介绍
土壤有机碳 (SOC) 储存通常被提议作为基于自然的气候变化解决方案，重点关注管理土地（包括农业区、公园和森林）中土壤碳 (C) 固存的潜力 [ 1 , 2，3 ]。最近的研究表明，城市绿地表层土壤中的 SOC 含量与邻近自然生态系统中测量的SOC含量相当[ 4 ] ，这强调了城市土壤在碳储存方面也可能发挥重要作用[ 1,5,6,7 ]。

土壤中储存的有机碳包括来自植物、动物和微生物的不同分解阶段的有机物以及黑碳（BC），黑碳是不完全化石燃料和生物质燃烧的副产品。然而，许多量化城市土壤碳的研究并没有区分这两个部分[ 4,5,8 ]。尽管如此，BC 对 SOC 的贡献仍然是显着的 [ 9 ]，最近对不同土地利用类型、火情和土壤类型的 SOC 中的 BC 进行的全球综合分析表明，BC 可以占城市土壤中 SOC 的 40% [ 10 ]。

黑碳是燃烧产物的连续体，范围从轻微烧焦的生物质粗颗粒到高度浓缩的亚微米级烟灰和石墨颗粒[ 11 , 12 ]。尽管BC的物理和化学性质沿着这个连续体变化，但所有形式的BC都具有高C含量、化学异质性并且具有芳香核[ 11 ]。BC 颗粒的芳香性和相关的低反应性导致其在土壤中的周转时间比未燃烧的有机 C 更长 [ 12 , 13 ]。此外，BC 颗粒吸附矿物质和有机化合物，从而对 BC 进行物理保护，使其免受微生物分解 [ 14 , 15 ]]。BC 的化学异质性也会降低 BC 的生物降解性。总之，碳化碳具有热稳定性和化学稳定性，并且比其他形式的有机碳在土壤剖面中的持续时间更长[ 13,16,17 ]。BC 的估计停留时间从数百年到数千年不等[ 12 ]。

在全球范围内，生物质燃烧是环境中黑炭最重要的来源[ 14 , 15 ]。然而，在城市地区，黑碳主要由柴油动力车辆、固定燃料燃烧（例如煤炭）、住宅燃​​料燃烧和工业过程排放[ 18 ]。排放后，颗粒大小决定了黑碳在降水（湿沉积；[ 19 ] 或干燥形式 [ 11 , 18 ] ）沉积到土壤之前可以行进的距离。较小的颗粒（例如烟灰）可以在大气中停留数天至周 [ 20 , 21]，而较大的颗粒则迅速脱落并进入靠近源头的土壤。一旦融入土壤，BC 就会在土壤剖面中积累，或者通过风和水的侵蚀而流失[ 12,22,23,24 ]。在土壤中，BC 很容易被真菌菌丝分解 [ 22 , 24 ]。当出口或沉积到水体中时，BC 会发生光降解 [ 25 , 26 ]。

城市地区是生物地球化学热点[ 27 ]，碳排放量高​​，碳储存潜力大[ 28 ]。然而，城市土壤碳储存目前并未在碳循环模型中得到很好的体现[ 28 , 29 ]。因此，通过考虑城市碳源和汇来了解城市在全球碳循环中的作用非常重要。为了更好地了解城市碳汇，需要准确测量 SOC 组成部分（BC 和总有机碳 (TOC)），特别是考虑到这些部分对长期碳储存的不同贡献。

为了解决这一关键的知识差距，我们收集了 26 项全球研究的数据，这些研究报告了城市土壤 BC 含量和比例的测量结果。考虑到城市土壤文献中该术语的普遍性，我们在这里使用术语“黑碳”而不是“热解碳”。我们还研究了土地利用/土地覆盖和气候变量（即年平均土壤温度、年平均降水量）作为黑碳含量和对城市土壤贡献的潜在驱动因素。

