生态承载力和生态足迹

7　生态承载力和生态足迹

生态承载力和生态足迹都是区域发展生态学的前沿理念和方法，而且它们之间有不少联系，所以放在一起介绍。

7.1　生态承载力

在20世纪60年代和70年代之交，由于人口和经济增长，人类对自然和人工环境的破坏日益加大，因此关于承载力的讨论日益引起了人类的广泛关注。

7.1.1　承载力概念的演变

近年来我国学者高吉喜（2001）、徐中民（2003）、王开运（2007）和高鹭（2007）等对生态承载力的理念和实践进行了研究和介绍。

1）承载力概念的起源

承载力概念的起源可以追溯到马尔萨斯（Malthus）时代，马尔萨斯（1798）是第一个看到环境限制因子对人类社会物质增长过程有重要影响的科学家。他的“资源有限，并影响人口增长”的理论对后来的科学研究产生了广泛的影响。1838年，比利时数学教授Verhulst把Malthus的基本理论以数学方程的形式描述出来。他是在当时的法国、比利时、沙俄与英国进行人口调查后得出了时间—人口的逻辑斯蒂（Logistic）方程。其中因子K代表了一定资源空间下承载人口的最大值，称为负载量或承载量，也是承载力概念最初的数学表达形式。

1921年，Park和Burgess在人类生态学领域中首次使用了承载力概念，并将它定义为在某一特定环境条件下（主要指生存空间、营养物质、阳光等生态因子的组合），某种个体存在数量的最高极限。这个时期承载力多以“容纳能力”的形式表述，即对某一具体的研究领域，在不削弱其未来支持给定种群的条件下，当前的资源和环境状况所能支持的最大种群数量，也就是最简单的承载体和承载对象的关系（杨志峰，2005）。此时承载力概念最鲜明的特点在于它代表了一种最大的极限容纳量，是一种绝对数量的概念，没有机制的探讨，研究对象的范畴也极其有限。“最大容量”作为承载力的定义应用了近130年之久，人们在研究种群动态时发现，最大绝对容纳量往往无法实现，因为种群在到达稳定的最大值之前便会因过度损害资源而难以为继，因此在理论最大值之前，很可能存在另一种更具实际意义的承载“上限”。

早期承载力概念一般限于生态领域，直到20世纪60年代至70年代，以应用于人类社会和状态评估的多种要素承载力概念的出现为标志，承载力理论出现了第二次大的发展。

2）承载力概念的发展

承载力最初被引进区域系统是在生态学中的应用，其含义是在某种环境条件下，某种生物个体可存活的最大数量的潜力（Odum E.P.，1971），在实践中的最初应用领域是畜牧业。随着人地矛盾不断加剧，承载力概念发展也应用到自然—社会系统中，提出了土地资源承载力概念，即在一定生产力条件下土地资源的生产力和一定生活水平下所承载的人口限度。20世纪70年代以后，人口、经济、资源与环境等全球性问题日益突出，人口承载力、资源承载力、环境承载力等研究应运而生。1980年Catton定义了“环境承载力”的概念，后来国外很多学者把它引申为生态承载力并定义为“在一定区域内，在不损害区域环境的情况下所能承载的人类最大负荷量”。与此同时，国外对于生态承载力的研究也逐渐从静态转向动态，从定性转为定量，从单一要素转向多要素乃至整个生态系统。

我国在总结吸收国外经验的基础上对承载力进行了研究。在20世纪40年代末任美锷先生通过对四川省农作物生产力分布的地理研究，首先计算了以农业生产力为基础的土地承载力。1986年中科院等多家科研单位联合开展的“中国土地生产潜力及人口承载量研究”是我国迄今为止进行的最全面的土地承载力方面的研究。80年代末，我国承载力研究大多不再局限于某一种资源，而是更强调综合性，如资源与环境综合承载力、地理环境人口承载力、生存空间的人口承载力、区域承载力等。近年来，关于生态承载力的量化方法的研究日益兴旺，提出了一系列观点。主要研究者为王家骥和高吉喜，主要成果为黑河流域生态承载力研究。承载力概念的演化与发展体现了人类社会对自然界的认识不断深化，在不同的发展阶段和不同的资源条件下，产生了不同的承载力概念和相应的承载力理论。

（1）资源承载力

资源承载力是指一个国家或地区资源的数量和质量对该空间内人口的基本生存和发展的支撑能力。在具体实践中，土地资源、水资源、旅游资源、矿产资源等都被纳入了承载力的研究中，从而形成了各自的概念和内涵。

①土地资源承载力

随着全球人口不断增加，人均耕地面积日趋减少，人类面临粮食危机，土地资源承载力的概念在这样的背景下孕育而生。20世纪60年代至70年代，承载力的概念从生物学与人类统计学领域发展至人类生态学与应用生态学中，用于分析研究人类个体与环境、人类社会与环境的相互作用以及人类对外部环境的需求。在评价土地资源状况的工作中提出了土地资源承载力的概念。同Hawden等的草场载蓄量相比，土地资源承载力本质上并无太大区别。联合国粮食及农业组织（1977）将每hm2土地的农业产出所能承载的人口数量作为土地承载力的内涵，并进行了农产品热量、蛋白质和食物结构的换算。在这一概念下，美国的William（1949）、Conklin（1957）、Cameir（1960）及Brush（1975）等人分别对非洲、热带雨林农业、刀耕火种与轮作方式的土地资源承载力进行了研究。20世纪80年代，中国也开始了类似的研究与应用，但概念上无大的发展。刘季芸等（1994）以广东省2000年主要农作物产量及耕地面积、人口的预测为基础，以略低于日本80年代初的消费水平作为食物标准求算出最大人口承载量，杨晓鹏（1992）、李月辉等（2003）也在土地资源承载力研究领域完成了许多研究工作。

②水资源承载力

我国目前关于水资源承载力的定义有代表性的有以下几种：

A.施雅风等（1997）认为，水资源承载力是指某一地区的水资源在一定社会和科学发展阶段、在不破坏社会和生态系统时，最大可承载的农业、工业、城市规模和人口水平，是一个随社会经济和科技水平发展变化的综合目标。

B.王浩等（1998）认为，水资源承载力是指在某一具体的历史发展阶段下，以可预见的技术、经济和社会发展水平为依据，以可持续发展为前提，在水资源合理配置和高效利用的条件下区域社会经济发展的最大人口容量。

C.徐中民（2003）认为，由于水资源是中国西北地区内陆河流域生态经济系统演化发展最主要的限制因子，是联系生态问题和经济问题的桥梁和纽带，因此，考虑到西北地区水资源研究的现实和长远意义，水资源承载力的研究需要置于可持续发展的框架下讨论，以探讨水资源对西北地区生态经济系统协调发展的支持能力。结合前面的分析，在综合考虑各种影响因素的条件下，将水资源承载力定义为：某一区域在具体的历史发展阶段下，考虑可预见的技术、文化、体制和个人价值选择的影响，在采用合适的管理技术条件下，水资源对生态经济系统良性发展的支持能力。

相比以前关于水资源承载力的定义，新的定义在如下几方面对原有定义的涵义和内容进行了扩展：

A.强调水资源承载力是水资源对生态系统良性发展的支持能力。其研究对象除水资源自身的循环转移规律外，主要还包括经济系统各组成部分之间结构和功能的协调。

B.强调生态经济系统的良性发展，因此需要订立相应的环境健康与可持续发展状况评价的标准；强调文化、体制和个人价值选择的影响，是指在具体制定评价标准时需要协调这些因素的关系，因此水资源承载力是一种范围估计。

C.强调合适的管理技术，将水资源承载力的合理配置等技术方面的问题上升到了管理的角度和层次。

③旅游资源承载力

旅游业的成功和“无烟工业”的思想掩盖了其对社会环境和自然环境的破坏，也使旅游资源承载力的研究滞后于旅游学其他分支。一个旅游区所能容纳的旅游人数并非没有限度的，游人的过度密集会引发许多环境、经济问题和社会矛盾，因此存在容量上的极限值和最适值。

为了评述区域旅游发展的容量规模并建立解决热点旅游区的环境承载力与游客数量之间矛盾的理论基础，1963年Lapage首先引入旅游容量概念（刘晓冰、保继刚，1996），但是没有提出明确的定义。20世纪70年代环境生态问题日益突出，旅游容量理论逐渐得到重视和发展。Wall（1977）认为旅游容纳量就是指一个地区没有受到不可接受的破坏水平时所能维持的旅游水平，Inskeep指出旅游容量包括接待能力和环境承受能力。O’Reilly则更深刻地认识到旅游容量还需从当地居民角度来考虑，包括环境、经济和社会容量（Pearce，1983）。

