公路建设在促进国民经济发展和社会进步中发挥着至关重要的作用，但在公路生产建设过程中涉及大量土体的填挖，引起岩土体移动、变形和破坏，形成多种形态各异的裸露边坡，不稳定的边坡容易引发滑坡、泥石流等地质灾害^[1]，造成极大的安全问题，对周边居民的生命和财产安全造成威胁。因此，边坡治理成为公路建设中极其重要且必须解决的问题。

传统边坡治理广泛采取混凝土或石料挡土墙和护坡面等刚性防护，能稳定边坡，减少滑坡、泥石流等地质灾害的发生^[2]。然而，随着社会发展和生活水平提高，人们对生态要求也越来越高，边坡治理已不仅仅满足于稳定性要求，对生态功能的恢复也越来越重视，边坡生态治理技术应用也越来越多。边坡的植生工程(vegetation engineering)技术是一种边坡生态治理技术，是选择适宜生长的植物，配合边坡基础建设与保护工程，将植物导入边坡护坡工程的方法与技术^[3]。生态治理不仅能够有效稳固边坡结构，预防水土流失及滑坡灾害的发生，改善生态环境与景观效果，还能显著降低建设成本，因此，生态治理逐渐成为当前边坡治理最广泛采用的技术。

公路边坡生态治理效果除了与边坡土体稳定性有关外，还与治理模式及植被恢复时间有关，此外，还与土壤、植被、气候等环境因素有关^[4]。植物多样性和土壤特性是衡量公路边坡生态治理恢复效果的主要指标。植物群落多样性作为植被恢复内在机理的外在表现，是评估植被恢复效果的重要指标之一，不仅反映植物群落的组成和结构，还体现群落的功能和稳定性^[5]。土壤是植物生长最为重要的物质基础，其理化性质对植物的生长发育和群落物种多样性具有直接影响。当前，国内边坡生态治理模式种类繁多，治理效果参差不齐，要确定哪种边坡生态治理效果最好，需要对植物多样性和土壤特性等多因素进行综合评价并深入比较。福州市交通发达，公路密集，且地貌以山地、丘陵居多，在公路建设中出现不可避免的大量挖填地段，形成大量的边坡。鉴于此，本研究以福州市3种常见的公路边坡生态治理模式为研究对象，探究公路边坡不同生态治理模式的植物多样性与土壤特性，对比不同生态治理模式的生态恢复效果，为福州市公路边坡生态治理和提高公路边坡生态恢复效果提供参考依据。

研究区位于福建省福州市(25°15′~26°39′N，118°08′~120°31′E)，气候属典型的亚热带季风气候，年平均气温20.8 ℃，年平均日照时间1 837.5 h，年平均降水量1 314.2 mm。地貌复杂多样，以山地和丘陵为主，土壤以红壤、赤红壤、黄壤、石质土等为典型。

2023年7月，对福州市周边2条典型公路进行调查取样。2条典型公路分别为S308金沙镇沃头至前坑路段和G316竹岐乡路段，S308金沙镇沃头至前坑路段为2022年1月建成通车的省道公路，G316竹岐乡路段为2015年6月建成通车的国道公路，2条线路穿越的地貌主要为丘陵地貌。调查样地选择2条公路中的7处生态治理边坡，均为挖方路堑土石边坡，同一条公路上的生态治理时间相近，采用的表土基本一致，为原剥离的表土回覆。部分公路边坡坡长较长，采用分级治理措施，治理模式分别为液压喷播植草护坡(Ⅰ)、锚索框架地梁内植草护坡(Ⅱ)、人字形骨架植草护坡(Ⅲ)3种。模式Ⅰ将草种、肥料、保水剂等混合物高压喷射到坡面进行绿化，模式Ⅱ结合锚索框架结构并在框架内喷播植草护坡，模式Ⅲ通过在坡面设置人字形骨架并喷播种植植被。根据不同生态治理模式、植被恢复情况、立地环境条件差异共设置15个调查样地，对各样地的边坡环境因子进行调查，样地基本情况见表 1。

每个调查样地按边坡分级情况设置上、中、下3个样方，每个样方内设置乔灌和草本小样方各3个，边坡群落中乔木层较少，故设乔灌小样方，其大小为2 m×2 m，草本小样方为1 m×1 m。记录各样方内物种、数量、多度、频度、盖度等指标。

