中國濕地溫室氣體清單編制研究進展

張驍棟,朱建華,康曉明,*,顏 亮,李 勇,張克柔,閆鐘清,李 猛

1 中國林業科學研究院生態保護與修復研究所,濕地生態功能與恢復北京市重點實驗室, 北京 100091 2 四川若爾蓋高寒濕地生態系統定位觀測研究站, 阿壩藏族羌族自治州 624500 3 中國林業科學研究院森林生態環境與自然保護研究所, 北京 100091

濕地是重要的土地利用類型之一,為人類提供眾多生態系統服務功能。全球濕地面積為12.1×106km2[1],僅占陸地表面積的8%,但儲存了約20%—30%的陸地土壤碳[2],在陸地碳循環中起重要作用。天然濕地由于缺氧導致低分解速率,被光合作用固定的CO2能在濕地系統中長期保存[3]。同時,濕地是重要的CH4排放源,淡水濕地貢獻了約35%—55%的全球CH4排放[4]。隨著氣候變化和人類活動加劇,自1970年以來全球天然濕地的面積下降35%[1],濕地遭受嚴重的退化威脅。濕地受擾動后深層有機碳加速分解,溫度與降水格局變化也深刻影響濕地的碳循環過程,從而碳源匯格局發生變化[5]。據IPCC第6次評估報告,濕地CH4排放與生物質燃燒的變化受厄爾尼諾—南方濤動的驅動,是引起大氣CH4濃度年際變異的主要原因[6]。受氣候變化、土地利用變化、管理措施等諸多因素的影響,濕地溫室氣體通量的評估存在較高的不確定性[6]。

《聯合國氣候變化框架公約》(UNFCCC)要求各締約方定期編制并提交由人類活動所導致的溫室氣體排放與吸收的國家清單,為此IPCC出版了系列技術指南,為締約方編制準確、透明、可比和完整的國家清單提供方法論[7]。濕地作為“農業、林業及其他土地利用(AFOLU)”的一部分,其清單編制方法學的框架雛形首次在《2006 IPCC 國家溫室氣體清單指南》(以下簡稱《2006清單指南》)第4卷第7章提出[8]。隨著新技術的出現與應用,科研人員對溫室氣體排放的認知大幅提升,大量更精細化的排放因子和核算方法公開發表,逐步納入IPCC的方法學體系?！?013 IPCC 2006 國家溫室氣體清單指南的增補：濕地》(以下簡稱《2013濕地增補》)[9]和《IPCC 2006 年國家溫室氣體清單指南 2019 精細化》(以下簡稱《2019精細化指南》)中第4卷第7章[10]均是在《2006清單指南》的基礎上對濕地方法學的完善,擴充了不同濕地類型和人類活動方式下溫室氣體的評估方法,更新或細化了不同氣候帶、植被、人類活動下的缺省因子。三部清單指南關系密切,其中《2013濕地增補》和《2019精細化指南》不能單獨使用,必須參考《2006清單指南》才能構建相對完整的濕地清單方法學。已有科學家整理了《2013濕地增補》相對于《2006清單指南》的改進和更新[11—12],但《2019精細化指南》發布后關于濕地方法學的更新還未有梳理。此外,IPCC指南中對濕地的定義和分類與中國現行的土地利用類型和并不一致,并且其提供的缺省參數對中國地區的覆蓋亦不充分。因此,亟需在IPCC的框架下開發適合中國國情的濕地清單方法學,以降低清單編制的不確定性。為了理清目前多套IPCC濕地清單編制方法學的相互聯系和最新進展,充分認識中國濕地清單研究與IPCC方法的異同和銜接,加快構筑中國的濕地清單方法學體系,本文系統梳理《2006清單指南》、《2013濕地增補》和《2019精細化指南》中與濕地相關部分,比較后兩套方法學相對于《2006清單指南》的更新內容,并結合我國當前濕地清單編制的結果和相關研究進展,提出現存濕地清單編制的不足和改進建議。