目前对旅游容量仍没有一个统一的认识，“环境容量”及“空间容量”的概念在研究中占据了主要地位。崔凤军、刘家明（1998）在旅游容量的基础上提出了旅游承载力（TEBC）的概念，是在某一旅游地环境的现存状态和结构组合不发生对当代人和未来人有害变化的前提下，在当地居民心理承受范围内，在一定时期内旅游地所承受的旅游活动强度。他们同时提出了用旅客密度指数、旅游经济指数和土地利用强度指数构成的旅游承载力指数及算法来反映地区在社会文化、经济环境和生态环境三方面对旅游业的支持能力。另外，李庆龙（2004）等也提出了类似的旅游承载力概念。

（2）环境承载力

环境承载力从广义上讲，指某一区域的环境对人口增长和经济发展的承载能力，从狭义上讲即为环境容量。

1974年，Bishop在《环境管理中的承载力》一书中指出“环境承载力表明在维持了一个可以接受的生活水平前提下，一个区域所能永久承载的人类活动的强烈程度”。Schneider强调，环境承载力是“自然或人造系统在不会遭到严重退化的前提下，对人口增长的容纳能力”。

国内关于环境承载力目前大致有三种内涵：

①从“容量”角度。环境容量是指环境系统对外界其他系统污染的最大允许承受量或负荷量，主要包括大气环境容量、水环境容量等。环境容量具有客观性、相对性和确定性的特征。如高吉喜（2001）提出环境承载力是指在一定生活水平和环境质量的要求下，在不超出生态系统弹性限度的条件下，环境子系统能承纳的污染物数量，以及可支撑的经济规模与相应的人口数量。

②从“阈值”角度，如郭秀锐等（2000）认为“环境承载力是指在一定时期、一定状态下，一定环境系统所能承载的生物和人文系统正常运行的最大支持阈值”。它不仅体现了环境系统资源的价值，而且还突出了环境系统与生物和人文系统间的密切作用关系。

③从“能力”角度，彭再德等（1996）将环境承载力定义为“在一定时期和一定区域范围内，在维持区域环境系统结构不发生质的改变，区域环境功能不朝恶性方向转变的条件下，区域环境系统所能承受的人类各种社会经济活动的能力”。

（3）生态承载力

①生态承载力概念的产生

挪威首相布伦特兰夫人1987年发表长篇报告《我们共同的未来》，对规范的可持续发展模式进行了理性设计。如何实现可持续发展？从承载力角度看，可持续发展要求在包括人类社会在内的地区、国家乃至全球生态系统中，人类的发展需求要同承载力的提升保持相对一致，同时保证适当的承载力空间是一个协调同步的优化发展过程。

可持续发展理论为承载力带来了全新的视角，促使人们对承载力的要素作出更全面深刻的思考：区域生态系统的健康发展作为承载力的标准，必然使承载力的构成成分极大丰富，由单一承载体和承载对象组成的简单系统发展为“自然—经济—社会”复合系统，承载对象不能再限于单一的人口增长，而需要包括人口、经济活力、社会组织、科技进步等方面有机结合的社会发展过程。承载体需要相应地扩展，包含的要素需要体现系统的供给和自持两方面的作用。而在承载体和承载对象内外之间错综复杂的关系网则是承载力概念的基础。

②生态承载力核算

生态承载力是与生态足迹需求相对应的概念，是指区域能够提供给人类的生态生产性土地总和，其计算公式为

式中：yj为产量因子；rj为均衡因子；aj为j种类型土地实际人均面积；N为人口数；ec为人均生态承载力；EC为总的生态承载力。

·均衡因子核算

在计算生态足迹时由于单位面积耕地、化石燃料土地、牧草地、水域、建筑用地、林地等的生物生产能力差异很大，有必要在各类型生物生产面积前乘上一个均衡因子，以转化为统一的、可比较的生物生产面积。其计算公式为

式中：rj为均衡因子；kj为j类生物生产土地的全国平均生产力；K为全国各类生物生产土地的平均生产力。

·产量因子核算

产量因子是某省域或区域某类型土地的平均生产力与全国同类土地的平均生产力的比率。计算公式为

式中：Yj为产量因子；tj为某区域类生物生产土地的平均生产力；Tj为全国j类生物生产土地的平均生产力。

③可持续的生态承载力概念

王开运（2007）认为，可持续理论的引入极大丰富了承载力的内涵，以区域“自然—经济—社会”复合生态系统的协调发展为目标的转变，使承载力研究同可持续发展紧密结合。一方面人们把可持续的概念应用于早先对资源或环境因素的承载力研究，另一方面以区域为对象的可持续生态承载力的概念逐渐兴起，为可持续研究提供评判基础。二者并无本质的区别，但组织尺度不同，后者站在区域可持续发展的高度。

高吉喜（2001）认为，“生态承载力是指生态系统的自我维持、自我调节能力，资源与环境子系统的供容能力及其可维持的社会经济活动强度和具有一定生活水平的人口数量”。此概念以人类社会为核心，以生态系统的过程机制为支撑骨架，以可持续为认知标准，强调特定生态系统所提供的资源和环境对人类社会系统良性发展的支持能力，涵盖资源与生态环境的共容、持续承载和时空变化。王家骥（2000）认为，生态承载力是自然体系维持和调节系统能力的阈值。超过这个阈值，自然体系将失去维持平衡的能力，遭到摧残或归于毁灭，由高一级自然体系（如绿洲）降为低一级的自然体系（如荒漠）。生态承载力仅体现在生态系统的支持层。方创琳等（2003）综合表现层的生产承载力和生活承载力，发展了生态—生产—生活系统承载力（“三生”承载力）的概念。“三生”承载力是指区域资源与生态环境的供容能力、经济活动能力和满足一定生活水平人口数量的社会发展能力的有机综合体。程国栋（2002）认为，生态承载力是指生态系统所提供的资源和环境对人类社会系统良性发展的一种支持能力。由于人类社会系统的生存系统都是一种自组织的结构系统，二者之间存在紧密的相互联系，因此，生态承载力研究的对象是生态经济系统，研究其中所有组分的和谐共存关系。

④生态承载力的支持条件——生态弹性力

高吉喜（2002）提出生态承载力的基本涵义应包括三方面，分别为生态系统的弹性力大小、资源与环境学系统的供容能力大小，以及系统可维持的具有一定生活水平的人口数量，其中生态弹性力是生态承载力的支持条件，资源承载力是基础，环境承载力是其约束条件。

A.生态弹性力的概念

生态系统犹如生命体一样，有自我调节与自我恢复能力，在内外扰动或压力不超过其弹性限度时，生态系统在偏离原来状态后可恢复到原有状态，这就是生态系统的弹性力。事实上，生态系统并不是固定在一种状态而永久不变的，而是在一个中心平衡点位置波动。这种波动的力量来自两个方面，一是外界的作用使其偏离原来的位置，二是生态系统的自我恢复能力使其恢复到原来的位置，这种可调节能力就是生态弹性力。但是这种弹性力是有限度的，如果外界的作用力使其偏离原来的平衡点位置太大而超过了系统的弹性限度，那么生态系统就无法恢复到原来的位置和状态。为此，可将生态系统的弹性力定义为：生态系统的可自我维持、自我调节及其抵抗各种压力与扰动的能力大小。

B.生态弹性力的意义

a.生态弹性力是人类生存与活动的基础。生态弹性力的作用与意义体现在各个方面，如生态系统虽常遭受下列各种变化，但仍能维持正常运转而不至于崩溃，就是因为它有一定的弹性度，这些变化包括：

——生态系统结构与承载关系发生改变；

——生态系统中人口数量的波动；

——自然灾害的侵袭等。

但是生态系统的弹性力是有限度的，超过了这个限度，系统就会发生质的变化，甚至导致系统崩溃。过去，由于人们对生态弹性力没有明确的认识，所以对生态系统往往任意改造，因而引起了许多灾难性后果。如我国六七十年代在长江中游开展的大规模围湖造田，在三江平原开展的湿地开垦等，均使系统的生态弹性力显著降低，因而在1998年的洪涝灾害中造成了重大损失。

b.对生态系统弹性力的认识有利于系统的可持续发展。但是由于过去片面地将生态承载力理解为资源承载力，所以在对生态系统改造时只注重提高系统的资源承载力而忽视了它的生态弹性力，由此造成了许多不可逆转的重大损失。如前述围湖造田、湿地开垦等都是如此。因此，开展生态弹性力研究具有重要的理论与现实意义。

C.生态弹性力的内涵

高吉喜（2002）认为，生态弹性力的内涵可概括为两个方面，一是系统的弹性强度，二是系统的弹性限度。

a.弹性强度是指系统的弹性力的高低，相当于弹簧的弹性强度。对自然生态系统而言，长期发育形成的特定生态类型基本上综合反映了该区域的气候、地形、土壤等各种特征，因此也代表了该地区生态系统的弹性强度大小。如从我国的东北到西北，生态类型逐渐从森林生态系统过渡到草原与荒漠生态系统，表示了从东部到西部生态弹性强度逐渐降低。

b.弹性限度大小主要反映特定生态系统缓冲与调节能力的大小。比如说，对一个区域不同的草地生态系统，由于其所处气候、地形等特征相同，所以生态弹性强度相近，但弹性限度可能相差很大。对于特定区域，首先应根据生态系统的弹性强度大小确定区域的可开发强度和承受能力，然后因地制宜地设法提高系统的生态弹性限度。对单一的自然生态系统而言，生态弹性限度大小主要取决于植被发育状况，植被发育好，弹性限度就高，表现为弹性范围大，生态承载力高。