用具有刻度的管型土钻在每个植被调查样方附近取样，由于边坡土层薄，只采集0~15 cm土层的土壤用于测定土壤容重和含水量。将土钻剩余的土均匀混合，存于无菌自封袋内，低温保存带回实验室。取少量土样存于4 ℃冰箱内用于测定铵态氮、硝态氮含量，剩余土样除去杂物后自然阴干，用于测定土壤pH值和养分含量。土壤抗冲性样品采用200 cm³标准环刀采集，用于原状土冲刷试验，土壤团聚体样品采用统一的硬质塑料盒收集保存。

选择4种常用的植物多样性指数作为评价指标，分别是Margalef丰富度指数(M)、Shannon-Wiener多样性指数(H)、Simpson优势度指数(D)和Pielou均匀度指数(E)，其计算公式如下：

式中：I为重要值；A_r为相对多度；F_r为相对频度；C_r为相对盖度。

式中：A_i表示第i个物种的相对多度；N_i为第i个物种的个体数目；N为样方内所有物种的总数；S为样方内的物种数量。

土壤含水量采用烘干法测定，土壤容重及总孔隙度采用土钻改进环刀法测定^[6]。pH值采用电位法(V_水: V_土=1:2.5)测定；土壤有机质、全氮含量采用碳氮分析仪(德国ELEMENTAR，VARIO MAX)测定；全磷、全钾含量采用高氯酸-氢氟酸消煮-电感耦合等离子体发射光谱仪法测定；硝态氮、铵态氮含量采用氯化钾溶液浸提流动分析法测定；速效磷含量采用氟化铵-盐酸浸提钼锑抗比色法测定；速效钾含量采用硝酸铵-火焰光度法测定^[7]。

采用湿筛法^[7]测定水稳性土壤团聚体组分的含量。选择直径为5.00、2.00、1.00、0.50、0.25 mm的套筛，分别获得粒径(d)>5.00 mm(d₁)、5.00 mm≥d＞2.00 mm(d₂)、2.00 mm≥d＞1.00 mm(d₃)、1.00 mm≥d＞0.50 mm(d₄)、0.50 mm≥d＞0.25 mm(d₅)、d≤0.25 mm(d₆)6个级别的水稳性土壤团聚体含量，计算d＞0.25 mm的水稳性团聚体含量(R_d，%)、团聚体抗破坏率(K_PAD，%)、平均质量直径(mean weight diameter，D_m，mm)、几何平均直径(geometrical mean diameter，D_g，mm)等土壤团聚体水稳性指标。

式中：m_d为d＞0.25 mm的湿筛团聚体质量(g)；m为湿筛土总质量(g)；D_Rd为d＞0.25 mm的干筛团聚体含量(%)；D_Wd为d＞0.25 mm的湿筛团聚体含量(%)；d_i为第i级范围内湿筛团聚体的平均直径(mm)；W_i为第i级湿筛团聚体的质量分数(%)。

土壤抗冲性采用原状土冲刷水槽法测定，同时参照孙丽丽等^[8]的研究方法，试验前将土样浸水12 h至土壤样品饱和，将达到饱和状态的土样静置于平地上8 h以去除重力水，冲刷坡度为调查边坡的实际坡度，根据当地平均降雨量在标准小区的产流情况设冲刷流量为3 L·min^-1，冲刷时间为15 min，每分钟收集1次浑水样，共取15次。试验结束后，将浑水样静置过滤，用铝盒收集泥沙置于105 ℃烘干箱内烘干至恒重，称量烘干后的泥沙质量。土壤的抗冲性采用抗冲指数(antiscouribility，A_S)表示，其数值越大，土壤的抗冲性越强，其计算公式为：

式中：A_S为土壤抗冲指数(L·g^-1)；Q为冲刷流量(L·min^-1)；t为冲刷时间(min)；M为烘干泥沙质量(g)。

用Microsoft Excel 2016、SPSS 25.0和Origin 2021软件进行数据整理、统计分析和绘图，所有数据均通过方差齐性检验和正态分布检验，对不符合正态分布和方差齐性的数据进行对数或平方根转换。先采用成对比较(Duncan检验)检验不同恢复时间或生态治理模式下植物、土壤特性指标之间的差异性(P < 0.05)，再对不同恢复时间和生态治理模式的边坡植被及土壤特征进行双因素方差分析，最后分析植物多样性指标与边坡地形因子及其土壤特性指标的Pearson相关性。所有差异显著性水平设为α=0.05，图表中数值为平均值±标准误。