1 濕地清單編制方法學發展

1.1 清單方法學中濕地的定義與分類

《2006清單指南》對濕地的定義為：“全年或一年中部分時間被水覆蓋或浸透,且不屬于林地、農田、草地類別的任何土地”。此定義將濕地與林地、農田、草地、居住地等土地利用類型并列[11]。《2013濕地增補》更新了這一定義,聲明濕地可能屬于任何一種其他IPCC土地利用類型,被核算區域的土地利用歸類取決于國家土地利用劃分。例如,森林泥炭地可采用《2013濕地增補》來核算,但統計歸口仍在林地[9]。《2006清單指南》中的水淹地定義為因人類活動改變了水域面積的水體,主要包含因灌溉、發電、航運而修建的水庫或蓄水池,而天然的河流與湖泊未計算在內(水域面積因人類活動而變化除外)[8]。《2019精細化指南》拓展了水淹地的定義,還涉及因人類活動而改變水文特征的水域及挖掘修建的溝渠和池塘[10]。

由于可獲取的文獻數據非常有限,《2006清單指南》僅提供了管理泥炭地的溫室氣體清單方法學[8]?！?013濕地增補》進一步將管理泥炭地分為“排干的有機土濕地”和“還濕的有機土濕地”,新增“濱海濕地”(包括紅樹林、潮汐濕地、海草床)和“內陸礦質土濕地”(不滿足有機土條件的內陸濕地,不包括鹽堿地和永久水淹地)[9]。另外,《2013濕地增補》的第6章“處理廢水的人工濕地”是對《2006清單指南》第5卷第6章“廢水處理與排放”的補充[9]。通過重新劃分濕地類型,使研究者對濕地有一個系統的認識,使各國在制定溫室氣體排放清單過程中更全面的考慮各種濕地類型[12]。

由于管理目的不同,IPCC的濕地范圍與中國現行濕地管理范圍存在差異。IPCC更關注人類活動對濕地的影響,泥炭地和水淹地是焦點且最早在《2006清單指南》就提出了,濱海濕地和內陸礦質土濕地因土地利用變化頻繁也在《2013濕地增補》中補充。為了方便對濕地的管理,國家標準《土地利用現狀分類》(GB/T 21010—2017)從耕地、林地、草地、水域及水利設施這4個一級類中選了14個二級類作為附錄B“濕地”,這為與IPCC的土地利用分類轉換提供了便利。然而,仍然有一些細節阻礙IPCC和《土地利用現狀分類》完美銜接。例如,IPCC僅考慮生長植物的“濱海濕地”,而《土地利用現狀分類》中的沿海灘涂并未區分是否覆蓋植被?！?013濕地增補》將內陸濕地分為排干的內陸有機土、還濕的內陸有機土和內陸礦質土濕地,但《土地利用現狀分類》中沒有依據土壤有機質含量劃分土地類型,只能將森林沼澤、灌叢沼澤、沼澤草地、內陸灘涂一并歸為“內陸濕地”(圖1)?！锻恋乩矛F狀分類》已應用于第三次全國國土調查(以下簡稱“國土三調”),能夠保障溫室氣體清單編制的長期連續數據需求。原國家林業局于2009—2013年開展第二次全國濕地資源調查(以下簡稱“濕地二調”)。濕地二調按國家標準《濕地分類》(GB/T24708—2009)將濕地分為近海與海岸濕地、沼澤濕地、湖泊濕地、河流濕地和人工濕地?！稘竦胤诸悺泛w的濕地范圍比IPCC要寬泛許多,IPCC的濕地僅對應了《濕地分類》中“近海與海岸濕地”的潮下水生層(僅海草床)、紅樹林和潮間帶沼澤,大部分“沼澤濕地”和“人工濕地”類型,以及“河流濕地”中洪泛平原濕地(圖1)。因此,從《濕地分類》到IPCC分類的轉換相對復雜。《土地利用現狀分類》和《濕地分類》都涵蓋了天然水域,如湖泊、河流、近海水域等,而天然水域被認為受人類影響較少而不在IPCC的估算范圍之內。

圖1 IPCC濕地分類、《土地利用現狀分類》、《濕地分類》的對應關系Fig.1 Correspondence among IPCC wetland types, “Current land use classification” and “wetland classification”IPCC: 聯合國政府間氣候變化專門委員會

1.2 濕地溫室氣體排放/清除的評估方法

IPCC的清單指南體系包括從簡單到復雜3個不同層級的方法學,使締約方可根據本國的活動水平數據和排放/清除因子的可獲得性選擇合適的方法,具有一定的靈活性[13]。第一層級(Tier 1)采用清單指南的基本方法及缺省排放/清除因子,活動水平數據來自國際數據庫；第二層級(Tier 2)采用與第一層級相同的方法,但采用具有較高分辨率的本國活動水平數據和排放/清除因子；第三層級(Tier 3)為分辨率更高的、考慮更多因素的、技術要求更高的特定方法,如采用國家碳計量系統或模型工具、基于高分辨率的統計或遙感數據作為活動水平數據。由于采用Tier 1會帶來較大的不確定性,IPCC鼓勵各國政府和學者基于Tier 2和Tier 3的方法學,建立符合本國實際情況的溫室氣體清單排放/清除因子和活動水平數據庫[12]。