以内蒙古西部草原为例，在20世纪五六十年代，草场质量普遍较高，生态弹性范围大，草原不但承载牲畜数量高，而且对灾害的抵抗能力、对牲畜数量波动的缓冲能力也很高。但到90年代后，由于草场严重退化，草地的生态弹性力显著降低，因而牲畜数量稍增加会对草原造成巨大压力，同时对自然灾害的抵御能力也明显降低。对特定复合生态系统，由于系统由多种类型的植被构成，所以生态弹性限度大小除取决于各构成因子的自身状况外，还取决于生态系统的总体组成状况。

7.1.2　承载力研究方法

随着生态承载力描述的对象由简单到复杂、由外在现象到内部机制，研究方法相应地由单一到复合，由描述统计到数学建模，体现出多角度、系统化、机制化、多元化的特色。由于每个时代对生态承载力的认识不同，承载力的研究方法有鲜明的时代特色和阶段性。

王开运（2007）、高鹭等（2007）提出下面几种方法。

1）种群数量的逻辑斯蒂方程

马尔萨斯人口理论代表了承载力的起源，而最初的研究方法便是基于马尔萨斯理论的逻辑斯蒂曲线方程，它以经验数据拟合回归为基础，通过描述性方程，针对单要素进行计算是其主要特点。到目前为止逻辑斯蒂曲线已经历了许多研究和改进，但无疑是当时最经典且唯一的承载力研究方法，开创了承载力研究的时代。

Verhulst之后近100年的时间里，逻辑斯蒂方程一直被不断地修正（Pulliam，1994），但正如Mcleod（1997）所言，基于Logistic的承载力概念或许可用于资源有效利用条件下短期潜力的粗略分析，而对于多尺度、多因素、考虑干扰和过程效应等进一步要求，则确实难以胜任。但作为承载力的数学定义者和简单有效的描述性研究方法，直到现在，Logistic方程仍广泛应用于种群和群落生态学，成为生态学上的经典。

2）资源供需平衡法

马尔萨斯理论以及其后很长一段时间对它的研究和改良，使人们注意到两个基本事实。其一，承载力的边界是客观存在的。其二，对承载力的动态评价，除了承载对象的变动，更要考虑承载媒体的作用。

研究方法从对象描述到机制描述的转变，标志着承载力研究进入了新的阶段。学者们开始着眼于承载体在承载力中的作用，希望通过计算承载体的功效来体现承载体和承载对象之间对资源的供需对比，表现承载力的绝对大小。由于能量和物质的转移和转化构成了生态系统作用的具体过程，于是，一大类研究方法都试图将能量或某一物质作为衡量系统承载力功能的媒介来完成承载力计算。但由于在复杂的生态系统运作过程中“黑箱”或“灰箱”大量存在，针对资源供需平衡的计算往往只能关注少数主要因素，通过忽略详细过程简化计算方法。其中，包括了广为应用的生态足迹、第一性生产力分析和能值分析等。

（1）生态足迹法。

（2）自然植被净第一性生产力测算法。植物通过光合作用所产生的干物质中固定的太阳能是陆地生态系统中的一切生命成分及其功能的基础。自然植被的净第一性生产力是指绿色植物在单位时间和单位面积上所能累积的有机干物质，包括植被的枝、叶、根、果等生产量及植物枯落部分的数量，反映了植物群落在自然条件下的生产能力（周广胜等，1996）。特定的生态区域内第一性生产力在一个中心位置上下波动，而这个生产能力是可以测定的。同时，与背景数据进行比较，偏离中心位置的某一数据可视为生产承载力的阈值，表征了承载力的强弱（石月珍等，2005）。

1975年Lieth等根据世界五大洲约50个点可靠的自然植被净第一性生产力的实测资料及与之相匹配的年均气温和年降水量资料，用最小二乘法建立了植被净第一性生产力模型（Miami模型），但其中仅考虑了温度和降水，后又改进为Thornthwaite Memorial模型（周广胜、张新时，1995）。由于对各种调控因子的侧重及对净第一性生产力调控机理解释的不同，世界上产生了很多模拟第一性生产力的模型，大致可分成三类：气候统计模型、过程模型和光能利用模型（Chikugo模型）（宋永昌，2001；李金海，2001）。

李金海（2001）将人类对自然干扰时自然系统随人为作用力的变化表述为图7-1。图中R点为承载力的限值时，D点是承载力最优值，即可在干扰造成的波动中保持相对稳定的状态。他应用第一性生产力对河北省丰宁县生态承载力及其状况进行了计算和评估：接坝山地区净第一性生产力为2.26t/（hm2·a），处于高速荒漠化程度。承载状况不容乐观，而坝下平原区承载状况较好。

图7-1　自然系统随人类干扰的变化

源自：李金海，2001.

3）模型预估法

随着承载力研究的日趋深入，特别是在计算机的支持下。各种数理模型进入该领域，有从早期的线性规划模型到现在广泛应用的系统动力学模型、模糊目标规划模型、层次分析模型等。如美国科学家Maclon Sleaser等提出的承载力估算的综合资源计量技术是一种系统动力学模型的应用。经常使用的生态承载力计算模型主要有下面几类。

分类统计法：把研究区域内的大地分为多种类型，每一种类型假定是一个最高的可支持人口密度，计算出每一种类型土地的支持人口数，然后汇总得出区域可支持的最大人口数量。

线性规划法：其中的线性来源于构造线性模型，而规划一词用于表示线性模型一组变量的最佳取值，它既可用于单目标规划（极大或极小），也可用于多目标问题求解最优化。线性模型的理想目标由决策者的希望确定，现实目标或约束条件可由有限的资源和其他加在决策变量选择上明显的或隐含的约束来确定。用线性规划法进行生态承载力研究，可以动态地反映一个区域的生态承载力的状况（戴晓辉，1996）。

系统动力学方法：系统动力学是麻省理工学院Jay.W.Forrester教授于1956年创立的，其最为突出的优点在于它能处理高阶次、非线性、多重反馈、复杂多变的系统问题。用系统动力学方法进行生态承载力的研究时，能比较容易地得到不同方案下的生态承载力，较真实地模拟区域资源和社会经济、环境协调发展状况，模拟区域承载力的变化趋势。但是，这一方法需要较完备的资料才可得出可靠结论来完善生态承载力计算模型，参数的确定应更加准确。

7.1.3　黄河流域青海片生态承载力动态评价介绍

下面是隋欣、齐晔（2007）《黄河流域青海片生态承载力动态评价》一文的主要内容。

1）引言

黄河流域青海片生态系统结构较为简单，抵抗外干扰能力弱，自我调节能力差，易被破坏，且恢复十分困难。在自然和人为因素的共同作用下，水资源减少，局部地区水污染严重，水土流失和荒漠化面积不断扩大，生物多样性衰退，自然灾害频繁等生态环境问题日益突出。然而，现有研究多从生态环境单一要素着手，以现状分析评价为主，未见有关生态系统整体角度的动态评价研究。本文应用基于生态系统健康的生态承载力评价模型和方法，对20世纪80年代以来青海片生态承载力和生态系统健康状况的历史、现状及未来趋势进行综合评价，以期为决策者提供依据。

2）研究区概况

黄河流域青海片包括兴海县唐乃亥以上地区（黄河源区）和唐乃亥以下至民河县出省境的干流及其支流，包括一个地级市、一个地区、五个民族自治州，控制面积1.526× 105　km2，占流域总面积的21%，是黄河流域最大的产水区和水源涵养区。

3）概念、模型及评价标准

（1）概念　基于生态系统健康的生态承载力（ECC）以自然生态系统为研究对象，即在一定社会经济条件下，自然生态系统维持其服务功能和自身健康的潜在能力，由三部分组成：资源环境承载力（E），自然生态系统的恢复力（R），人类活动潜力，即与承载能力有关的人类影响因子（H）。

（2）计量模型　基于生态系统健康的生态承载力的数学表达式为

式中：ECCr为r区域的生态承载力；Mr为生态承载力空间向量的模型；Eir为r区域第i个资源环境指标在空间坐标轴上的投影；Rjr和Hkr为r区域第j和k个生态弹性力指标和人类活动潜力指标在空间坐标轴上的投影；wi、wj和wk为第i、j、k个指标对应的权重；将指标进行归一化处理，经式（7-1）可计算得到生态承载力指数，用来表征生态承载力水平。

（3）评价指标体系　参照文献（Costanza，1999；崔保山、杨志峰，2001），通过生态系统的活力、组织结构等8方面构建流域生态系统健康评价指标体系。

（4）评价标准　借用已有研究（郭秀锐等，2002；胡志新等，2005），将流域生态系统健康评价标准划分为病态、不健康、亚健康、健康、非常健康五个等级。根据各指标分布特点、世界和中国的指标均值、生态县（市、省）的相应要求来确定最终的流域生态系统的健康等级标准。根据归一化后的流域生态系统的健康标准，采用式（7-1）即可算得不同生态系统健康等级下的生态承载力指标标准值（表7-1）。

表7-1　基于生态系统健康等级的生态承载力评价标准

源自：隋欣、齐晔，2007.