方法
文献检索和研究选择
我们通过三步过程收集了城市土壤中 BC 和 TOC 含量的数据。研究被确定、筛选资格，然后被选择包含在数据集中。我们使用以下搜索字符串进行了 Web of Science 文献检索，以识别在英语期刊上发表的所有（即没有预定时间范围）现有的同行评审研究：“城市土壤*”和“黑碳”或“元素碳” ”或“火衍生碳”或“热解碳”。最初的搜索产生了 1973 项研究。所有研究的标题和摘要均经过筛选，以确定它们是否包含城市土壤中细菌碳含量的数据。如果研究将某个地点归类为“城市”，或者该地点位于人口至少为 5000 名居民的发达地区，则该地点被归类为“城市”[ 30]。共有 33 个来源（约 2%）符合初步筛选标准。大多数未入选审查的研究报告了空气和沉积物中的细菌繁殖，而不是土壤中的细菌繁殖，或者是在非城市地区进行的。使用相同的标准对 33 项研究（n  = 2003）中引用的参考文献进行筛选，以寻找其他潜在的研究。另外四项相关研究被确定为有资格纳入数据集中。最后，我们确定了一篇未发表的论文，该论文未出现在搜索中 [ 31 ]。

通过检索过程确定的所有出版物在最终选择之前都经过全面审查。如果将城市和非城市土壤的土壤样品混合在一起，我们就不再考虑研究，因为这使我们无法确定城市土壤的BC含量。我们还排除了 BC 测定方案不明确的论文以及重复先前研究中报告的数据的论文。在这些情况下，最早的出版物包含在综合中。总共选择了 26 项满足上述标准的研究（附加文件1：表 S1）。

数据提取和编码过程
从这些研究中，我们提取了有关 BC 和 TOC 含量、城市、气候、土壤、土地利用和土地覆盖特征以及采样和分析协议的数据。数据以两个尺度记录：城市尺度和场地尺度。

对于每个城市，我们记录了纬度、经度、人口规模和海拔 (masl) 的信息。如果某个城市没有提供地理坐标，我们会使用 Google Earth 来获取坐标信息以及高程数据。在有两个海拔数据源（即研究、Google 地球）的情况下，我们使用出版物中报告的海拔。对于人口，我们选择使用 Google 地球数据来保持各项研究中的人口普查时间范围信息一致。

为了描述每个城市的气候特征，我们获得了年平均降水量（毫米/年）和表面土壤温度（°C）的数据。对于美国以外的城市，我们使用了联合国世界气象组织标准常态数据集的降水数据[ 32 ]。在此数据集中，降水量报告为 1961-1990 年 30 年平均值。如果某个城市未在此数据集中列出，我们会报告最近气象站的值。我们发现，研究中 78.5% 的国际城市距离气象站 0 至 50 公里以内。对于美国境内的城市，我们记录了来自2020 年美国气候常态：美国年度/季节性气候常态（1961-1990）数据集的数据由 NOAA 国家环境信息服务中心提供[ 33 ]。为了与数据集中的国际城市保持一致，我们计算了 1961-1990 年的年平均降水量常态。其中五个研究城市（俄亥俄州克利夫兰、德克萨斯州丹顿、密歇根州底特律、华盛顿州塔科马和波多黎各圣胡安）的可用数据记录存在空白。在这些城市中，我们从 1961 年到 1990 年分别取了 21 年、29 年、7 年、28 年和 27 年的平均值。年平均土壤温度数据是从30 弧秒分辨率数据集的全球土壤生物气候变量中获得的[ 34 ]。该数据集包括 0-5 厘米和 5-15 厘米深度的土壤温度。报告时，我们还记录了土壤特征，例如土壤顺序、pH 值和粘土含量。

当作者提供这些信息时，我们记录了每个采样点的城市内土地利用情况。否则，我们联系作者以获取更多信息。对于美国境内的地点，我们使用国家土地覆盖数据库和多分辨率土地特征联盟(MRLC)提供的交互式地图来确定土地利用[ 35 ]。由于未提供具体的采样点坐标，我们无法确定数据集中 16% 的站点的土地利用情况。

