当前, 人类正面临着如何协调经济发展与生态保护关系的难题。“ 人类在地球上的各种活动都在生物圈中进行, 并且会对生物圈产生影响” , 这与Hardin提出的生态学第一定律(生态学第一定律认为我们的任何行动都不是孤立的, 对自然界的任何侵犯都具有无数的效应, 其中许多是不可预料的（You cannot do only one thing）。)相吻合, 并且也可以用热力学第二定律(热力学第二定律又称熵增定律。熵是描述一个系统有序程度的量。熵值越大越无序, 熵值越小越有序。孤立热力学系统的熵不减少, 总是增大或者不变。低温物体-高熵值系统（无序）, 高温物体-低熵值系统（有序）, 高熵值系统会向低熵值系统摄取低熵物质, 以使自身达到低熵状态（有序）。)来解释^[28]。经济系统只是生态系统下的一个次级系统, 要维持经济系统的有序状态, 就要不断地从生态系统中摄取低熵物质, 释放高熵物质。保持经济增长是以增加了生态系统的无序性（或熵值）为代价的^[29]。如果经济系统向生态系统的索取超过生态系统的再生能力, 生态系统的熵值增加, 生态系统会向无序状态变化（如气候变化）。

人类经济社会作为生物圈的一个子系统, 一定区域内人类发展对自然资源的需求在潜在意义上可能已经突破该区域所能提供的上限, 区域以及全球的生态环境面临严峻的挑战。如何对自然资源消费的来源及其使用后的分解同化追根溯源, 并提出一种以生态保护为指向的自然资源消费核算方法, 揭示人类活动对生态的占用情况, 成为学界、各类机构以及政府部门所关注的热点问题。生态足迹模型作为一种自然资源消费核算的生物物理性工具, 对这一科学问题的解决, 提供了独特的思路。

Rees将生态足迹定义为支撑一个区域内一定数量人口的自然资源消费和同化其所产生废物所需要的生态生产性土地面积。他将生态足迹比喻为“ 一只负载着人类所创造的城市、工厂、农田……的巨脚踏在地球上留下的脚印” ^[30]。从该定义来看, 生态足迹仅仅是一个数量概念, 并不限制于特定空间。因此, 本文将其称之为一维生态足迹模型（以下称为一维模型）。Rees的一维模型将人类所消费的生物产品和生态服务分为23类, 并分别对应6种生态生产性土地类型, 通过土地产能数据, 将人类对自然资源消费折算成相应的生态生产性土地面积, 同时提出了均衡因子来平衡各地类之间的产能差异, 经均衡因子修正后的各地类面积数据可以进行加和汇总, 得到区域人类活动的生态足迹。

一维模型由于其计算结果为土地面积数值, 并不考虑空间概念, 因此, 一维模型可以应用到任何尺度的测算上。目前各种尺度上的生态足迹测算都有人尝试, 学者们将其归纳为：全球^{[31, 32]}、地区^[33]和国家^{[34, 35, 36, 37, 38]}宏观尺度, 省^{[39, 40, 41]}和城市中观尺度^[42], 机构^[43]、群体活动^[44]和个人^[30]微观尺度。同时, 在不同的尺度下进行生态足迹的测算, 由于数据的获取方式和区域特点的不同, 不同尺度的测算需要采用不同的计算方法（如表1）。

表1

Table 1

表1(Table 1)

表1 研究尺度及其计算方法 Table 1 Study scales and calculation methods 研究区尺度 计算方法 全球、地区 综合法 国家 综合法、投入产出法 省 综合法、投入产出法、能值法 市、县 综合法、投入产出法、能值法、成分法 机构、群体活动和个人 成分法

表1 研究尺度及其计算方法 Table 1 Study scales and calculation methods

一维模型有别于国民经济核算体系下的自然资源核算方法, 它是以社会经济系统为生物圈的一个子系统为前提, 从生态的角度出发, 对自然资源的消费和使用后的废物吸纳进行折算, 并用生态生产性土地面积来表征自然资源的消费结果。与之前用货币形式来表征自然资源价值的核算体系相比, 一维模型更能够反映自然资源作为一种生态产品, 来源于生态系统, 作用于人类经济社会, 并对生态系统产生反馈影响的作用机制, 且能够在生物物理层次上反映人与生物圈之间相互对立、相互制约、相互依赖的关系。