图7-2　黄河流域青海片生态承载力指数动态趋势

源自：隋欣、齐晔，2007.

4）动态趋势分析

采用黄河流域青海片1985年和1993年至2002年的数据，对1985年以来研究区域的生态承载力指数和各项分指数及相应的生态系统健康等级进行了动态趋势分析（图7-2）。图7-2表明，20世纪90年代以来青海片人类潜力指数呈波动上升趋势，弹性力指数呈波动下降趋势，但近三年来较为平稳，资源环境承载力指数和生态承载力指数也呈缓慢下降趋势。生态系统健康状态结果表明，资源环境承载力指数相应的资源环境学系统健康等级随着时间的推移，2000年由非常健康状态下降为健康状态，人类潜力指数、生态弹性力指数和生态承载力指数相应的生态系统健康等级无变化，均为不健康状态。上述结果表明，随着时间的推移，区域社会经济系统对资源的利用呈逐渐增加趋势。与此同时，社会经济的发展有利于生态系统健康状态的改善，人类社会经济活动的双重性，使生态系统健康状态未发生变化。

5）变化预测分析

表7-2为2007年和2015年生态承载力指数和各项分指数的未来发展趋势。表7-2表明，随着时间的推移，除人类潜力指数外，其他指数均为2015年水平低于2007年水平，即研究区域内的资源利用和生态系统整体水平随时间的推移呈下降趋势。表7-3表明，2015年人类潜力指数对应的生态系统健康等级较2007年提高了一个等级。

表7-2　2007年和2015年黄河流域青海片生态承载力指数预测

源自：隋欣、齐晔，2007.

表7-3　2007年和2015年黄河流域青海片生态承载力对应的生态系统健康等级

注：1为非常健康，2为健康，3为亚健康，4为不健康，5为病态。
源自：隋欣、齐晔，2007.

6）结语

应用基于生态系统健康的生态承载力评价方法，动态评价黄河流域青海片的结果表明，黄河流域青海片生态承载力随时间呈缓慢下降趋势。片内生态系统健康等级较低，多处于亚健康或不健康状态。空间上，以湟水流域和黄河干流区域生态系统的健康等级最低。各项指数中，以资源环境承载力指数相应的健康等级为最高。人类潜力和生态弹性力是制约研究区域生态系统健康的主要因素。基于生态系统健康的生态承载力的评价方法的简便、准确，具有可操作性，适用于评价大尺度区域生态系统的整体水平。

7.1.4　中原城市群城市承载力评价的研究

党的十六大报告提出全面建设小康社会的目标以及“十一五”规划纲要提出促进城镇化健康发展、提高承载力的要求。吕斌等（2008）正是基于这样的背景，通过对中原城市承载力进行评价，诊断城市群发展中的重要制约要素及其根源，继而从短板突破和城市发展速度等方面提出政策建议，以期促进中原城市群的健康可持续发展。

1）研究对象的空间界定

中原城市群位于河南省中部偏北，是以郑洛汴新为核心的城市群，以陇海、京广铁路为中轴的城镇密集区，主要包括郑州、洛阳、开封、新乡、焦作、平顶山、许昌、漯河和济源九个省辖市。

2）综合指标体系构建

基于城市承载力提升的目标与要求，从承载力包含的内容出发，坚持指标体系的灵敏性、独立性和协调性准则，构建城市承载力综合指标体系，形成以土地、水资源、交通、环境4个二级指标，供给指数和需求指数8个三级指标，16个具体指标构成的指标体系（见图7-3）。

图7-3　城市承载力系统评价的指标体系（吕斌等，2008）

3）计算方法与模型构建

本分析采用原理相对简单、精度较高的均方差法确定指标权重，即反映了城市系统特定时期的承载力水平。这里采用了城市综合承载力评价模型——综合承载力指数，它是资源环境约束下的城市未来发展能力总体水平的集中体现。

由于二级层次中每一个指标均是从不同侧面反映城市承载力的发展水平，总体水平必须进行综合评价，故采用多目标线性加权函数对城市综合承载力指标（A）进行求解，即

考虑计算的简便，在计算城市综合承载力指数时采用公式（7-2）或公式（7-3）计算。显然，RA愈大愈好，因此在加权向量已知的情况下，根据城市综合承载力指数可对各方案进行决策或排序。

4）评价结果

（1）水资源承载力对城市群发展的影响最大

根据均方差方法确定各指标权重，水资源对城市发展影响最大，其权重为0.289　1。其次为土地承载力、交通承载力、环境承载力。

（2）供给指数远低于需求指数

从表7-4可以看到城市群整体的供需指数比远小于1，说明需求对城市综合承载力得分的贡献要大于供给。所以，未来提升承载力的策略重点在于需求方面的正确引导。其中环境承载力供需比最小，如果城市严格控制废气和废水的排放量，承载力提升的空间将会很大。

表7－4　中原城市群各城市供需指数比

注：由于济源市部分数据难以获得，所以中原城市群的城市评价没有济源市。
源自：吕斌等，2008．

（3）中原城市群发展的短板是水资源

从表7-5可以看出，中原城市群中，水资源承载力的综合得分最低。其中人均水资源量和万元产值耗水量贡献较小。城市发展需从外部调水。由于境内黄、淮、海、江四大水系有60.2%监控河段水质超过Ⅳ类，而且地下水也会受污染，城市可利用水资源较少，而且高耗小型工业发达，并且未采取有效节水措施，使单产耗水量居高不下。

表7-5　中原城市群各要素和综合承载力得分

源自：吕斌等，2008.

5）提升中原城市群综合承载力的策略

（1）突破水资源瓶颈，提高综合承载力

水资源瓶颈主要从水资源的供给、需求和利用效率三方面突破。综合调配水资源，释放现有水资源盈余，更新、利用现有水利工程和地下水的调蓄能力，调节水资源供给与需求平衡。按照优水优用、一水多用和重复使用的原则，实现各类水资源联合调度和优化策略。城市群发展应以提高水资源利用效率为主，通过技术进步降低单位产值的耗水量。

（2）优化综合承载力结构，发挥整体优势

土地、水资源、交通和环境的承载力是城市综合承载力的重要组成部分，而且四者程度相当。当其中某一要素成为短板，整体优势就难以发挥，所以要通过各个系统结构的优化提高整体能力。通过盘活土地存量，深度挖潜，积极利用土地，扩大交通基础设施投资，优化路网结构，提高公交分担率，污染总量控制，增加城市绿地面积等方式优化系统结构，进而提高城市群的综合承载能力。

（3）稳步推进城市化进程，提高城镇化质量

通过分析中原城市群综合承载力要素的供需指数可以反映，城市存在着土地扩张与浪费并存、水资源低效利用、交通设施不足、环境质量恶化等方面的问题。建议今后采取向中小城市集聚、不向大城市过度集中的城市化发展策略，缓解大城市土地、水资源、交通和环境承载力的压力，改变城市现有发展模式，适当提高中小城镇的城市化速度，采用提高内涵的城市发展策略。

（4）合理引导资源需求，建设节约型城市

强化城乡居民的资源、能源和环境等危机意识，树立资源有限性等科学发展观。通过实施节约与浪费的奖惩制度，引导城乡、企业、居民正确的资源需求导向，实现城乡的可持续发展。

7.2　生态足迹

生态足迹（Ecological Footprint）是一种定量测量人类对自然利用程度的新方法。该方法通过计算支持特定区域内人类社会所有消费活动所需要的土地（生态足迹）与该区域可提供的生物生产性土地（生态承载力）相比较来判断区域发展的可持续性。

7.2.1　生态足迹的概念和模型

1）概念

任何人都要消费自然提供的产品和服务，均对地球生态系统构成影响，因此，测量人类对自然生态服务的需求与自然所能提供的生态服务之间的差距具有重要意义。只要人类对自然系统的压力处于地球生态系统的承载力范围内，地球生态系统就是安全的，人类经济社会的发展就处于可持续的范围内。如何制定承载力的范围呢？1992年加拿大生态经济学家Ree和Wackernagel等提出并在1996年由Wackernagel完善的生态足迹模型，就是为了回答这个问题。通过测定人类为了维持自身生存而利用自然提供的物质和能量，以此来评估人类对生态系统的影响。生态足迹的计算是基于以下两个基本事实（徐中民等，2001）：

（1）人类可以确定自身消费的绝大多数资源及其所产生废弃物的数量。

（2）这些资源和废弃物能折算成生产和消纳它们的生物生产面积。

因此，任何已知人口（某个个人、一个城市或一个国家）的生态足迹是指：生产这些人口所消费的所有资源和吸纳这些人口所产生的所有废弃物所需要的生物生产总面积（包括陆地和水域）。其计算公式如下：

