复，这些网络或繁殖体由于低强度火灾的表层性质而免受热损伤（Doerr 等人，2025）。第二种机制与之前的火灾后研究结果一致，这些研究表明5-10厘米深度的真菌群落往往受火灾干扰的影响较小，允许更深层次的土壤层作为菌根和腐生真菌的避难所（Doerr 等人，2025；Qin 和 Liu，2021）。因为我们的整合0-10厘米采样设计无法区分这些过程，所以这些火灾管理生态系统中的真菌群落韧性可能是由表层重新定殖和深层生物库共同支持的。为了阐明这些过程的相对贡献，未来的研究可以采用分层采样（例如0-3厘米和3-10厘米）。这种方法将允许研究人员确定恢复是由外部繁殖体的到来还是由幸存于热影响的深层菌丝网络的重新激活驱动的。因此，分层设计可能是关键的，因为显著的热改变区域通常仅限于最上面的1-2厘米矿物土壤，而更深层次的土壤层可能作为潜在的避难所（Doerr 等人，2025）。这两种假设都是合理的且非互斥的，解决它们的相对重要性对于发展火灾后真菌韧性的机制性理解至关重要。阐明深层作为关键避难所的作用将进一步加强我们对火灾后土壤微生物群功能恢复的理解。

4.2. 野生火防止措施的比较效果分析（RQ2）

物种多样性没有受到处理的显著影响，从而支持了我们的第三个假设。Martín-Pinto 等人（2023）发现，无论是全面的机械清理还是计划性燃烧都没有显著影响 Cistaceae–橡树生态系统中的真菌丰富度。这可能是由于两种类型的干扰都导致了物种的相对损失，从而对多样性产生了中性影响。对不同真菌类群相对丰度水平的分析显示，与对照地块相比，ECM真菌在防火处理后经历了早期且显著的下降。然而，在管理干预后，它们表现出快速的恢复。这些结果表明，规定的燃烧和全面清理并没有显著损害这一生态相关功能类群的恢复力，从而支持了我们的第四个假设。如前所述，ECM真菌的动态可能与共生宿主的损失有关，因为规定的燃烧减少了宿主植物的可用性，并通过热暴露直接影响ECM菌根（Tomao等人，2020年）。尽管如此，如Cistus ladanifer（Buscardo等人，2015年；Martín-Pinto等人，2006年）和先锋草类（Azul等人，2010年）等火生植物的快速恢复促进了菌根类群的恢复。有证据表明，火灾后的土壤微生物组更多地依赖于宿主植物物种的演替动态和资源可用性（Tomao等人，2017年；Maurice-Lira等人，2025年）。同时，土壤腐生生物和未特定腐生生物的趋势表明，防火处理改变了生态位和营养物质的可用性，尽管全面清理对菌丝网络的影响较小（Amalia等人，2021年；Livne-Luzon等人，2021年；Salo和Kouki，2018年）。规定的燃烧导致未特定腐生生物的丰度显著高于对照组和清理组，表明火灾促进了这些功能类群的早期增殖，它们利用了开放的生态位和热解有机物（Fox等人，2022年）。尽管这种趋势会随时间减弱，但火灾的初始影响在生态上是重要的，促进了土壤微生物组的功能重组。类似的研究也报告了规定燃烧或全面清理后类群丰富度的显著差异（Martín-Pinto等人，2023年；Sanz-Benito等人，2022年）。处理措施显著影响了真菌群落的组成，全面清理地块的群落在控制组和燃烧组之间。这与火灾作为更新驱动力的观点一致，有利于适应火灾的物种（Greenwood等人，2023年），改变真菌功能（Hopkins等人，2021年），并产生以腐生生物为主的群落，正如其他森林生态系统中所报道的（Cuberos等人，2024年）。机械清理后，叶片生物量及其微生物群落被纳入土壤中，这解释了我们在分析中看到这些类群的原因。相比之下，对照组的物种组成保持稳定，以ECM真菌为主，因为它们的共生体没有受到火灾的干扰。多层次模式分析证实，观察到的群落结构是由处理类型和自干预以来的时间共同作用的结果。