土地利用分为九类（表 1）。农业用地包括城市花园和农田。休闲用地包括公园、运动场和城市步道。住宅区是主要用于住房的土地。低强度土地利用适用于土地开发较少但仍拥有水、电、污水和应急服务等城市设施的城市地区。中等强度土地利用适用于混合开发用地的城市化地区，例如城市交通、住房、零售服务和商业开发。高集约用地是指住宅、商业机构密集、土地利用与开发混合的密集建设区域。我们将商业用地定义为用于产生利润的区域，例如店面、仓库和办公楼。工业用地包括制造工厂、采矿设施和用于产生公共设施的区域。交通运输用地包括道路、路边和铁路等交通繁忙的区域。

表 1 本次城市土壤黑碳 (BC) 综述中用于表征土壤采样点的土地利用类别
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我们根据物理研究地点描述将采样点分配给五个土地覆盖类别之一（表 2）。草本覆盖包括描述草地、住宅草坪、露天场地和运动场的地点。从树木覆盖下收集的样本被分为“树木”类别。花园土地覆盖包括用于城市作物和有意种植的土地。路边土地覆盖包括道路附近或边缘的地点。铁路土地覆盖用于描述铁路或火车站附近的地点。我们无法将土地覆盖类别分配给数据集中约 50% 的采样点。

表 2 用于描述本次城市土壤黑碳 (BC) 综述中土壤采样点特征的土地覆盖类别
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我们还记录了每项研究中使用的 BC 测量方法。存在多种测量土壤和沉积物中的BC的方法，每种方法检测BC燃烧连续体的不同部分[ 38 ]。一些热方法（例如，化学热氧化）检测BC的最难熔部分（例如，烟灰、石墨），而其他热方法（例如，热光反射）和化学方法（例如，重铬酸盐氧化）被认为是测量燃烧连续体的更大区域 [ 11 , 38 ]。我们还记录了采样深度。如果图中包含采样深度，但文本或支持信息中未列出这些值，我们会使用 Web Plot Digitizer 来确定该值。

计算和数据分析
土壤BC和TOC含量以原始出版物中报告的单位记录，然后转换为mg C/g土壤。由于我们数据集中的大多数研究都没有报告堆积密度数据，因此我们无法计算 BC 库存。相反，我们将分析重点放在 BC 和 TOC 含量以及 BC 对 TOC 的比例贡献上。

我们使用描述性统计来检查所有样本以及 0-10 和 10-20 厘米深度的平均值、中位数和值范围。我们还按深度范围评估了 BC、TOC 和 BC/TOC (%) 的变化。更深层次土壤增量的数据仅限于一部分城市，并且城市之间每个深度范围收集的样本数量存在很大差异。因此，我们按深度范围对每个城市的值进行平均，并使用非参数 Kruskal-Wallis 检验和 Steel-Dwass 多重比较进行比较。

0-10 厘米和 10-20 厘米深度的样本占我们数据集中所有土壤样本的 62%，因此我们将大部分分析集中在这两个深度范围。在这些深度范围内，在不同的研究、城市和采样点收集不同深度的土壤样本。为了解决这个问题，我们通过除以样本深度来标准化 BC 含量。我们使用非参数 Kruskal-Wallis 检验检验了土地利用和土地覆盖类别之间 BC 含量和 BC 比例的差异。由于数据呈非正态分布，因此使用非参数 Spearman 等级相关性来检查 BC 含量和比例与气候变量之间的关系。使用 JMPv14（SAS Institute INC）进行分析。统计显着性设定为p  < 0.05。

结果
本文回顾的 26 项研究发表于 2004 年至 2023 年间，对 10 个国家 35 个城市的城市土壤进行了采样。所有城市均位于北半球，其中 68% 的数据点收集于中国 (45%) 和美国 (23%)。城市人口规模从约 66,000 人到约 26,000,000 人不等。年降水量范围为 202 毫米/年至 1780 毫米/年。除在尼泊尔进行的一项研究（海拔 2200 米）外，所有地点的海拔均低于海平面 500 米。

土壤样本的最大收集深度为 578 厘米（图 1），但是我们数据集中的大多数研究 (84%) 和城市 (65%) 将其 BC 数据收集限制为最深 20 厘米。具体来说，从0-10 cm深度总共采集了280个样本（43%），从10-20 cm深度采集了125个样本（19%）。大约 40% 的研究分析了多个深度范围的样本。只有 2.5% 的样品采集到 1 米或以下深度。