自Rees提出生态足迹概念以来, 由于其具有模型新颖、概念形象、不限尺度、计算科学、全球可比等优点, 很快成为学界所研究、讨论和应用的对象, 生态足迹的计算也成为一些组织机构和个人的实践活动(世界自然基金会（WWF）自2001年起, 每两年发布一次名为《Living Planet Report》的报告, 其中对全球以及部分国家的生态足迹计算是其中的重要部分; 英国最大的环保运动“ Going for Green” 发起的名为“ EcoCal” （Ecology Calculation）调查对一个家庭的生态足迹（Ecological Garden）进行了测算。)。生态足迹的广泛应用中, 绝大多数集中在对各种地域尺度、机构和个人所消耗自然资源的核算方面。

同时, 针对传统的土地承载力定义“ 一定区域的土地所能持续供养的最大人口数量” , Rees将生态足迹模型看作传统土地承载力的逆运算, 将土地承载力理解为“ 一定区域所能支撑的最大负担” , 并以生态足迹作为测算该负担的主要方法, 提升了认识土地承载力的境界, 开启了土地承载力评价的新视野^[30]。

此外, 参考生态足迹的计算方法, 一些学者将生态足迹的概念向其他领域引申, 提出一个地区的旅游足迹^[45]、钢铁足迹^[46]、交通足迹^[47]等。这些足迹的提出, 实现了对足迹家族的拓展。

Rees提出的一维模型, 构建了一个基于生态系统的自然资源消费核算方法, 其计算结果以生态生产性土地面积的形式表征了人类活动对生态的占用情况。但是一维模型仅仅是对资源消费的核算, 如何定义区域自然资源的供给能力并对其进行核算, 将自然资源的消费与供给对比分析, 评价区域的自然资源消费是否在其生态承载能力之内, 以此为目标建立一套可持续发展评价体系, 评判经济社会与生态环境是否协调发展, 成为学界对一维模型向二维模型方向改进的重要动力^[48]。

Wackernagel对一维模型进行了改进, 引入了生态承载力概念来表征区域自然资源的供给能力, 形成了二维生态足迹模型^[48]（以下简称为二维模型）。二维模型通过计算一个区域的生态足迹, 并与该区域的生态承载力进行比较, 来测度人类自然资源消费对自然资源流量的占用, 分析区域生态赤字或盈余情况。二维模型对生态承载力的核算实质上是对自然资源流量的核算。所谓自然资源流量, 它表示区域一定面积的土地一年所能生产的资源数量^[17]。二维模型以区域所能提供的生态生产性土地面积来表征该区域的生态承载能力, 这事实上是赋予生态足迹模型以空间尺度的概念。

2.2.1 研究尺度

一维模型中, 可以计算各个尺度上的生态足迹。在二维模型中, 由于增加了生态承载力指标, 并不是在所有的尺度上都适合对其生态承载力进行统计。因此, 二维模型应用受到研究区尺度的限制。如在全球、地区、国家、省、市、县尺度下, 由于区域其范围大, 地类构成齐全, 且其区域内部居民的消费活动相对完整, 因此, 在宏观、中观尺度下统计区域所具有的生态生产性土地面积, 进而进行二维模型分析, 是有意义的。但如在社区、学校等社会机构的微观尺度下, 由于区域范围太小, 并且地类相对单一, 将该区域的生态生产性土地面积作为生态承载力显然不合理, 进行二维模型分析便失去了现实意义^{[43, 44]}。二维模型对研究对象的选择是有条件的, 有其特定的适用尺度。

2.2.2 参数及地类面积统计

在二维模型中, 对均衡因子和产量因子的计算一直是讨论的焦点, 因为这两个关键参数在计算中所采用的产能数据的不同, 将直接影响到计算结果的大小和可比性^{[41, 49, 50, 51]}。若采用全球某种地类的平均产能计算均衡因子, 即生态足迹的计算结果以全球公顷为单位, 则不能反映该地区资源消费对本地区的真实的生态压力, 但是却可以抵消一部分从不同国家进口资源折算土地面积所造成的误差, 并且生态足迹计算结果可以在区域间进行比较。若采用研究区的某种地类的产能数据计算均衡因子, 计算结果能真实反映区域消费对本地区土地的需求数量, 即生态足迹的计算结果以国家公顷或者地区公顷为单位, 且在计算生态承载力时也无须再运用产量因子进行修正。因此, 若研究尺度为全球、地区和国家, 则采用第一种计算方式所得的研究结果较为准确、合理^[49]; 若研究尺度为省、市、县等, 则第二种计算方式所得研究结果可能更具有实际意义和说服力^[41]。