尽管ECM真菌在对照组中比在处理组中更丰富，但在以Cistus ladanifer为主的生态系统中之前观察到的ECM分类单元，如Entoloma（Hernández-Rodríguez等人，2013年）和Russula（Albuquerque-Martins等人，2019年），也在全面机械清理的地块中被识别出来。这些结果与先前的研究一致（Hernández-Rodríguez等人，2013年；Martín-Pinto等人，2006年，2022年），支持了ECM真菌与C. ladanifer之间存在密切共生关系的观点，无论是在未管理条件下（对照组）还是通过全面清理管理的地块中。规定燃烧后一年ECM真菌的恢复表明，在以C. ladanifer为主要物种的生态系统中，由于菌根真菌与C. ladanifer之间的互利相互作用，促进了从腐生生物到ECM真菌的功能演替（Martín-Pinto等人，2022年）。需要澄清的是，用于表明ECM真菌丰度恢复的基线是指处理前的水平，而不是未管理的对照组。处理后一年，规定燃烧和机械清理地块中的ECM真菌丰度仍显著低于对照组。因此，ECM真菌相对于其初始（基线）状态的相对恢复代表了处理地块内的时间恢复力，而与未管理对照组的等同性反映了不同的基准，这可能需要更长的时间框架，或者如果干扰导致群落结构的持久变化，则可能永远无法达到。从这个意义上说，处理组和对照组之间的持续差异可能反映了成熟宿主植物的持续缺失或土壤属性尚未恢复到干扰前的状态（Doerr等人，2025年；Martín-Pinto等人，2022年）。从管理角度来看，这一细微差别至关重要：尽管减少燃料的处理可能在第一年内促进关键类群（如ECM真菌）的功能恢复，但这并不一定意味着群落会恢复到未管理区域的状态。因此，土地管理者必须平衡减少火灾风险的目标与长期组成差异的潜力，认识到某种程度的差异可能是增强野火预防的可接受权衡（Espinosa等人，2023b；Magarzo等人，2023年）。在燃烧地块中发现了喜火性的Lyophyllum spp.物种；这个属特别值得注意，因为许多物种以其可食用性或ECM生态学特性而闻名，例如Lyophyllum shimeji（Kobayashi等人，2023年；Visnovsky等人，2014年）。相比之下，一些被归类为有毒或高度有毒的Cortinarius spp.物种（Danel等人，2001年），并且已知特别容易受到规定燃烧管理的影响（Malajczuk等人，1987年），仅在对照组中被发现，而在燃烧地块中没有。因此，规定燃烧不仅是减少可燃生物量的可行策略，还可以通过减少有毒物种（如Cortinarius spp.）的存在来调节土壤真菌群落（Malajczuk等人，1987年），并促进具有食用价值的物种。先前的研究表明，火灾调节真菌群落而不损害可食用物种（如B. edulis）的生产力（Martín-Pinto等人，2006年；Oria-De-Rueda等人，2008年）；然而，这些效应在燃烧后的第一年内并不总是明显，因为它们通常在干预后大约三年才出现，特别是在以C. ladanifer为主的生态系统中（Hernández-Rodríguez等人，2015年）。总之，在以C. ladanifer为主的生态系统中进行规定燃烧具有双重好处：减少燃料和调节土壤真菌群落，有利于某些可食用物种（Hernández-Rodríguez等人，2015年）。然而，需要进一步的研究来比较燃烧前后可食用和有毒物种的动态。尽管比较生物气候区域对真菌组成的影响不是本研究的目标，但观察到的与超地中海和热地中海区域相关的真菌群落之间的明显差异不能被忽视。我们的发现与Martín-Pinto等人（2022年）之前的报告一致，他们证明了与伊比利亚半岛不同生物气候区域相关的土壤气候因素可以显著影响土壤真菌群落。温度和湿度等变量是真菌组成的关键驱动因素（Collado等人，2019年；Newsham等人，2016年），降水和温度制度可能限制ECM宿主树种的重新建立（Collado等人，2019年）。