图。1
图1
本文献综述中包含的土壤黑碳（BC）样品的分布按采样深度范围分组。每个点代表数据集中的一个土壤样本。土壤深度由颜色梯度表示（深色=更靠近表面，浅色=土壤更深）。样本之间的传播旨在提高可视化效果。没有x轴

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城市土壤BC和TOC含量及BC比例
在所有样品和样品深度中，土壤BC范围为0-124 mg/g，中值为2.5 mg/g（图 2）。仅约 10% 的样品含量 > 20 mg/g。土壤 TOC 含量也变化很大（1-143 mg/g），中位数为 18 mg/g。BC 对 TOC 的贡献范围为 0% 至 157%，中值约为 31%。

图2
图2
所有样本深度（0-10 厘米深度）的土壤黑碳 (BC)、总有机碳 (TOC) 含量（分箱为 5 毫克/克）以及 BC 对 TOC 的贡献（分箱为 5%）的直方图（插图） ）和 10-20 厘米深度（插图）。摘要统计数据包括最小值、最大值、平均值和中值。注意 y 轴刻度的差异

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虽然我们没有检测到土壤 BC 含量随深度的显着差异，但与 60-70 cm 深度相比，0-10 cm (p = 0.001) 和 10-20 cm (p = 0.03) 的 TOC 含量显着较高。相反，与 60-70 cm 深度相比，BC 的比例在 0-10 cm 处稍低（p = 0.09），在 10-20 cm 处显着降低（p = 0.05）。

所有研究都使用热或化学测量技术：62％的研究使用化学热氧化（CTO）方法，而19％的研究使用重铬酸盐化学氧化来量化土壤BC。只有 2 项和 3 项研究分别采用了热光反射率 (TOT/R) 和热重分析。数据点太少，无法对使用不同方法测量的 BC 进行统计比较，但总体而言，重铬酸盐氧化法似乎比热法测量更多的 BC/TOC。 在使用 CTO 方法的城市 ( n = 10) ，在 0–10 cm 处，BC/TOC 中位数为 12%（范围 6–137%） 。TOT/R 方法报告的 BC/TOC 中值（18%，n = 4 个城市）与 CTO 类似，但值范围更窄（BC/TOC 17-26%）。 与其他两种热法相比，化学方法（n = 2 个城市）测得的土壤 BC/TOC 最小值 (41%) 和中值 (57%) 较高。在10-20 cm深度，9个城市使用了CTO，2个城市使用了重铬酸盐氧化。使用化学氧化测量土壤 BC 时，BC/TOC 值的最小值 (40%)、中值 (54%) 和最大值 (69%) 分别比 CTO 值高五倍、三倍和 1.5 倍。

城市土壤碳的土地利用差异
土壤BC含量中位数在0-10厘米和10-20厘米深度处随土地利用类别的不同而变化（图 3）。在0-10厘米深度，交通用地类别中土壤BC含量中值最高（2.5毫克/克）且变化最大（0.2-12.4毫克/克）。与工业 (0.18 mg/g)、住宅 (0.19 mg/g)、娱乐场所 (0.28 mg/g) 和农业 (0.46 mg/g) 场所测量的含量相比，这些含量明显更高约 14 倍、13 倍分别是对折、九折、五折。高强度（0.19 mg/g）和工业用地显着低于城市农业用地约两倍和三倍。尽管工业用地的中值最低，但平均黑碳含量与住宅和高强度用地没有差异。

图3
图3
城市土壤中黑碳 (BC) 含量 (mg/g) 以及 BC 对 TOC 的贡献与 0-10 厘米和 10-20 厘米深度土地利用的关系。点表示平均值。缺少条形是由于缺乏土地利用数据

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在10-20厘米深度，土壤BC含量中值范围为0.07-0.53毫克/克。与 0-10 cm 土壤的结果类似，交通场所土壤 BC 含量中值最高（0.53 mg/g），居住场所较低（0.07 mg/g）。交通场所的中值高于住宅、农业（0.12 毫克/克）和娱乐场所（0.13 毫克/克）。其他土地利用类别之间土壤BC含量没有显着差异。然而，与 0-10 厘米的样本相比，高强度和工业用地的土壤 BC 含量处于该范围的较高端，而农业用地的值处于观察范围的较低端。