從《2006清單指南》到《2013濕地增補》,濕地的類型和人類活動方式更加豐富(表1)?！?013濕地增補》以決策樹的形式指引找到合適的估算方法,根據土壤的有機碳含量將濕地判為“有機土濕地”或“礦質土濕地”,根據濕地的淹水時間判定是否為“水淹地”,根據濕地的地理位置判為“內陸濕地”和“濱海濕地”,以及根據現存土地類型的年限判定“仍為某一類型的濕地”或“轉化為某一類型的濕地”。由于土地利用類型改變后死有機質和土壤碳庫仍需要一定的時間才能達到新的穩態,IPCC將這個達到新穩態的時間缺省值設為20年,即在土地利用類型變化的第1—20年認定為“轉化為某一類型的濕地”,在土地利用類型變化的第21年起認定為“仍為某一類型的濕地”[8]。

對于有植被覆蓋的濕地,CO2排放/清除的估算方法總體上基于《2006清單指南》第4卷第2章的通用方法,即通過生物碳庫、死有機質碳庫和土壤碳庫的變化來估算。《2013濕地增補》根據不同濕地類型的核算方法有所改進。例如,在排干有機土濕地中除了考慮碳庫變化,還新增了溝渠轉運的離場(off-site)CO2；對還濕有機土濕地的CO2采用了通量途徑估算,以降低不確定性[11]。濱海濕地和內陸礦質土濕地的CO2排放/清除核算方法仍基于通用方法,但針對不同的氣候區、植被類型、管理方式等更新了碳庫參考值?！?019精細化指南》在處理人類活動引起水淹地時,僅提供了新建水淹地的CO2方法學,包括因土地利用類型變化而引起的碳庫變化和新增水淹地的CO2排放。同時,《2019精細化指南》認為在建壩20年后水庫的CO2排放主要是上游運來的含碳物質,為了避免重復計算而不考慮。

濕地中非CO2溫室氣體——CH4和N2O——排放是濕地廣受關注的重要原因之一。IPCC濕地清單方法學中非CO2溫室氣體排放一般采用排放因子法計算?！?006清單指南》認為排干的泥炭地中CH4排放不顯著,因此只提供了基于氣候區和土壤營養的N2O排放因子。然而,在《2013濕地增補》中新的研究認為排干的泥炭地仍然存在CH4排放,因此補充了CH4計算方法。關于濱海濕地和內陸礦質土濕地,《2013濕地增補》為還濕和新建的濕地提供了基于鹽度和氣候區的CH4排放因子,還為沿海養殖場提供基于養殖規模的N2O排放因子?！?019精細化指南》中將水淹地的CH4排放分成水面擴散與氣泡排放、壩下出水口的脫氣排放兩部分,并按氣候區給出了相應的排放因子。

2 中國濕地溫室氣體清單編制研究進展

2.1 中國濕地溫室氣體清單編制

中國濕地清單編制采用了IPCC三個方法層級中Tier 2的策略,即按照指南方法學計算,但活動水平數據來源于原國土資源部土地利用現狀統計,排放/清除因子來源于國內相關研究文獻(表2)。目前中國已向UNFCCC提交三次國家信息通報和兩次兩年更新報。第一次(1994年清單)和第二次(2005年清單)國家信息通報,以及第一次兩年更新報(2012年清單)中的“土地利用變化和林業”部分僅包含了林地,而未考慮農地、草地、濕地及木質林產品的溫室氣體[74—76]。在2019年提交的第三次國家信息通報(2010年清單)和第二次兩年更新報(2014年清單)中,中國首次報告了濕地溫室氣體清單。2010年中國內陸濕地(不包含水域)和濱海濕地年吸收45.06 Tg CO2/a(相當于12.29 Tg C/a),同時排放1.74 Tg CH4/a(相當于1.30 Tg C/a)[77]；2014年中國內陸濕地(不包含水域)和濱海濕地年吸收44.54 Tg CO2/a(相當于12.14 Tg C/a),同時排放1.72 Tg CH4/a(相當于1.29 Tg C/a)[78]。目前濕地清單沒有考慮N2O,主要是目前關于濕地N2O排放的數據還十分有限；另一方面,N2O 釋放主要歸因于人類活動輸入,如農藥化肥施用、水產養殖等人類活動導致的氮負荷變化,這些農業活動的排放未在濕地核算。