式中：i为消费商品和投入的类型；pi为i种消费商品的全国平均生产能力；ci为i种商品的人均消费量；aai为人均i种交易商品折算的生物生产面积；N为人口数；ef为人均生产足迹；EF为总的生态足迹；rj为均衡因子。

生态足迹模型主要用来计算在一定的人口和经济规模条件下维持资源消费和废弃物吸收所必需的生物生产面积。由式（7-4）可知生态足迹是人口数和人均物质及能源消费的一个函数，生态足迹是每种消费商品的生物生产面积的总和。生态足迹测量了人类的生存所需的真实生物生产面积。将其同国家和区域范围所能提供的生物生产面积进行比较，就能为判断一个国家或区域的生产消费活动是否处于当地生态系统承载力范围内提供定量的依据。

2）生态足迹模型中使用的生物生产型面积的类型

在生态足迹账户核算中，生物生产土地面积主要考虑如下六种类型：化石燃料土地、可耕地、林地、草场、建筑用地和水域（Wackernagel，1997，1999）。

（1）化石燃料土地。人类所有的生态足迹反映了对自然的竞争性索取，CO2浓度的变化对人类的生存至关重要，人类应拿出一部分土地（化石燃料土地）吸收CO2。在这里值得注意的是，将CO2吸收所需的生态空间同生物多样性保护和林地分开并非意味着重复计算。因为老年林同新生林在吸收CO2的能力上存在着较大差距，而且在多样性上也存在着区别。目前还没有证据表明哪个国家专门拿出一部分土地用于CO2的吸收。出于生态经济研究的谨慎性考虑原则，在生态足迹的需求方面，考虑了CO2吸收所需要的化石燃料的土地面积。

（2）可耕地。从生态角度看，可耕地是最有生产能力的土地面积类型。目前世界上人类总共耕种13.5亿hm2的优质可耕地（人均不到0.25hm2）。

（3）林地。目前地球上有51亿hm2林地，人均0.9hm2，其中有17亿hm2林木的覆盖率不足10%。由于人类对森林资源的过度开发，全世界除了一些不能接近的热带丛林外，现有林地的生物量生产能力大多较低。

（4）草地。相比较目前的33.5亿hm2的草场（人均0.55hm2）的生产能力比耕地要低得多。

（5）建筑用地。根据联合国的统计，目前人类定居和道路建设用地面积大约人均0.06hm2。由于人类常定居在肥沃的土壤上，因此建筑面积的增加意味着生物生产量的明显降低。

（6）水域。目前地球上的海洋面积在366亿hm2，人均超过6hm2。其中，8.3%（人均0.5hm2）提供了全海洋95%的生物产品。目前海洋的生物产量已接近最大。

将以上六类具有不同生态生产力的生物生产面积加权求和即为生态足迹。在加权求和的过程中，需要对各类生物生产面积乘以一个均衡因子，某类生物生产面积的均衡因子等于全球该类生物生产面积的平均生态生产力除以全球所有各类生物生产面积的平均生态生产力。传统算法中采用的均衡因子分别为耕地、建筑用地为2.8，森林、化石能源土地为1.1，草地为0.5，海洋为0.2。

7.2.2　国外生态足迹模型修正与前沿研究

1）模型修正

章锋河（2007）认为，生态足迹模型自1992年提出以来迅速得到学者们的关注和应用，但在理论和方法上都被认为存在诸多明显的不足，引起较大争论。主要表现在下面四个方面，许多学者对模型进行相应的修正与完善。

（1）指标选择的偏向性

生态足迹模型强调了人类发展对环境资源系统的影响及其可持续性，然而忽视了不同区域的经济、社会、技术发展的差异，人类消费模式的演变具有指标选择的生态偏向性。生态足迹是一种有效的测度，应与社会—经济指标相联系，如人口统计学指标、经济扩张、资源利用效率的变化、经济繁荣下的生活方式的改变等。

Kurt（2004）把生态足迹与生态系统服务功能价值两种方法结合起来，从全球碳循环系统与能量价值角度出发，构建了生态价值附加的生态系统—经济投入产出复合模型，用于指示区域可持续发展状况。

（2）足迹测度的静态性

生态足迹最初是计算基于某一时点的生态足迹，而未能反映未来变化发展的趋势。时间序列的生态足迹计算是对生态足迹静态性的改进与完善。时间序列性的优点在于有利于揭示其对社会经济环境变化的敏感性，可以在一定程度上消除数据的失真性，同时有利于探讨区域可持续发展状态的演变与生态足迹随时间变化之间的对应耦合关系。

Wackenagel（2000）计算了全球1961年至1997年时间序列的生态足迹，Karl-Heinz Erb（2004）采用地区而不是全球公顷法计算生态足迹，其中林地的计算采用两种手段，即产品分析法和持续产量分析法。以奥地利为例，计算了1926年至2000年的75年的时间序列的生态足迹，结果表明主要是由于能源消耗的原因，在整个75年时间里，土地实际需求量超过了奥地利国土的生物生产性土地面积。产品分析法结果偏大，而持续产量分析法的结果偏小。

（3）计算项目的偏颇性

生态足迹模型未能把自然生态系统提供资源、吸纳废弃物的功能描述完全，忽略了地下资源与水资源的估算，也未考虑污染的生态影响与污染生态足迹。

Manfred L.et al.（2001）以澳大利亚为例，不仅考虑了CO2而且计算了其他气体如CH4、N2O、CF4、C2F6等的生态足迹。

（4）政策启示的真伪性

为了进行地区之间的比较，生态足迹计算采用均衡因子与产量因子，在将各区域产量调整为世界平均产量的同时使许多区域信息丢失，导致生态足迹指标过分简化，只有全球的一般状况而没有反映出不同区域的实际情况，对区域制定有效的可持续发展决策的直接政策意义并不明确。

Manfred L.（2001）以澳大利亚为例，发展并改进了生态足迹分析法，针对生态足迹的全球公顷的弱点，采用了土地利用地区数据，通过澳大利亚各种类型的土地利用数据，并且运用投入—产出分析模型，以便修正与反映消费所应对的各种类型的土地类型。结果表明1994年澳大利亚人均生态足迹为13.6hm2。

2）基于净初级生产力的生态足迹（EF-NPP）计算

杜加强（2008）对Jason和John及其团队在2004年至2005年对生态足迹的理论和方法进行了较大幅度的修改，首次提出了基于净初级生产力的生态足迹计算方法。

净初级生产力（NPP）是指绿色植物在太阳能光合作用下生物物质的年生产量。NPP是地球上所有消费者和分解者生存、生长、繁殖的基础。人类通过消费活动占用NPP，同时这些活动反过来影响NPP，因此NPP与可持续发展显著相关。目前常用的生态足迹计算方法包括Wackernagel提出的经典方法和利用投入产出分析方法，都是基于全球农业生态区（GAEZ）的。而EF-NPP方法对于促进生态足迹方法的完善与改进具有重要意义，国内尚未见到较详细的介绍。

（1）EF-NPP对EF-GAEZ（基于农业生态区的生态足迹）的主要改动

①在生物承载力计算中包括了整个地球表面

EF-GAEZ方法未包括那些具有较低或没有潜在生产力的地球表面，比如高山、沙漠、海洋、苔原带等。而EF-NPP方法认为全球的大部分表面都参与CO2的吸收与循环，因此在生物承载力计算中包含了水面和陆地。

②为其他物种生存预留了较大空间

CO2方法中扣除12%的生物生产性土地面积来保护生物多样性，这一数值并非科研结果。EF-NPP认为以人为中心的痕迹过重，根据有生物多样性研究成果，若13.4%的陆地面积得到有效保护，则55%濒危物种得以存活。所以EF-NPP采用扣除13.4%的方法。

③改变CO2吸收速率的假设

EF-NPP做了两点改动：一是将仅由林地吸收CO2的假设扩展到整个地球表面，二是改变了碳吸收的速率。EF-GAEZ有关一块土地只能提供一种功能的假设是学术界批评的焦点之一，特别是在CO2吸收方面，用于提供木材的林地就没有吸收CO2功能的假设，而世界各国又均未留出用于吸收CO2的土地。

④利用净初级生产力计算均衡因子

EF-NPP中均衡因子是用NPP方法测得的不同土地类型的生产力与平均水平之比，其1998年的计算结果如表7-6所示。

表7-6　EF-NPP中的均衡因子计算

源自：杜加强，2008.

EF-GAEZ相比，EF-NPP的结果与各类土地生态价值的理解更接近，林地、草地和水域等生物量较大且物种丰富的用地具有较高的均衡因子，而建筑用地具有较低的均衡因子。

（2）EF-GAEZ和EF-NPP计算结果对比

①全球尺度静态结果对比

两种方法计算得到的2001年全球生态足迹见表7-7。

表7-7　EF-GAEZ和EF-NPP两种方法计算得到的全球生态足迹

源自：杜加强，2008.