不同生态治理模式公路边坡的植物组成与重要值如表 2所示，15个调查样地共计有35种植物，分属20科34属，豆科(Fabaceae)植物最多，占总植物种数的23%，其次为菊科(Asteraceae)和禾本科(Poaceae)植物，分别占总种数的14%、11%。恢复1.5 a时，公路边坡共计有11科19属19种植物，恢复8.0 a时，公路边坡共计有14科22属22种植物，不同恢复时间3种生态治理模式公路边坡的植物种数均表现为Ⅱ＞Ⅲ＞Ⅰ。

不同恢复时间及不同生态治理模式公路边坡的植物群落组成及其重要值存在差异。恢复1.5 a时，3种生态治理模式公路边坡的共有植物较多，特有植物较少；而恢复8.0 a时，3种生态治理模式公路边坡的植物种类差异大。在恢复1.5 a时，雀稗(Paspalum thunbergii)、车桑子(Dodonaea viscosa)、白毛灰豆(Tephrosia candida)为3种生态治理模式公路边坡中重要值较大的共有植物，木豆(Cajanus cajan)、芒萁(Dicranopteris pedata)、乌蕨(Odontosoria chinensis)为3种生态治理模式公路边坡中重要值较小的共有植物。恢复8.0 a时，Ⅰ、Ⅱ、Ⅲ生态治理模式公路边坡的草本层重要值最大的植物分别为芒萁(83.82%)、钻叶紫菀(17.49%)、毛蕨(46.24%)，乔灌层重要值最大的植物分别为木油桐(57.07%)、白灰毛豆(66.22%)、多花木蓝(42.37%)。

不同生态治理模式公路边坡的植物多样性如图 1所示。Margalef指数在不同恢复时间均表现为生态治理模式Ⅲ＞Ⅱ＞Ⅰ，其中生态治理模式Ⅲ显著高于Ⅰ(P < 0.05)。恢复1.5、8.0 a的Shannon-Wiener指数、Simpson指数、Pielou指数均表现为Ⅱ＞Ⅲ＞Ⅰ，其中，恢复8.0 a时，生态治理模式Ⅱ、Ⅲ的Shannon-Wiener指数、Simpson指数显著高于Ⅰ(P < 0.05)。

注：不同小写字母表示相同恢复时间不同生态治理模式之间差异显著(P < 0.05)；不同大写字母表示相同生态治理模式不同恢复时间之间差异显著(P < 0.05)。 Note: different lowercase letters indicate significant differences between different eco-governance models for the same recovery time (P < 0.05), and different uppercase letters indicate significant differences between different recovery times for the same eco-governance model (P < 0.05). 图 1 不同生态治理模式公路边坡的植物物种多样性指数 Fig. 1 Plant species diversity index of highway slope under different eco-governance models

图选项

恢复时间对不同生态治理模式的公路边坡植物多样性的影响不同，恢复1.5 a时，生态治理模式Ⅰ的植被Margalef指数、Shannon-Wiener指数、Simpson指数、Pielou指数均大于恢复8.0 a，但差异不显著；而生态治理模式Ⅱ、Ⅲ公路边坡的4个植物多样性指数与Ⅰ相反，均表现为恢复1.5 a小于恢复8.0 a，其中，生态治理模式Ⅱ的Margalef指数、Shannon-Wiener指数及Simpson指数随恢复时间的延长而显著增大(P < 0.05)。不同生态治理模式公路边坡的植物覆盖度如图 2所示，在恢复1.5 a时，3种生态治理模式公路边坡的植被覆盖度表现为Ⅱ＞Ⅲ＞Ⅰ，但差异不显著。恢复8.0 a时，3种生态治理模式公路边坡的植被覆盖度为96.61%~99.19%，3种生态治理模式之间差异不显著。恢复8.0 a时，生态治理模式Ⅰ、Ⅲ的植被覆盖度显著高于恢复1.5 a的植被覆盖度(P < 0.05)。