表 2 中國濕地溫室氣體清單的CO2和CH4排放/清除因子

濕地溫室氣體清單的不確定因素主要來自活動水平數據和排放/清除因子。目前全國尺度關于濕地CO2排放/清除的研究較少,不同研究間濕地平均凈固碳速率范圍0.52—2.24 t C hm-2a-1(表3)。濕地生態系統的凈固碳過程包含植物光合作用、植物呼吸和土壤微生物呼吸過程,其中植物光合作用和呼吸作用受光照、物候等因素的影響隨晝夜和季節波動較大,因此凈固碳速率的變異性較大。段曉男等(2008)的研究表明,中國沼澤濕地(包含內陸沼澤和濱海濕地共939.73萬hm2)的碳匯能力為4.91 Tg C/a[80],比濕地清單結果約低60%。Xiao等(2019)基于第二次濕地資源調查的結果估算全國濕地年凈碳匯量為120.23 Tg C/a[79],傅伯杰(2019)基于遙感來源的濕地面積估算中國濕地碳匯量為50.20 Tg C/a,分別比濕地清單結果高9倍和3倍[81]。不同研究間濕地凈固碳量的差異主要是由于濕地面積差異很大,Xiao等(2019)和傅伯杰(2019)的研究都將水域都納入了計算,使結果高于其他研究[77—78, 80]。與CO2相比,不同研究采用排放因子法[77—78, 82—83]和模型法[84—87]估算全國濕地CH4排放的結果較為接近,大多數研究結果表明中國濕地CH4的年排放量為1.29—2.25 Tg C/a(表4)。濕地甲烷排放的主要影響因子為溫度、濕度和降水等,這些數據較易獲得且一致性高,使CH4的評估不確定性低于CO2。

表3 全國尺度濕地碳匯能力研究

表4 全國尺度濕地CH4排放研究比較

2.2 中國區域濕地研究對IPCC方法學參考值的貢獻

中國地區的研究對溫室氣體排放/清除因子和碳庫參考值的貢獻集中于濱海濕地和內陸礦質土濕地的章節?！?013濕地增補》中采納的中國數據主要來自于紅樹林濕地[88—91],沒有鹽沼濕地和海草床濕地。從《2013濕地增補》發布至今,隨著“藍碳”概念熱度上升,中國對濱海濕地鹽沼和紅樹林的碳庫以及碳通量做了大量調查研究[92—94]。除了氣候帶變化,鹽沼和紅樹林生態系統內不同優勢植物群落的碳庫和碳通量也有差異[95—97]。這些成果在編制濕地清單時可作為國家水平排放因子使用。中國對海草床的研究起步較晚,最近幾年才逐漸明晰中國海草床的分布范圍[98],但關于恢復海草床的碳匯效應仍存空白[99]。中國對《2013濕地增補》中內陸礦質土濕地貢獻的數據主要來自于三江平原的天然濕地、濕地轉化為農田、以及還濕濕地的相關研究[82, 100—102]。三江平原自20世紀50年代以來經歷數次大規模排水和農墾,水位和濕地景觀發生巨大變化[103]。作為中國最早開展濕地研究的地區,三江平原積累了大量數據為《2013濕地增補》提供支撐。目前中國東北地區與青藏高原濕地碳儲量和碳通量的研究較多,而長江中下游平原和黃河中下游平原濕地的研究相對較少[104]。《2013濕地增補》的排干和還濕有機土濕地的章節沒有來自中國的數據貢獻。事實上,研究人員對中國最大的泥炭沼澤濕地——若爾蓋濕地——已開展了一些排水和還濕對濕地碳儲量和碳通量的研究[105—106]。若爾蓋濕地作為高原泥炭地的典型,不適合歸類于IPCC現有的北方氣候、溫帶、熱帶或亞熱帶氣候區,但可以作為中國獨特的高原氣候區為國家水平的排放因子填補空缺。