两种方法的计算结果有较大差异。EF-GAEZ中，主要是能源用地呈现生态赤字，而EF-NPP所计算的八类土地类型中，耕地、建筑、水产品和能源四种用地类型均呈现生态赤字。这是在全球生态足迹分析中耕地、建筑用地和水产品用地三种用地类型首次出现赤字，修正了EF-GAEZ在计算全球尺度的生态足迹时，上述三种用地不可能出现生态赤字的不足。均衡因子和保护生物多样性预留土地比例的变化可以解释这种差异。EF-NPP得到的能源消费生态足迹是EF-GAEZ的17倍，这主要是由于EF-NPP在生物承载力计算中包括了整个地球表面使碳吸收速率由0.95t/hm2减少到0.06t/hm2的原因。

②全球尺度动态结果对比

两种方法计算结果显示，全球生物承载力总量在40年间没有明显变化。EF-GAEZ方法得出的生物承载力约为1　000亿ghm2，EF-NPP方法得出的生物承载力约为110亿ghm2。两种方法得到的全球生态足迹总量在40年间稳定上升，EF-NPP方法上升速度更快，20世纪70年代后开始出现生态赤字。

③区域和国家尺度静态计算结果对比

根据EF-NPP计算结果，非洲、亚太地区、拉丁美洲和加勒比海地区呈现生态盈余状态，盈余数值大于EF-GAEZ的结果。中东东区、中亚、北美和欧洲地区均倾向于出现生态赤字，且赤字较EF-GAEZ方法的结果更为严重。与EF-GAEZ相比，EF-NPP的计算结果中75个国家的生态盈亏计算结果更大，63个国家更小。

（3）EF-NPP方法的不足

①NPP的计算尚有不完善处。EF-NPP方法是以NPP的计算为基础，而目前NPP的计算方法和模型尚无统一标准，结果的准确性和可比性得不到保证。

②远海和低生产力土地类型尚没有生态足迹计算公式，即这两种生物生产性土地仅提供生物承载力而没有相应的消费，这显然不符合需求—供应的对应关系，尚需从理论、方法上进行完善。

③水资源、温室气体和有毒物质的生态足迹未包含在生态足迹计算的这两种方法之中，未把人类的消费描述完全。

④没有合理理解不同土地利用类型之间不可替代的质疑。生态足迹和生态承载力计算中将不同生物生产性土地的面积直接相加，暗示各类土地间可互相替换，未反映各类土地不可或缺的特点。

3）应用研究

国外生态足迹模型原来较多地应用于分析某个地区发展的可持续性。目前，逐渐深入到力图从多角度与多层面寻求人地关系的和谐与可持续发展的途径，并取得了积极的进展。其应用研究领域主要表现在以下七个方面：

（1）食物消费模式的差异与生态足迹

在不同文化背景与心理诉求、不同的社会经济发展水平下人们有不同的食物消费模式，不同的食物消费模式与水平直接影响土地的实际供给水平。

Gerbens-Leenes P.W.（2002）等把人们消费的一百余项食物谱分成九类主要消费项目。以荷兰为例，利用1990年家庭生活消费项目及数量、物价指数等数据计算了五种食物消费模式下的土地需求量。结果表明，消费水平越高对土地的需求越大，昂贵食物所需的土地面积比低价食物多。如1990年荷兰的牛肉是17荷兰盾/kg，土地需求是20.9m2/kg，猪肉是11荷兰盾/kg，土地需求为8.9m2/kg，消费牛肉对土地的占用是猪肉的两倍。

（2）家庭收入、消费支出的差异与生态足迹

Manfred等（2001）计算了澳大利亚家庭收入与生态足迹之间的弹性系数关系为0.38，即当家庭收入每增加10%，则家庭生态足迹增加3.8%；家庭消费支出与生态足迹的弹性系数为0.64；家庭消费支出比收入对生态足迹的影响大，同时发现家庭规模越大，生态足迹越低。

（3）国际贸易与生态不平等交换

Anderson ＆Lindroth（2001）认为国家间贸易虽然在货币上可能是平衡对等的，然而由于贸易商品生产所需的生物生产性土地面积的差异，可能存在国家间的生态不平等贸易或不可持续的生态贸易现象。例如，A、B两个国家交换黄油与雪茄，如果黄油全球平均产量为50kg/hm2，而雪茄为5　000kg/hm2，而A国出口100t黄油换取进口B国20　000t雪茄，A、B两国的贸易就是生态不平等。A国从贸易中获得生态利益，通过“进口”贸易占用了B国的生态生产性土地面积（生态足迹），A国扩大了“经济版图”。

（4）能源消耗与生态足迹

Gernot Stoglehner（2003）对生态足迹模型进行改进，基于假定碳在岩石圈的储存的减少并且不向生物圈转化，同时综合考虑化石能源与可更新能源。1994年，奥地利在所有能源消耗中水能占76.2%，煤占7.4%，石油占3.3%，天然气占13.1%，能源土地产出力是每年0.306MJ/m2，也即能源土地需求1年是3.27m2/MJ。Freistadt地区位于奥地利林茨—布拉格，面积1　000km2，1996年居民人口是65　000人。1996年其能源生态足迹高达44　300km2，是其区域面积的44倍。通过大力开展居民节能措施，2002年其能源生态足迹面积减少到276km2，占区域面积的28%。

（5）国民经济发展与生态足迹

引入时间序列计算生态足迹是对生态足迹模型静态性的改进与完善。Mathis Wackernagel（2004）选择奥地利、菲律宾、韩国作为案例地，采用“全球公顷”与“真实土地面积”两种方法测算，比较了三个国家1961年至1999年间的生态足迹总量、生态足迹土地类型构成、产业部门生态足迹及其演变特征。

研究表明，随着韩国飞速发展的工业化导致其生态足迹不断攀升，1965年还处于生态盈余状态，然而目前韩国总生态足迹大约是其国土面积的5倍。奥地利1961年的生态足迹已经较大，在1961年至1990年间增加缓慢，基本保持稳定，但一直处于生态赤字状态。菲律宾1967年前处于生态盈余，其人均生态足迹大约为1.0ghm2，在1961年至1990年间基本上没有什么变化，但由于人口大增，其人均生态承载力由1.22hm2减少到0.52hm2，导致其生态压力不断增大。该研究揭示了不同经济发展轨迹的国家的生态足迹时间序列演变特征。

（6）交通运输与生态足迹

Federici M.（2003）等以意大利中部城市锡耶纳为例，运用三种不同的能源分析方法，研究了该城市的公路和铁路交通系统的能源消耗与利用效率以及对区域生态足迹和可持续发展的影响。

（7）其他

生态足迹及其相关问题的研究十分活跃，如生态足迹计算方法“综合法或成分法”的改进，小区域尺度上的区域公顷、区域产量因子研究等。另外，从全球、国家、地区、城市、社区、企业、学校、家庭、个人等不同尺度的生态足迹研究以及特定产业与行业生态足迹分析也是当前研究的重要领域。

4）研究启示

根据对国外生态足迹前沿研究领域的分析，章锋河（2007）认为今后国内生态足迹与可持续发展研究应在以下四方面加大力度：

（1）在时间尺度上，加大生态足迹时间序列的研究，揭示区域生态足迹变化特征之于区域发展演化的内在互动机制及其与区域可持续发展的对应耦合关系。

（2）在空间尺度上，加大对不同经济发展水平的中国东、中、西部地区，和大、中、小城市，及城市与城乡等的生态足迹实证比较研究，分析生态足迹的结构城市性、效率差异性、时间动态性、空间叠加性及其空间扩散性等，揭示区域发展与区际、洲际乃至全球的关系，探讨区域生态足迹外流与转移的空间分割尺度与程度，更好地揭示区域发展与区际乃至全球可持续发展的内在联系。

（3）在研究内容上，一方面加强生态足迹与生态补偿、生态安全、环境理论以及废弃物的生态足迹、区域发展容量限制因子的生态足迹研究；另一方面应加强不同消费模式、消费水平和消费文化背景下的生态足迹与区域可持续发展的关系，加强国内外贸易等引起的生态足迹转移与生态责任区际扩散，加强能源、交通、水、旅游业等特定行业与部门的生态足迹等的研究，不断扩展生态足迹的研究领域。

（4）在研究方法上，一方面应加强生态足迹计算方法的改进如区域公顷、产量因子、均衡因子、土地类型、贸易调整、能源消耗、废弃物吸纳等计算方面的完善；另一方面生态足迹分析法应与其他能反映社会经济方面的、度量区域可持续发展的指标相结合，建立基于生态足迹的、可持续发展的指标体系与分析框架，大力开展HANPP（人类对净初级生产力的占用）分析等方法的研究，推动区域与全球的可持续发展。