注：不同小写字母表示相同恢复时间不同生态治理模式之间差异显著(P < 0.05)；不同大写字母表示相同生态治理模式不同恢复时间之间差异显著(P < 0.05)。 Note: different lowercase letters indicate significant differences between different eco-governance models for the same recovery time (P < 0.05), and different uppercase letters indicate significant differences between different recovery times for the same eco-governance model (P < 0.05). 图 2 不同生态治理模式公路边坡的植物覆盖度 Fig. 2 Plant coverage of highway slope under different eco-governance models

图选项

不同生态治理模式公路边坡的土壤理化性质存在差异(表 3)。3种生态治理模式公路边坡的土壤表层均相对疏松，土壤容重表现为Ⅱ＞Ⅲ＞Ⅰ，总孔隙度的表现则相反。相同生态治理模式恢复8.0 a的土壤含水量均高于恢复1.5 a，其中生态治理模式Ⅲ的差异表现显著(P < 0.05)。不同生态治理模式公路边坡的土壤pH值均表现为Ⅲ＞Ⅱ＞Ⅰ，恢复8.0 a时不同生态治理模式间差异显著(P < 0.05)。此外，恢复1.5 a时不同生态治理模式公路边坡的土壤养分水平差异较小，仅有生态治理模式Ⅰ的土壤全钾、速效钾和硝态氮含量与Ⅱ、Ⅲ之间存在显著差异(P < 0.05)；恢复8.0 a时不同生态治理模式公路边坡的土壤养分水平出现较大差异，3种生态治理模式之间土壤有机质和速效钾含量均存在显著差异(P < 0.05)，模式Ⅲ的全氮、全钾、铵态氮和有效磷含量均显著高于Ⅰ、Ⅱ，模式Ⅱ的硝态氮含量显著高于Ⅰ、Ⅲ，全磷含量仅有模式Ⅰ和Ⅱ之间存在显著差异(P < 0.05)。

不同生态治理模式公路边坡的土壤水稳性团聚体分布特征如图 3所示。不同生态治理模式公路边坡的土壤中d₁、d₂、d₆的水稳性团聚体比例较大，分别为9.06%~41.94%、16.82%~22.99%、18.66%~38.10%。同一生态治理模式，恢复1.5 a的公路边坡土壤中d₁~d₅累积的土壤水稳性大团聚体含量均大于恢复8.0 a的。恢复1.5 a的3种生态治理模式公路边坡土壤中，d₁的比例最大，d₅的比例最小；恢复8.0 a的3种生态治理模式公路边坡土壤的d₁比例存在显著差异(P < 0.05)，Ⅰ、Ⅱ中d₆的比例最大，Ⅲ则是d₁的比例最大。

	注：不同小写字母表示相同恢复时间同一粒径不同边坡生态治理模式之间差异显著(P < 0.05)。 Note: different lowercase letters indicate significant differences between different slope eco-governance models for the same particle size for the same recovery time (P < 0.05). 图 3 不同生态治理模式公路边坡的土壤水稳性团聚体粒径分布 Fig. 3 Particle size distribution of soil water-stable aggregates in highway slopes with different eco-governance models
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不同生态治理模式公路边坡的土壤团聚体水稳性特征值如图 4所示。相同生态治理模式下，恢复1.5 a的土壤团聚体水稳性特征值均大于恢复8.0 a，且生态治理模式Ⅱ的差异显著(P < 0.05)。恢复8.0 a时，3种生态治理模式的土壤团聚体水稳性4个特征值均表现为Ⅲ＞Ⅰ＞Ⅱ；恢复1.5 a时，3种生态治理模式的R_d和K_PAD差异不显著，但D_m和D_g值均表现为Ⅲ＞Ⅱ＞Ⅰ，且Ⅰ与Ⅲ之间差异显著(P < 0.05)。

注：不同小写字母表示相同恢复时间不同生态治理模式之间差异显著(P < 0.05)；不同大写字母表示相同生态治理模式不同恢复时间之间差异显著(P < 0.05)。 Note: different lowercase letters indicate significant differences between different eco-governance models for the same recovery time (P < 0.05);and different uppercase letters indicate significant differences between different recovery times for the same eco-governance model (P < 0.05). 图 4 不同生态治理模式公路边坡的土壤团聚体水稳性特征值 Fig. 4 Characteristic values of soil water stability aggregate of highway slope under different eco-governance models