《2019精細化指南》中的水淹地的主要核算對象為水庫。中國是世界上水庫最多的國家[107]。據國土三調結果,我國水庫水面336.84萬hm2,占我國內陸水域面積9.28%[108]。三峽水庫是中國目前最大的水庫,依河谷而建,在水庫形態、生態系統結構功能等方面具有典型性。近10年來科學家圍繞三峽庫區相繼開展了干流、支流、消落帶及壩下河段溫室氣體通量監測工作,認為現階段三峽水庫CO2通量在全球處于中等偏上水平,但CH4通量則在全球處于中等偏低的水平[107]。三峽水庫的溫室氣體研究是中國水庫溫室氣體相關領域的典型,《2019精細化指南》亞熱帶季風氣候區水庫的排放系數參考的中國的研究也主要來源于三峽庫區[109—112]。除了水庫,《2019精細化指南》中其他人工濕地(如農業養殖塘和溝渠)的CH4排放因子也采納了一些來自中國的研究[113—114]。

2.3 中國濕地研究在高層級方法學開發與實踐

IPCC的Tier 3方法學可采用締約國各自長期運行的清查測量系統,以及地理信息系統的分類、遙感模型、經驗模型等方法?！?013濕地增補》中提到了可采用CENTURY、DNDC、CH4MOD、CLM等模型結合國家水平的活動水平數據編制濕地清單。中國的科學家在這些模型的開發中起到了重要作用,并應用于中國的點位和區域等不同尺度的研究。DNDC模型由李長生最初開發建立,起初是為了模擬美國農業土壤N2O排放[115]。隨著DNDC模型功能模塊不斷拓展,模擬的溫室氣體也延伸到CO2和CH4,且能支持不同生態系統類型的模擬。許多中國科學家參與了模型功能拓展和驗證的工作[116]。Wetland-DNDC是在DNDC模型基礎上加入了土壤水文參數、土壤溫度參數和土壤碳軌跡,從而滿足濕地水位變化的特殊需求[117]。迄今DNDC在中國的內陸濕地、濱海濕地和水庫的點位尺度上已有較多應用[118—120],而區域尺度的評估上主要圍繞農田生態系統展開[121—122]。Huang等(2004)[123]開發的CH4MOD模型可有效模擬不同氣候、土壤及農業管理下的稻田甲烷排放,該模型的輸入參數相對較少且容易獲取,適合于模型的區域化應用。Li等(2010)[124]在CH4MOD 的基礎上,基于稻田與自然濕地產甲烷底物、植物生長過程以及土壤氧化還原電位變化過程之間的差異,對模型進行了修改,建立自然濕地甲烷排放模型CH4MODwetland。該模型對青藏高原濕地、南方濕地等區域具有較好的模擬效率[124—125]。DLEM是一種全球植被動態模型,旨在定量模擬和分析自然因素和人類活動雙重驅動下陸地生態系統過程和格局的變化,以及陸地生態系統與人類系統、氣候系統之間的相互作用與反饋[126]。Xu等(2012)利用DLEM模擬了1949—2008年中國沼澤CH4排放的時空格局,認為濕地面積減少是濕地CH4排放減少的主要原因[85]。TRIPLEX-GHG是基于IBIS模型發展而來的用于量化陸地生態系統溫室氣體動態的過程模型,將水位模塊和CH4模塊整合到IBIS模型中[84]。Zhu等(2016)[87]基于TRIPLEX-GHG對中國濕地的研究認為,從1978—2008年人類活動引起的濕地CH4排放減少抵消了氣候變化引起的CH4增加。目前采用高層級方法學對濕地CH4評估的實踐在區域和全球尺度上相對成熟[127],但對濕地CO2和NO2的模型評估依然薄弱[128]。

3 未來我國IPCC濕地溫室氣體清單研究展望

基于《2006清單指南》、《2013濕地增補》和《2019精細化指南》,濕地溫室氣體清單編制的方法學和參數庫日益充實。然而,在編制中國濕地溫室氣體清單的過程中,由于濕地分類框架銜接、管理活動水平數據缺失、研究分布不均勻等問題,清單的不確定性較高。為了降低濕地清單的不確定性,在未來的濕地研究和管理中需針對IPCC的清單需求作一定調整,具體可從以下幾方面努力：