此外，营养物质的可用性和土壤特性（如pH值）强烈依赖于气候环境（Newsham等人，2016年；Vieites-Blanco和González-Prieto，2020年），这些因素对于土壤真菌群落的建立至关重要，并与生态系统过程所需的功能类群的恢复密切相关。在这一背景下，我们的发现从管理角度来看尤其重要。尽管预计西班牙北部和南部之间的真菌群落组成会有所不同，但对防火处理的响应模式在两个区域中却出人意料地相似，恢复轨迹遵循可比的趋势，无论地理背景如何。尽管真菌群落在组成上有所不同，但它们重建的时间动态是相当的，表明处理（规定燃烧和全面机械清理）的影响不如区域对土壤真菌组群结构的影响显著。我们对功能恢复的推断基于环境DNA宏条形码分析，它检测总的真菌遗传物质，而不是直接测量代谢活性。然而，跨营养类群观察到的连贯且生态一致的模式为潜在的功能重组提供了可行的代理。这些发现为未来使用互补的分子和酶学方法进一步阐明观察到的类群级动态下的具体功能变化奠定了坚实的基础。我们的研究问题集中在时间动态和地中海范围内处理方法的整体比较上，而不是评估区域间的相互作用。尽管趋势显示超地中海和热地中海社区之间存在明显差异，但未来的研究需要足够的统计能力来明确解决区域×处理交互作用，并识别可以帮助在不同地中海区域细化管理建议的区域特异性指示分类单元。这项研究表明，作为减少燃料的措施，规定燃烧和机械清理不会损害土壤真菌群落的多样性，并表明在地中海Cistus ladanifer灌木丛中，关键功能类群（如外生菌根和腐生真菌）可能在处理后的第一年内恢复。我们的时间分析显示，规定燃烧引发了暂时的组成变化，最初有利于腐生真菌。然而，外生菌根真菌的丰度在一年内恢复到燃烧前的水平，这种恢复力可能得益于如C. ladanifer等火生植物的快速再生。此外，比较分析确认，规定燃烧和机械清理都没有减少总的真菌物种丰富度或多样性。真菌群落的结构在相对丰度方面没有长期中断，表明潜在的功能稳定性。然而，因为我们的推断基于环境DNA宏条形码分析，它并不直接测量代谢活性，因此需要使用补充方法（酶学或转录组方法）进行进一步的研究以确认功能恢复。尽管处理后一年外生菌根真菌的丰度恢复到燃烧前的水平，但真菌群落的组成与燃烧前的条件仍有明显差异，表明一年不足以实现完全的分类群落恢复。这种明显的差异不是矛盾，而是反映了分类学恢复力和功能恢复力之间的区别。虽然功能恢复在这里通过ECM和腐生生物等关键营养类群的相对丰度来评估，但即使尚未实现完全的分类学恢复，功能恢复也可能发生，因为后者依赖于更广泛的生态过程。因此，即使存在组成差异，功能恢复也是完全兼容的。因此，需要更长期的监测来评估观察到的组成差异是否持续存在或最终与未燃烧条件趋同。此外，虽然我们的综合0-10厘米采样捕捉到了恢复趋势，但它无法区分通过风传播的空中孢子的重新定殖与深层存活网络的重新激活，这是未来分层采样应该解决的区分。这些发现对地中海易发生火灾的景观的防火管理具有直接的意义。它们提供了强有力的生态证据，支持使用低强度规定燃烧和机械清理作为与生物多样性兼容的管理工具。生态相关ECM真菌的快速恢复强调了这些灌木丛生态系统对受控干扰的内在恢复力。因此，土地管理者可以更有信心地实施这些减少燃料的处理，有效减轻野火风险，同时保持土壤的生物完整性和功能能力。

作者贡献声明：
Pablo Martín-Pinto：撰写——审阅与编辑、监督、方法学、调查、形式分析、概念化。
Jorge Víctor Maurice-Lira：撰写——审阅与编辑、方法学、调查、形式分析。
Enma Fuentenebro：撰写——原始草案、监督、方法学、调查、数据管理、概念化。
Ignacio Sanz-Benito：撰写——审阅与编辑、调查。
Juan Andrés Oria-de-Rueda：撰写——审阅与编辑、监督、概念化。