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不同生态治理模式公路边坡的土壤抗冲指数如图 5所示。不同生态治理模式，恢复1.5 a的土壤抗冲指数均大于恢复8.0 a，Ⅰ和Ⅱ的差异显著(P < 0.05)。恢复1.5 a和恢复8.0 a的3种生态治理模式公路边坡的土壤抗冲性均表现为Ⅲ＞Ⅱ＞Ⅰ，其中，生态治理模式Ⅲ的土壤抗冲指数显著高于Ⅰ和Ⅱ(P < 0.05)。

注：不同小写字母表示相同恢复时间不同生态治理模式之间差异显著(P < 0.05)；不同大写字母表示相同生态治理模式不同恢复时间之间差异显著(P < 0.05)。 Note: different lowercase letters indicate significant differences between different eco-governance models for the same recovery time (P < 0.05);and different uppercase letters indicate significant differences between different recovery times for the same eco-governance model (P < 0.05). 图 5 不同生态治理模式公路边坡的土壤抗冲指数 Fig. 5 Soil anti-scourability index of highway slope under different eco-governance models

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将不同恢复时间和生态治理模式的公路边坡植物多样性及土壤特征进行双因素方差分析，结果如表 4所示。生态治理模式对Margalef指数、Shannon-Wiener指数、Simpson指数有极显著影响(P < 0.01)，对Pielou指数有显著影响(P < 0.05)。恢复时间对植物多样性指数的影响较小(P>0.05)，但对植被覆盖度有极显著影响(P < 0.01)。

生态治理模式对土壤物理性质均有显著影响，但在土壤化学性质方面仅对土壤pH值和全钾含量有极显著影响(P < 0.01)。恢复时间对土壤含水量有显著影响(P < 0.05)，对全氮、全磷、速效钾含量均有极显著影响(P < 0.01)，对土壤其他理化性质指标的影响不显著。

恢复时间与生态治理模式对土壤团聚体水稳性和抗冲性指标有较大影响，除了生态治理模式对K_PAD的影响不显著，对其余指标的影响均达显著(P < 0.05)或极显著水平(P < 0.01)。

总体上，恢复时间与生态治理模式对植物多样性、土壤理化性质、土壤团聚体水稳性和抗冲性等有影响，但交互作用不强。生态治理模式对植物多样性指数、土壤的物理性质、pH值、土壤团聚体水稳性和抗冲性有较大影响，恢复时间对植被覆盖度、土壤的养分含量、土壤团聚体水稳性和抗冲性有较大影响。

不同生态治理模式公路边坡特性及其土壤特性与植物多样性的相关性分析如图 6所示。Margalef指数、Shannon-Wiener指数、Simpson指数、Pielou指数及植被覆盖度之间均存在相互的极显著正相关(P < 0.01)。植物多样性指数、植被覆盖度均与全钾含量呈极显著正相关(P < 0.01)；除Pielou指数外，其余3个植物多样性指数均与土壤全氮、全磷含量呈显著负相关(P < 0.05)或极显著(P < 0.01)负相关，与A_S呈显著(P < 0.05)或极显著(P < 0.01)正相关；Margalef指数、植被覆盖度与恢复时间存在显著(P < 0.05)或极显著(P < 0.01)正相关。R_d、K_PAD、D_m、D_g及A_S之间均存在相互的极显著正相关(P < 0.01)，土壤有机质含量与R_d、K_PAD、D_g呈极显著正相关(P < 0.01)，与D_m呈显著正相关(P < 0.05)；全氮、全磷含量与R_d呈极显著正相关(P < 0.01)，全氮含量与K_PAD、D_g呈显著正相关(P < 0.05)；全钾含量与A_S呈极显著正相关(P < 0.01)；硝态氮含量与D_m、D_g及A_S存在显著(P < 0.05)或极显著(P < 0.01)负相关；有效磷、速效钾含量与R_d、K_PAD、D_m、D_g存在显著(P < 0.05)或极显著(P < 0.01)正相关。边坡坡长与Margalef指数、植被覆盖度、土壤含水量呈显著负相关(P < 0.05)；坡度与R_d、K_PAD、D_m、D_g及A_S呈极显著负相关(P < 0.01)。