(1)完善濕地分類框架銜接,提高濕地管理活動數據透明度

活動水平數據的可獲得性是限制國家清單不確定性的主要原因。我國現行的濕地分類與IPCC的分類框架仍不匹配。例如,有機土濕地和濕地的土地利用變化都是IPCC關注的重點,但相關活動水平數據目前沒有權威的數據來源。近年來,中國實施了許多生態保護工程增加濕地面積[129],同時也有一些高固碳能力的沼澤濕地轉化為其他土地利用[130]。僅從土地利用統計獲得的濕地面積凈變化值不能代表濕地變化的實際情況,因此進一步公開濕地轉入與轉出的面積數據將有效降低濕地清單編制的不確定性。

(2)均衡不同氣候區和濕地類型的研究

國家濕地溫室氣體清單編制中的溫室氣體排放/清除因子是按照濕地類型和氣候區劃分的,目前我國仍有一些氣候區和濕地類型的研究不夠充分。濱海濕地紅樹林和鹽沼濕地研究都較多,但是海草床碳匯的相關研究仍存空白。三江平原和青藏高原是中國沼澤濕地分布最集中的兩大區域,研究和數據都相對豐富。然而,對于零星分布于其他區域的沼澤濕地和內陸灘涂,尤其是黃河中下游濕地區和長江中下游濕地區的研究仍不充分,僅在太湖濕地、鄱陽湖濕地等的大型湖泊岸帶有研究[131—133]。此外,IPCC的清單方法學考慮了通過溝渠轉運的有機碳作為離場CO2,這方面的研究目前也較少[134]。

(3)加強濕地管理活動的相關研究

IPCC的清單方法學強調人類活動引起的溫室氣體排放,但我國現有的研究相對集中于國際重要濕地、自然保護區、國家公園等擾動較少的區域。這些地區中一般植被覆蓋較高,碳匯也較大。然而,中國仍有48%的濕地未納入管理。這些未納入管理的濕地,如近海水域和航道等,可能存在挖沙、采掘等活動也會影響濕地的溫室氣體排放。目前關于退耕還濕、退草還濕、退塘還濕等措施,以及土地利用轉化對碳匯效應的研究仍然薄弱[87, 100]。

(4)科學評估海洋漁業碳匯

中國是一個水產養殖大國,中國的漁業產量占全球產量的60%以上[135]。水產養殖被IPCC視為溫室氣體排放源,還提供了基于養殖規模的N2O估算方法學[9]。目前的濕地清單編制中沒有計算水產養殖的部分,但隨著未來UNFCCC對締約國提交信息要求的提高,中國水產養殖的溫室氣體評估不可忽略。在中國的一些海洋碳匯研究中,認為海水養殖具有巨大的碳匯潛力[136],這與國際上認識矛盾。對濱海養殖究竟是碳匯還是碳源的認識目前有較大的爭論,還需開展更多的研究及科學評估工作,為漁業碳匯提供更多的證據支持。

(5)重視Tier 3清單方法學發展

在補充和完善研究類型和排放因子的基礎上,還需積極努力開發Tier 3方法學。遙感數據具有易獲取、時空連續等優勢,生態系統模型具有較好的時空外推性,并可結合未來氣候情景數據和不同管理方式進行模擬預測。因此,結合遙感數據和生態系統模型編制濕地溫室氣體清單,不僅可降低濕地清單的不確定性,還有利于降低人力、物力等資源消耗,提高計算效率和頻次。除IPCC清單指南中提及的CENTURY、Wetland-DNDC、CH4MOD、CLM模型,其他模型如TEM,VPM,DLEM,TRIPLEX等模型也可用來估算區域尺度的生態系統碳通量[87, 137—138]。未來可開發適合于不同氣候區和濕地類型的參數體系,優化模型碳循環相關的關鍵過程,進而提高上述模型對區域尺度碳通量的模擬精度。

4 結論

濕地作為“AFOLU”的一部分,究竟是扮演“匯”還是“源”的角色,與人類利用、管理濕地的方式密切相關。本文綜述了IPCC濕地清單編制的方法學與中國濕地清單的研究進展,梳理了《2013濕地增補》和《2019精細化指南》對《2006清單指南》的更新內容；比較中國的濕地清單編制與相關濕地溫室氣體研究結果,并總結了中國濕地的研究對IPCC濕地清單方法學和排放因子數據庫的貢獻。基于我國濕地清單編制的中存在活動水平數據不匹配、若干領域的排放因子缺失和評估方法不完善等問題,提出未來的濕地管理和研究方向。本文有助于提升我國濕地排放清單指南的編制能力,從而降低AFOLU領域對實現“碳中和”貢獻評估的不確定性。