在土地集约利用下，BC 对 TOC 的贡献也更大。在 0-10 厘米和 10-20 厘米深度，工业和商业场所 BC 对 TOC 的贡献中位数高于住宅、娱乐和农业场所。交通站点的 BC 比例高于住宅和娱乐场所。尽管用于娱乐的场所通常被认为是低强度土地利用，但 BC 对 TOC 的贡献明显高于两个深度的农业和住宅场所。

城市土壤碳的土地覆盖差异
土壤BC含量和比例随着广泛的土地利用类别内的土地覆盖而变化。在0-10厘米土壤深度，路边场地（即交通用地）的BC含量中值高于10-20厘米深度。然而，路边地点在两个深度都有很高比例的BC。0~10 cm深度的铁路站点BC含量较低，但BC比例较高。

在0-10厘米深度，草本覆盖下休闲场所土壤BC的中位含量高于树木覆盖下。在住宅区，情况恰恰相反：树木覆盖下的土壤 BC 高于草本土地覆盖。相反，在 10-20 厘米深度，草本土地覆盖下采样的土壤 BC 高于住宅和休闲用地用途中的树木覆盖（图4）。

图4
图4
城市土壤中黑碳 (BC) 的平均含量（毫克/克）以及 BC 对 TOC 的贡献与 0-10 厘米和 10-20 厘米深度的土地利用和土地覆盖的函数关系。缺少条形是由于缺乏土地利用数据

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土壤碳与气候变量之间的相关性
在0~10 cm和10~20 cm深度，城市土壤BC含量与土壤温度呈负相关（0~10 cm，ρ = − 0.38；10~20 cm，ρ = − 0.56），且这种关系在更深的土壤。在 0-10 厘米深度，土壤 BC 和 TOC 随着土壤温度的升高以相似的速率下降。因此，BC对TOC的贡献不随土壤温度的变化而变化。然而，在10-20 cm深度，TOC不随土壤温度变化，这导致BC比例随着土壤温度的升高而降低。

城市土壤BC含量与10~20 cm深度的年降水量呈负相关（ρ = − 0.39）。土壤BC和BC比例也与海拔呈负相关，但仅在10-20 cm深度处呈负相关（ρ = − 0.38）（图5）。

图5
图5
城市土壤0-10厘米和10-20厘米深度土壤黑碳（BC）与年平均土壤温度（左）和年平均降水量（右）之间的非参数相关性。* p  < 0.05，** p  < 0.01，*** p  < 0.001

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讨论
尽管城市地区覆盖的土地面积不到 5% [ 39 ]，但它们有潜力储存大量的碳，包括有机碳 [ 6 , 7 , 8 , 40 ] 和碳化碳 [ 41 , 42 , 43 , 44 ] ]。事实上，我们的合成表明，平均而言，BC 占表层土壤 (0-10 cm) 中 TOC 的近 25%。相比之下，Reisser 等人。[ 10]发现BC平均占城市土壤TOC的~10%。他们 2016 年的综合报告中包含的研究数量要少得多，这可以解释为什么他们报告的 BC 比例较低。在 55 篇文章中，只有两篇出版物（一篇来自 2010 年，一篇来自 2011 年）包含城市土壤数据。正如我们的评论所强调的那样，在过去十年中，旨在调查城市土壤的研究大幅增加[ 10 ]。因此，我们以城市为中心的数据集中的大多数（82%）观测结果是在 Reisser 研究中包含的观测结果之后于 2012 年至 2021 年期间发布的，这一点也就不足为奇了。