	注：**表示极显著相关(P < 0.01)；*表示显著相关(P < 0.05)。 Note: **indicates highly significant correlation (P < 0.01), * indicates significant correlation (P < 0.05). 图 6 边坡特性及其土壤特性与植物多样性的相关性分析 Fig. 6 Correlation analysis between plant diversity and slope and soil characteristics
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生态恢复最直接的体现是植被的恢复，多样性指数是反映群落结构特征的定量指标，可反映群落植被恢复水平^[9]。边坡生态治理的植被恢复与治理模式、恢复时间、边坡特性等因素有关。本研究中，生态治理模式Ⅱ和Ⅲ的植物多样性指数均高于Ⅰ，表现出更好的植物多样性，可能是由于这两种模式都具备阻挡雨水冲刷、避免基材分离的稳定结构优势，植物生长的基质得以固定，可保证种子的萌发与生长，使群落结构具有较高的多样性与稳定性。不同护坡模式的植物多样性为骨架护坡＞骨架+植生袋＞挂网喷播，具有骨架结构的生态护坡模式的植物多样性更高^[10]，与本研究结果相似。此外，不同生态治理模式下，恢复8.0 a的植被覆盖度均高于恢复1.5 a，与已有的研究结果基本一致^[11]，这是因为边坡治理的前期(1~2 a)，植被的生长恢复与生态治理技术、管理水平密切相关，植物种类适应性差、边坡基质土壤不适宜、边坡地形因子差异等都会影响植物的萌发与生长，进而影响植被覆盖度。同时，合理的植被群落配置是边坡治理成功的关键因素，与纯草配置和灌草配置模式相比，乔灌草多层次配置模式治理的边坡群落稳定性更高^[12]。这是因为在乔灌草多层次配置模式中，不同植物可通过占据不同的生态位，减少种间竞争，促进更多物种共存。生态治理模式Ⅰ与Ⅱ、Ⅲ的植物多样性表现相反，恢复8.0 a时的植物多样性指数均比恢复1.5 a时低，这可能是随着时间的推移，生态治理模式Ⅰ的早期先锋物种被后期优势物种取代，从而导致多样性指数下降^[13]。坡度会影响土壤水分而间接影响植被的恢复，坡度较大的边坡，降水后水分容易流失导致坡面土壤干旱，不利于植物的生长^[14]。Margalef指数、植被覆盖度均与坡长呈显著负相关，这可能是较长的坡长会使得坡面上的水分和养分分布不均，从而影响植物的多样性和植被覆盖度。公路边坡生态治理2 a后，其他物种会逐渐侵入，随着恢复时间的延长，植物的多样性指数增大，植被覆盖度也随之升高。

土壤容重与孔隙度是评估土壤结构特性及通气性能的关键参数，反映了土壤在保持和调节水源方面的能力，是衡量其水源涵养功能的重要标尺^[15]。边坡基质质量会影响植被恢复效果，优质的边坡基质应具备良好的透气性、保水性及植物生长所需肥力。3种生态治理模式公路边坡的土壤容重表现为Ⅱ＞Ⅲ＞Ⅰ，总孔隙度反之，且生态治理模式Ⅱ的土壤含水量最低，说明生态治理模式Ⅰ在改善土壤通透性方面表现出明显的优势，这可能与其喷播种子的混合液中含有土壤改良剂(如保水剂等)有关。另外，恢复1.5 a时，3种生态治理模式公路边坡的土壤容重均小于1.0 g·cm^-3，这可能与喷播土层中混有生长基质、黏合剂等添加物有关，含有较多的有机质，从而降低了土壤容重^[16]。不同生态治理模式对土壤物理性质及pH值有显著影响，这与杨敏等^[17]的研究结果一致。3种生态治理模式公路边坡的土壤pH值表现为Ⅲ＞Ⅱ＞Ⅰ，可能是由于生态治理模式Ⅱ和Ⅲ的植物多样性较高，凋落物向土壤中输入大量的有机物质，可促进腐殖质的形成和土壤pH值增大。生态治理模式Ⅱ公路边坡的植物多样性虽高，但其土壤物理性质最差，可能是公路边坡原生土壤条件较差，在短时间内难以通过植被恢复改善。