7.2.3　生态足迹的国内研究进展和实例

刘淼（2006）认为，国内的生态足迹研究开始于1999年。虽然生态足迹方法引入我国只有十多年时间，但得到了广泛的关注和应用。如徐中民等2000年对甘肃省1998年生态足迹的计算与分析；蔺海明等2004年对甘肃省西绿洲农业区的生态足迹进行了动态研究；杜加强等2008年发表了《生态足迹研究现状及基于净初级生产力的计算方法初探》的文章；王军等2008年对沈阳市皇姑区中小学生家庭生态足迹的研究等。

国内的生态足迹研究在2004年以前主要是对传统的生态足迹方法在国内某一区域某一年的静态计算，以此判断区域的可持续性，处于初级的应用阶段。近年来，研究方法和内容得以逐步深入和提高，包括时间序列分析、研究方法探讨和在各领域的应用都已呈现出欣欣向荣的景象。现介绍下面几个实例。

1）基于全球公顷和国家公顷的生态足迹核算差异分析

以全球公顷（global hectare，gha）为计量单位进行生态足迹核算虽然便于国际比较，但在进行国家级以下的不同省、市生态足迹比较和结果分析时，采用全球统一的均衡因子和全国统一的产量因子则无法精确反映各省、市的实际生产力状况和区域发展特征。为了更真实地反映一个地区的实际生态负荷及生态承载能力，吴开亚等（2007）采用国家公顷（national hectare，nha）为计量单位进行省、市级尺度上的生态足迹核算，并以安徽省2003年生态足迹为例，对两种核算方法产生的差异进行比较分析。

基于国家公顷的生态足迹核算方法与全球公顷方法基本类似，所不同的是在计算过程中要用消费产品的全国平均生产能力来代替全球平均生产能力，以及相应的以国家公顷为核算标准的均衡因子和产量因子。核算公式、均衡引资、产量因子和承载力的计算等见前文。

（1）2003年安徽省生态足迹核算

分别采用全球公顷法和国家公顷法对2003年安徽省生态足迹进行核算，结果见表7-8、表7-9。

表7-8　全球公顷法核算的安徽省2003年生态足迹

源自：吴亚开，2007.

表7-9　国家公顷法核算的安徽省2003年生态足迹

源自：吴亚开，2007.

核算结果的比较分析

·生态足迹：从表7-8和表7-9中可以发现，其差异主要集中在化石能源、耕地和建筑用地，而这些差异的产生，主要是由于各类土地生产力在总生物生产土地面积的生产力中，所占权重的不同导致的均衡因子差别所造成的。其中人均耕地和化石能源用地的生态足迹的需求比例变化最大。耕地比例由全球公顷法中的32.7%增加到国家公顷法中的74.2%；化石能源比例由全球公顷法中的33.44%下降至国家公顷法中的12.41%，这说明我国耕地平均生产力产出在各类土地中所占较大。相反，化石能源平均生产力产出在各类土地中所占权重相对较小。另外，用国家公顷法计算的耕地、林地、草地和水域需求与全球公顷法相比都低，说明与我国作为农业大国的国情相符合，具有较高的农业生产力水平。

·生态承载力：与全球公顷法相比，国家公顷法的总体生存承载力较小，全球公顷法为0.49hm2/cap而国家公顷法为0.12hm2/cap，只有草地承载力高于全球公顷法核算结果，其他各项都低于全球公顷法。究其原因，承载力核算是由均衡因子和产量因子进行二次加权得出的结果，该处的产量因子表示的是安徽省各类土地平均生产力与国内各类土地平均生产力的比值。而安徽省的平均生产力相对于国内总体平均水平还较低，但是草地的平均生产力高于国内平均水平，这也说明了其他各类型土地生产力还有很大的提升空间。

·生态赤字　用全球公顷法和国家公顷法两种方法核算都存在生态赤字，分别为1.330　8hm2/cap和0.845　4hm2/cap。可认为安徽省的发展模式处于一种不可持续的状态。采用全球公顷法核算出现较高的生态赤字，而用国家公顷法则赤字较小，两者的差异说明按国家公顷法等量化的土地具有更高的生物生产力，可以提供更多消费。

（2）全球公顷法核算的缺陷

①采用全球公顷法将会扩大国家生态足迹的核算误差。

②全球平均产量难以体现产品之间的属性差异，如消费量中有初级产品（如牧草），也有二级产品（如动物制品）。

③全球公顷法的数据汇总难度大（统计口径不一，缺项漏项严重）。

2）中国1961年至2005年人均生态足迹变化

生态足迹指标作为一种衡量自然资本可持续利用的生物物理定量评价工具，吸引了众多学者进行大量研究。但多数学者以年度为时间尺度计算区域生态足迹，而基于长时间序列的生态足迹动态发展趋势预测的研究较少。但是，时间序列对于考察一个指标的问题、局限和优势，对于以直观方式分析隐含、复杂的假设都是很有用的。就其某一地区而言，时间序列更有助于分析社会经济及自然因素随时间变化对该地区人均生态足迹的动态影响。

小波变换是20世纪90年代发展起来的一种数学分析工具，它能将时间序列分解成交织一起的多尺度成分，并对不同尺度采用不同的取样而能不断地聚焦到任意细节，特别适合将隐含在时间序列中各种随时间变化的周期振荡清楚地显现，同时也可对未来的演变趋势进行定性估计。生态足迹的变化受人口、消费、土地利用、科技水平等众多因素的影响，是非线性系统，在时、空上具有多尺度特性，因此应用小波诊断技术进行多尺度分析很有必要。由陈成忠等（2008）以中国为例，采用刘宇辉等（2004、2005）计算的1961年至2001年人均生态足迹及陈成忠等计算的2002年至2005年的数据，利用小波分析技术提取生态足迹波动的特征时间尺度及周期性震荡特征来预测未来演变趋势，以期更有效地分析资源利用特别是土地利用资源的合理性。这些研究对中国可持续发展状态的预测、预警和相关政策的制定具有实际意义，同时为生态足迹指标的预测性分析提供一个新的途径。

图7-4　中国1961年至2005年人均生态足迹析线图（陈成忠等，2008）

通过对我国1961年至2005年人均生态足迹变化（图7-4）的小波分析可得出以下结论：

（1）我国人均生态足迹波动主要存在3年、7年和23年的特征时间尺度。

图7-5　中国人均生态足迹变化的3年、7年、23年特征时间尺度与波变换系数（陈成忠等，2008）

（2）我国人均生态足迹在3年特征尺度上波动较多、幅度较小，只有1961年至1967年至2004年以后两次大的波动（图7-5）。在7年特征时间尺度下变化频繁，44年来大致经历了6个周期变化；1961年至1972年大致为1.5个周期的波动，幅度较大；1973年至1989年波动相对平缓；1990年至2002年波动周期变长、振幅变大，2003年以后急剧上升。在23年特征时间尺度上，1961年至1989年振动周期长，波动幅度大；1990年后波动周期变短，幅度进一步扩大。

（3）将1961年至2005年分成三个时间段进行突变点分析。其中，1961年至1972年时间段中，1966年为一个显著的突变点；1973年至1991年时间段中，1979年、1988年为比较明显的两个突变点；1992年至2005年时间段中，1996年、2000年、2004年为三个突变点。

（4）通过突变点驱动的成因分析发现，我国人均生态足迹的波动主要由于政策因素和经济因素驱动所致，科技因素和自然因素也有影响。政策因素主要有计划生育、改革开放、市场经济、家庭联产承包责任制、农业结构调整、三农政策、减免农业税、进出口贸易、能源政策等。自然因素有洪涝灾害、干旱、水土流失、沙漠化等。经济因素主要有人均能源消费和人均GDP。提取并比较23年特征时间尺度下的人均生态足迹、人均能源消费和人均GDP小波变换系数后发现，人均能源消费和人均GDP的波动与人均生态足迹的变化是一致的，说明它们对人均生态足迹的正向影响是非常明显的。

（5）通过分析3年、7年、23年特征时间尺度下的小波系数预测人均生态足迹这种做法在未来几年会有所下降，可持续发展形势有所好转。

3）大连市的水足迹问题

邰姗姗等（2008）提出有关大连市水足迹的报告。

人类生活每人每天直接利用的实体水资源通常为2～4L，而由于饮食结构、生活方式和生活条件的差别，每天存在于产品中消费的虚拟水数量通常为1　700～5　000L。产品形式的虚拟水消费是人类消费水资源的主要形式（Gleick，1998）。水足迹概念是在虚拟水理论（Allan，1993）基础上提出的，描述了人类对水资源系统的占用和影响，其思想源自生态足迹理论。该方法以农业、工业和生活用水之和为主要特征指标来评价一个国家或地区对水资源的消耗、利用情况。

大连市目前进入了一个经济快速发展时期，其生态环境面临着严峻的挑战，而水资源又是其中最为关键的影响因素之一。该报告对大连市的水资源状况进行分析，以期衡量大连市的生态环境发展情况，为决策者提供科学依据。

（1）水足迹模型

水足迹包括农业、工业、生活用水，该报告加入了生态用水部分。农业用水主要指农产品消费品包含的虚拟水量，包括农作物产品和动物产品的虚拟水（徐中民等，2003），工业用水和生活用水量参照大连市水资源公报数据（大连市水务局，2007）。生态用水计算了河流最小生态用水，主要考虑了大连市的几条流域面积较大的河流，为河流生态需要的保守值。这四个部分的水资源之和与人口的比值即为该年的人均水足迹，公式为

（2）大连市水足迹

表7-10表明了大连市2001年的水足迹。

表7-10　大连市2001年水足迹（m3）

源自：邰姗姗等，2008.