无论出版年份如何，大多数关于土壤BC的工作似乎都集中在土壤中最具生物活性的部分，这也是最表层的部分。在我们的数据集中，样本深度范围为 2–578 厘米。然而，0-10cm的样本约占43%，而0-20cm的样本占所有样本的62%。同样，最近一项针对城市生态系统中土壤衍生的生态系统服务的综述指出，63% 的研究将采样深度限制在 20 厘米 [ 45 ]，只有 12% 的研究分析样本深度为 100 厘米。约斯特和哈特明克 [ 46]检查了四份土壤科学期刊上发表的研究报告中报告的土壤深度。他们的分析显示，土壤深度范围为 2-560 厘米，平均样本深度为 23 厘米，表明深度偏差不仅限于城市土壤。

虽然我们的分析重点是表层土壤中的碳化碳，但土壤可以在深层储存大量的碳（这里的深层碳定义为> 30厘米[ 47 ]）。我们数据集中深层土壤的有限观测表明，BC 对 TOC 的贡献在中等深度（60-70 厘米）处达到峰值。埃德蒙森等人。[ 9] 检查了位于英格兰历史工业区的公园的城市土壤剖面，还发现 BC 对 TOC 的比例贡献随着土壤深度的增加而增加。他们估计 BC 占 1 m 深度 TOC 存储的 28-39%。BC的比例随着深度的增加而增加，可能是由于抗性较小的C优先分解以及BC从表层土壤垂直迁移到更深的土壤。因此，对表层土壤的采样深度偏差可能会掩盖长期（例如，几个世纪到几千年；[ 12 , 48 ] BC 深层储存的潜力）。

土地利用导致不列颠哥伦比亚省城市土壤的变化
我们毫不惊讶地发现，在土地利用强度高和靠近已知的BC源（例如交通和工业用地利用）的地区，土壤BC积累量较高[ 49 ]。有充分证据表明，土壤BC在车辆排放量较高的路边附近积聚[ 44,50,51,52,53,54 ] 。此外，交通排放是城市地区BC的最大来源[ 18 ]。土壤污染的空间格局也是当前[ 10 , 55 , 56 ] 和历史工业过程[ 9 , 42 ]的产物。，57 ]。例如，在中国南京进行的一项研究检查了土壤BC的垂直分布，发现历史工业和商业遗址的样品中的BC含量高于以前的居住地[ 43 ]。持续的人类活动可能会增加接触黑碳源的机会，而过去的土地利用可以帮助解释黑碳在土壤剖面中的保存。

在我们的综合分析中，从城市农业用地中取样的土壤中的BC含量位居第三，仅次于交通和工业用地中的土壤。在我们的综述中，报告BC值的城市农业地点位于中国、古巴、德国和美国[55、58、59、60 ] ，并且样本主要收集在城市花园中。花园的表土通常含有高含量的有机物、养分和污染物[ 60,61,62 ]。据充分证明，BC 在土壤剖面中具有持久性[ 12 , 63 , 64 ]] 并且以前土地使用的污染，例如农业生物质燃烧或工业用地使用 [ 42 , 65 ]，可能仍然存在于为城市农业用途而翻转的土壤中。此外，位于道路和工业场地等污染源附近的城市花园受到人类活动的高水平污染[ 66 ]。相反，研究普遍报告住宅区的BC含量较低。这可能是由于较少接触繁忙的交通、工业流程和燃烧源 [ 53 , 67 ]。

土地利用通过改变BC和有机C的量来影响BC含量以及BC对TOC的比例贡献[ 22 ]。例如，靠近燃烧源，加上由于扰动（例如，植被去除）、土壤覆盖、密封、压实和施工而造成的土壤碳损失，可以解释交通、工业和商业场所中碳黑对 TOC 的贡献较高。 [ 60、68、69 ]。_ _ _ 相比之下，BC 对住宅和农业场所 TOC 的贡献较低可能是由于植被的地上和地下有机碳输入以及较少的 BC 来源 [ 44]。尽管我们预计休闲用地（此处定义为公园、运动场和城市步道）的 BC 比例也会较低，但事实并非如此。高度管理的休闲景观通常依赖于维护实践，例如清除剪下的碎屑和落叶，这会消耗土壤中的有机碳输入[ 70 ]，进而导致BC的成比例富集。