一维模型中, 将生态生产性土地分为耕地、化石燃料土地、林地、草地、建筑用地和水域。在二维模型的广泛应用中, 往往引入均衡因子对各地类的生态足迹和生态承载力进行平衡, 并进一步加总计算区域的生态盈余或赤字。有学者认为, 很难找到一个合理的均衡因子来平衡不同地类的生产能力, 且经平衡后的数据含义也将发生变化^[52]。对各地类的生态足迹和生态承载力进行汇总, 实际上就是假定不同地类之间存在着可替代性, 尤其部分地类的生态盈余与部分地类的生态赤字会产生抵消, 使得生态赤字计算结果偏小, 对生态压力估计可能不足。因此, 有学者提出不对生态足迹和生态承载力中的6类生态生产性土地面积进行加总, 而是分地类分析生态足迹和生态承载力以及进行生态盈余和生态赤字的计算, 这有利于更加清晰地认识区域资源的消费结构和土地结构之间的匹配程度^[53]。

2.2.3 水资源及污染物的生态足迹核算

与Rees的一维模型一样, 在Wackernagel的二维模型中, 消费账户对自然资源消费涵盖并不完全, 水资源消费账户尤其明显^{[54, 55]}。国内外对水资源消费核算, 主要有水足迹和水资源生态足迹两种方法^{[55, 56]}。所谓水足迹, 是一个在虚拟水基础上产生的概念, 表征一定数量人口在一定时间内消耗所有产品和服务所需的水资源数量。水足迹的计算结果以水资源数量形式呈现, 因而水足迹核算方法无法与生态足迹模型相结合^[54]。在一维、二维生态足迹模型中, 水资源消费核算账户下对水资源生态足迹的计算结果仅仅涵盖了水产品生态足迹, 缺少了淡水生态足迹和水污染生态足迹, 而在水资源生态承载力统计上, 也仅包含地表水, 忽略了地下水^[55]。进一步完善水资源消费账户的划分以及因子测算方法成为生态足迹模型改进研究的热点^{[54, 55, 57, 58]}。如有学者增加了淡水资源账户和污染账户, 弥补了生态足迹模型中对淡水资源和污染物消纳能力描述的不足, 同时以实际平均土地生产力法对淡水资源生产力进行计算, 提升了水资源消费和水资源承载力核算结果的准确性^[55]。

对污染物生态足迹核算的忽略, 是Rees和Wackernagel所构建的自然资源消费账户的另一个缺陷^[59]。除水污染以外, 大气污染和固体废弃物污染是另外两个重点核算项目。已有学者参考一维、二维模型中处理温室气体的计算原则, 对硫氧化物、氮氧化物和PM₁₀等大气污染物的吸纳, 以及固体污染物的堆积所占用的生态足迹进行了核算^[60]。今后, 如何进一步细化污染物类别, 确定不同污染物足迹之间的关系, 避免生态足迹重复计算, 是一个需要多学科研究者们共同解决的问题^[61]。

2.3.1 应用

二维模型是对一维模型在应用上的延伸。Wackernagel将其构建的二维模型定义为一个测度区域可持续发展状况的工具。运用生态足迹模型进行可持续发展评价, 是Wackernagel建立二维模型的初衷。二维模型作为评价区域可持续发展状况的工具, 大部分研究通过生态足迹模型计算区域的生态赤字或盈余, 来判断区域的可持续发展状况。此外, 由于生态足迹和生态承载力都是以生态生产性土地面积的形式来表示, 也有学者将二维模型作为土地承载力评价的方法之一, 来判断当前土地对于人类所施加的压力是否处于超载状态^[62]。还有学者通过计算人均生态足迹, 结合区域的生态承载能力, 来计算区域所能承载的适度人口规模, 并与当前实际人口规模进行比较, 评判当前区域人口是否超载及其超载程度^[63]。

2.3.2 解释力

与一维模型相比, 二维模型不止于对人类的自然资源消费进行核算, 它进一步引入了生态承载力概念来表征区域自然资源的供给能力, 并将生态承载力与生态足迹进行对比, 计算所得出的生态盈余或赤字是表征区域可持续发展状态的重要指标, 对评价区域可持续发展情况提供依据。因此, 二维模型作为一种评价区域可持续发展的生物物理性工具, 其所要解决的科学问题更加明确, 应用指向也更加清晰, 为可持续发展评价和自然资源流量核算提供了新思路。