从表7-10可见，大连市的总水足迹中生态及工业消费和生态的直接用水分别仅占12.6%和6.0%，而居民消费的农产品包含的虚拟水量为33.66亿m3，占总水足迹的80.96%，可见人口的消费方式特别是膳食结构对水资源消耗的影响非常显著（Hofwegen，2004）。大连市2001年的人均水足迹为748m3，仅为全世界人均水资源拥有量的1/14、全国的2/7、辽宁省的4/5，低于北方城市人均水足迹1　106m3（马静等，2005）。根据联合国标准，人均占有水资源在1　700～1　000m3地区为贫水地区，在1　000～700m3为中度贫水地区（狄乾斌等，2005）。所以大连市属于中度贫水地区，是个水资源短缺型城市。

大连市消费品虚拟水量在水足迹中比例最大，可通过虚拟水贸易即输入水密集型产品来缓解自身的水资源问题。此外，应在承载能力范围内开采、利用水资源，还可采用区域调水工程扩大水资源利用量，加强节约用水，提高水资源利用率。大连市拥有大面积海域，鼓励有条件的企业使用淡化海水，加强污水治理力度，实行水资源循环利用，提高人均水足迹。

4）西安市的旅游生态足迹

作为旅游业赖以生存和发展的基础，生态的失衡会制约旅游业的发展。如何有效地对旅游区的可持续发展状态进行客观度量是推动可持续发展理论走向实践的重要基础。王保利等（2007）将生态足迹的理论引入旅游研究中，论述了旅游生态足迹的概念和计算方法，并以西安市的旅游业作为研究的对象进行了实证分析。

（1）旅游生态足迹的概念

旅游生态足迹是指在一定的时空范围内，与旅游活动有关的各种资源消耗和废弃物吸收所必需的生物生产土地面积和水资源量，即把旅游活动过程中旅游者的生态消耗用土地面积进行表述。旅游生态足迹既包含土地、水源等方面的一次消耗，又包含废弃物吸收等方面的二次消耗，可以全面地测度旅游活动对环境的影响。根据旅游生态消费的特点，旅游生态足迹计算主要由旅游交通、餐饮、购物、娱乐、住宿、观光六部分组成。构建有关的六个子系统组成的旅游生态足迹计算模型。

以下举一个旅游购物生态足迹模型进行说明：

旅游购物生态足迹是指旅游者采购的旅游商品在生产、加工、运输和出售时所需占用的建成地、生物生产性用地与化石能源地面积。

式中：Sj为第j种旅游商品生产与销售设施的建成地面积；Rj为旅客购买第j种旅游商品的消费支出；pj为第j种旅游商品的当地平均销售价格；gj为第j单位旅游商品相对应的当地生物生产性土地的平均生产力。

（2）研究结论

①根据吴介军（2006）对西安市2004年生态足迹的研究结果，人均生态足迹为1.07hm2，人均生态赤字0.84hm2。与本文计算结果相比，西安市旅游生态足迹的“贡献率”为11.11%，旅游生态赤字对生态赤字的“贡献率”为11.87%，此外，可得2004年单位生态足迹产值为1　753.77美元/hm2，单位旅游生态足迹产值为748.68美元/hm2，仅为西安市单位本底生态足迹的42.69%，反映了西安市旅游业经济效率过低。因此，有关部门应着力增加旅游业的消费点，并合理利用生态资源，建立资源节约型的旅游生产和消费体系，以此降低旅游生态赤字并提升旅游业的经济效率。

②应当指出，由于统计资料获得的困难，无法取得旅游者在旅游过程中的所有资源利用资料，如建筑物与交通基础设施在建造与保养过程中释放的CO2，对旅馆设施、设备及客房用品的资源占用等都未计入，因而所得的结果较实际值小，低估了旅游活动对生态的影响。

③研究结果表明交通足迹在旅游活动中占重要地位，对旅游地生态安全有重要影响。随着人类旅游活动的日益大众化和普及化，旅游油耗将大大增加，我国又大量进口石油，影响国家的能源安全。因此，通过各种途径如寻找替代能源、鼓励人们放弃乘坐自驾小汽车，改乘客车、公交车、骑自行车、徒步旅游等措施以减少旅游交通污染和能耗，这些都是旅游业可持续发展面临的一个重要问题。

5）沈阳市皇姑区中小学生家庭生态足迹

生态足迹方法为测度人类活动对自然生态系统产生的环境压力提供了有利的分析工具，适合于小单元对象的生态足迹计算，如城镇、家庭、个人等单项活动等。王军等（2008）应用生态足迹成分法对沈阳市皇姑区5所中小学生家庭生态足迹总体状况（588个样本）和结构水平做了分析，对消费所产生的环境压力的来源和构成进行研究，其结果有助于了解学生家庭生活消费对外围生态系统的占用、对学生开展资源的节约利用和环保的教育活动，并为相关部门制定资源与环境政策提供参考。

（1）生态足迹成分法

从研究对象的衣食住行等活动出发，收集和实测相关消费与排放成分的数据计算生态足迹。参照“发展重定义组织”（Redefining Progress，2003）的家庭生态足迹计算框架，其消费账户分为六部分，即食物、住宅、商品、交通、服务和废物。各账户指标计算公式参见有关文献（李定邦等，2005）。

计算步骤如下：

·现场调查和测量研究对象的各种消费和废弃物排放成分的量。

·将各成分量根据其土地占用特点转换为提供或吸纳该成分所需相应种类的生态生产性土地的面积，转换中使用的土地生产力一般采用世界平均生产力。

·将各成分的土地占用根据土地类别汇总得出六类土地中每一类的占用总量。

·用各类土地的等量因子乘以相应类别土地的占用面积后求和，即生态足迹。

（2）生态足迹的计算结果

对沈阳市皇姑区五所中小学校学生家庭的平均生态足迹进行计算（表7-11），并对学生家庭生态足迹总体水平加以分析，得出不同消费项目的生态足迹构成（图7-6）。

表7-11　2006年沈阳市皇姑区中小学生家庭生态足迹抽样调查结果

源自：王军等，2008.

图7-6　沈阳市皇姑区中小学生家庭人均各消费项生态足迹（王军等，2008）

为追踪消费活动与所占用生态资源（土地）之间的联系，将消费项目按所占类型进行归类，可得到消费—生态足迹矩阵（表7-12）。

表7-12　沈阳市皇姑区中小学生家庭人均消费-生态足迹矩阵（hm2）

源自：王军等，2008.

（3）结论

食物消费是沈阳市皇姑区中小学生家庭生态足迹主要构成项目，占生态足迹总量的71%，其消费水平对生态资本的占用影响较大。其中，肉、蛋、水产品消费产生的生态足迹占食物消费产生生态足迹的70%以上，是食物分类项生态足迹成分研究的重点，另外纸张和垃圾的消费项对生态足迹大小也有较重要的影响。

从生态足迹的土地构成类型来看，耕地项生态足迹最大，占总足迹的40%，是各中小学学生家庭消费占用的主要土地类型。耕地对维系和提供生活消费水平做出最大贡献，是生态环境压力的主要承受者。牧草地和水产品消费也是产生生态足迹的重要来源，分别占总足迹的19%和18%。

生态足迹成分法所考虑的消费和排放项目假如越齐全、越接近实际，则越能真实体现其生态足迹的大小。而这里学生生态足迹计算项目不全，导致计算结果可能偏于保守（比如生活用品和服务项目）。除了在其方法上有待改进外，今后关于学生家庭生态足迹的研究可从家庭消费水平、结构与生态足迹的关系、家庭成员消费习惯对生态足迹的影响规律等方面进一步展开。

7.2.4　研究展望

刘淼（2006）结合目前国外学者研究的热点，提出以下几方面可能成为今后生态足迹研究的热点：

（1）对各种能源足迹计算方法精确性的比较和对方法的改进。

（2）与计算区域的净初级生产力或生产潜力的研究。

（3）提取和分析生态足迹账户中所包含的大量信息。

（4）自然对废弃物吸收的生态足迹计算。

（5）生态足迹精确性分析。

结合中国的实际情况，以下几方面可能成为我国该领域的发展重点：

（1）以中国本身为一个单位计算“中国公顷”（China hectare）以替代“全球公顷”（global hectare），以便提高计算结果的精确度。

（2）建立适合中国的生态足迹计算标准账户和计算方法，增加计算中的透明度。

（3）对生态足迹计算中的统计数据进行修正和精确度评价。

（4）在环境教育中广泛宣传，减少生态足迹的生产生活活动。