在公路边坡治理过程中，土壤抗蚀性对边坡土壤稳定和植被恢复均有重要影响。R_d和K_PAD是表征土壤抗蚀性的主要指标，R_d和K_PAD越大，土壤的抗蚀能力越强；D_m和D_g是评价土壤结构和水稳性的常用指标，D_m和D_g值越大表示土壤团聚体的平均粒径团聚度越高，稳定性就越好^[18]。3种边坡生态治理模式中，Ⅲ的R_d、K_PAD、D_m、D_g最大，土壤团聚体水稳性最高，且其土壤抗冲指数显著高于Ⅰ和Ⅱ，主要是由于其物种数量多，更多的植物根系在土壤中交织，增加土壤颗粒间的胶结力，从而提高土壤的抗冲性。另外，恢复8.0 a的土壤水稳性、土壤抗冲性、土壤有机质、全氮、全磷含量均低于恢复1.5 a，这可能是长时间的粗放管理造成有机质等主要养分流失，而土壤有机质是土壤水稳性团聚体的有机胶结剂^[19]，土壤有机质含量降低其团聚体水稳性及土壤抗冲蚀性能也随之变差。此外，本研究中土壤团聚体水稳性4个指标及土壤抗冲指数与坡度存在极显著负相关，这是因为边坡坡度越大其稳定性和抗冲蚀性能越低^[20]。本研究中土壤含水量与坡长呈显著负相关，刘浩等^[21]研究发现，道路边坡土壤水分与坡度呈明显的指数函数关系，表现为边坡土壤水分随坡长增加而减少。因此，在公路边坡防护中确定合理的边坡坡度与坡长对植被生长及边坡稳定性意义重大。

植物多样性与土壤因子之间的关系变化受到土壤养分含量及其可利用性的影响，植物群落的物种多样性随土壤肥力增大而升高^[22-23]，在小尺度内可利用的土壤养分和植物多样性呈负相关^[24]。本研究发现，Margalef指数、Shannon-Wiener指数和Simpson指数与土壤全氮、全磷含量呈负相关关系，主要是因为土壤中的氮、磷是植被生长恢复过程中不可或缺的营养元素^[25]，而公路边坡在长期恢复过程中土壤全量养分得不到外源补充，使得土壤养分随植物多样性的升高呈降低的趋势。土壤pH值是土壤化学性质的主要指标，通过影响土壤养分的有效性进而影响植物多样性的变化，硝态氮积累会导致土壤酸化^[26]。本研究中，土壤pH值、Margalef指数、Shannon-Wiener指数与硝态氮含量之间呈显著的负相关关系，这可能与边坡植物对不同形态氮的吸收偏好有关。Margalef指数、Shannon-Wiener指数与土壤pH值(5.24~7.34)呈正相关关系，这还与物种多样性会随着土壤pH值变化的阈值有关，当pH值超过7后，植被生长发育受限，植物多样性下降^[27]。本研究中未发现土壤容重、总孔隙度及含水量等土壤物理特性与植物多样性指标有显著的相关关系，这可能与公路边坡土壤通常较干旱，在设计选择植物类型时，优先考虑抗旱性较好的物种有关^[28]，还可能与土壤密度和含水量对植物多样性的作用仅属于中等程度^[29]有关。在土壤稳定性方面，Margalef指数、Shannon-Wiener指数和Simpson指数与土壤抗冲指数呈正相关关系，这是因为植物多样性越高，边坡土壤抗冲性与稳定性越强。

不同生态治理模式和恢复时间的公路边坡植被群落特征差异显著，生态治理模式Ⅱ(锚索框架地梁内植草护坡)和Ⅲ(人字形骨架植草护坡)的植物多样性优于Ⅰ(液压喷播植草护坡)，相同生态治理模式恢复8.0 a的植被覆盖度大于恢复1.5 a的植被覆盖度。恢复1.5 a时，不同生态治理模式之间的土壤理化性质差异较小；恢复8.0 a时，不同生态治理模式公路边坡的土壤理化性质差异较大，Ⅲ的土壤理化性质相对较良好。3种生态治理模式下，恢复1.5 a公路边坡的土壤团聚体水稳性和土壤抗冲性均大于恢复8.0 a，生态治理模式Ⅲ公路边坡的土壤团聚体水稳定性、土壤抗冲性最佳。生态治理模式Ⅲ在植被特征、土壤稳定性及抗侵蚀方面具有较强优势，恢复一定时间后，土壤理化性质相对较好，为公路边坡生态治理效果较佳模式。公路边坡生态治理模式应用过程中应综合考虑边坡坡长、坡度特性，减小坡度和缩短坡长可获得更佳的生态治理效果。