土地覆盖对城市土壤的不确定影响 BC
土地覆盖对不列颠哥伦比亚省城市土壤的影响仍不清楚。先前的研究表明，城市树木比开阔的草地区域通过落叶和落叶捕获并输送更多的黑碳到地面[ 71 , 72 ]。此外，在英国进行的一项研究发现，树木覆盖的表土中 BC 相对于 TOC 的比例高于草地 [ 9]。因此，我们预计树木覆盖下的土壤BC含量或比例高于草本覆盖下的土壤BC含量或比例。然而，在住宅和休闲用地的利用中，对树木和草本土地覆盖下的土壤进行了采样，我们并没有一致地发现这种模式。对此的一种可能的解释是，来自配对和未配对位点的观察结果包含在我们的数据集中。因此，一些草本地区的土壤可能比树木覆盖的地区更容易受到黑碳排放的影响。例如，在 10-20 厘米深度，草本地表样品的土壤 BC 含量比路边样品高五倍。然而，这些草本样本是从草缘收集的，草缘被定义为位于人行道和道路之间的植被带[ 37]。换句话说，草本样品可能暴露于汽油驱动的草坪和花园设备 [ 73 ] 或车辆的高水平排放物中。我们的数据集中很少有研究包含特定的土地覆盖信息。在我们能够得出结论性的土地覆盖对异质景观中土壤BC浓度的影响之前，我们需要更多的数据。研究之间抽样策略的差异以及缺乏土地利用和土地覆盖管理影响的详细信息也可能导致城市土壤中 TOC 和 BC 浓度的高度变异。

城市土壤 BC 在温暖和湿润的土壤中较低
我们的研究表明，BC 含量随着土壤温度和年降水量的增加而下降。这可能是由于水文流道中的微生物分解和损失增加所致。黑碳通过多种过程分解，包括化学降解（例如微生物分解），并且可以通过风和水的侵蚀从土壤中流失[ 22 , 74 ]。微生物分解是BC损失研究最多的机制，需要存在能够分解芳香族C化合物的微生物[ 22,25,75 ]。通常，土壤温度升高会增加微生物活动，加速分解[ 76]。水分还会刺激土壤的分解[ 76 , 77 ]。在城市地区，人类活动影响空气和地表温度（例如，不透水表面的建设）和土壤含水量（例如，灌溉），可能会加速分解水平[ 39 ]。

黑碳也可以通过黑碳的水文输送和结构降解从土壤中物理去除。收缩-膨胀 [ 78 , 79 ] 和水通过土壤系统的垂直运动等机制将表面 BC 重新分布到剖面深处 [ 24 ]。虽然渗滤水仅占碳动员的一小部分，但由于降雨期间的地表径流，大量碳可能会损失，特别是在大部分景观表面被不透水表面覆盖的城市地区[ 24 ]。河流沉积物中的 BC 颗粒证据表明，BC 可以通过侧向侵蚀事件有效地进入水系统 [ 80]。此外，水可以增加BC的溶解性和疏水性，从而增加浸出过程[ 24 , 74 ]。

结论
城市土壤有潜力储存大量的黑碳。我们的研究综合了已发表的测量结果，以检查城市土壤中细菌碳含量和比例的模式和驱动因素。我们的审查表明，BC 占城市表层土壤 TOC 的很大一部分，但对表层土壤的采样偏差可能掩盖了 BC 深层储存的潜力。土地利用成为土壤细菌碳含量和比例的输入驱动因素，而土地覆盖的影响仍然不确定。研究发现，较温暖和湿润的土壤比较冷和干燥的土壤具有更低的土壤BC，这种差异可能反映了土壤BC 损失机制。总而言之，我们的研究结果强调需要更好地了解 BC 在城市 C 循环中的作用。

目前，城市土壤碳储存在碳循环模型中并未得到很好的体现，因此，通过考虑城市碳汇和碳源来了解城市的作用非常重要。为了提高我们对 BC 和 C 循环的全球了解，未来的研究应考虑从更深、更多样化的气候中对城市土壤进行采样。由于工业化、车辆排放和生物质燃烧，BC将继续在城市土壤中积累，因此需要更多的全球观测来更好地了解土壤BC在城市碳循环中的作用。

数据和材料的可用性