将区域所能提供的生态生产性土地面积作为区域的生态承载力, 并与生态足迹进行比较, 这实质上是将研究区作为一个封闭系统, 假定区域所消费的资源均由本地提供, 所得出的生态盈余或者赤字结果也只是假设所有的生态压力均施加在本区域的土地之上。因此, 二维生态足迹模型的结算结果, 反映的只是封闭状态下一个地区的生态压力和生态状况。然而, 在实际中, 区域往往是开放的, 二维模型的计算结果往往无法准确反映一个区域当前真实的生态状况^[64]。如对一些发达地区进行二维模型分析, 结果通常显示生态严重超载, 其发展处于不可持续的状态, 但在实际中, 发达地区因贸易对生态压力的转移, 其生态往往要好于欠发达地区^[65]。

另外, 二维模型其计算结果一般是以1 a为时间跨度, 所得结果反映的是某年年底时的生态占用和生态承载状况。但是, 无论是生态系统还是社会经济系统都是一个随时处于动态变化中的系统, 因此需要在一个较长的时间段内, 用二维模型逐年分析, 才能监测生态系统和社会经济系统的变化过程。如果停留在以1 a为时间跨度的核算上, 其结果及相应建议的实际意义不强^{[66, 67, 68]}。

生态经济学家Daly提出自然资源的可持续利用要遵循三个准则^[69]：1）不可再生资源的消费速度不应快于其再生速度; 2）不可再生资源的消费速度不应快于相应可再生资源的替代速度; 3）污染和废弃物的排放速度不应高于生态系统同化吸纳速度。据此, 一旦不可再生资源的消费速高于其再生速度或者相应资源的替代速度, 自然资源存量将会被消耗, 自然资源便处于透支状态。尽管一维模型、二维模型均承认自然资源在可持续发展中的重要性, 但其关注的重点均为自然资源消费量和自然资源流量, 而非自然资源存量^[70]。从自然资源存量和自然资源流量两个方面研究自然资源的属性非常必要^{[71, 72]}。因此, 如何将模型的关注点由自然资源流量转向自然资源存量, 突出自然资源存量恒定对维持区域生态系统平衡以及可持续发展的关键性作用, 成为生态足迹模型进一步改进的重点^[73]。

Niccolucci等在二维模型的基础上, 引入了足迹深度和足迹广度两个新的指标, 以圆柱体体积表征生态足迹, 以此来解释人类对自然资源流量和自然资源存量的占用情况, 将二维模型的平面分析拓展至三维模型的立体分析, 实现了生态足迹研究的纵向拓展^[74]。与二维模型引入生态承载力来表征资源流量相比, 在三维模型中引入自然资源存量的概念。自然资源存量是相对于自然资源流量而言的, 当自然资源流量不能满足人类消耗时, 额外的消耗来自于自然资源存量。

生态足迹模型由二维向三维的演变过程如图1所示, 在三维模型中存在以下关系：

EF=BC+ED（1）

式中： EF为生态足迹; BC为区域所能提供的生态生产性土地面积; ED为生态赤字。

在三维模型中, 存在着以下关系：

0＜EFSize≤BC（2）

EF=EFSize×EFDepth（3）

EFDepth=1+EF-BCBC（4）

式中： EFSize为足迹广度, EFDepth为足迹深度。

图1

Fig. 1

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	图1 生态足迹模型由二维向三维的演变[69]Fig. 1 Ecological footprint model evolving fromtwo-dimension to three-dimension

在三维模型中, 当生态足迹小于生态承载能力时, 以足迹广度来表征人类活动对自然资源流量的占用程度, 此时足迹广度等于生态足迹（如公式（2））; 当生态足迹大于生态承载力时, 就会引入足迹深度指标来表征人类活动对自然资源存量的占用程度（如公式（3））。足迹深度等于生态足迹与生态承载力之比（如公式（4））, 该比值可以表示满足区域发展需求, 再生产人类1 a中的资源消费量所需要的年数, 或者理论上需要多少倍的生态生产性土地面积才可以满足自然资源消费需求。可以认为, 足迹深度是一个在时间尺度上反映区域生态压力的指标^{[75, 76]}。

生态足迹模型自提出以来, 从一维模型向二维、三维模型的演进, 都没有背离其用于自然资源核算、可持续发展评价的初衷, 三维模型的应用也是围绕这两个方面进行。三维模型的应用指向与二维模型基本一致, 与二维模型不同的是, 由于引入了足迹深度和足迹广度两个新的指标, 其计算结果对自然资源消费核算、自然资源流量和存量占用以及区域可持续发展状况评价的解释能力更强。

在二维模型中, 区域可持续发展情况是通过分析区域自然资源供给能否满足区域人口自然资源消费需求来判断的。二维模型与传统的经济模型相比, 它承认自然资源在可持续发展中扮演着重要角色, 但是并没有对自然资源的流量和存量做进一步区分, 仅仅能反映一个地区生态系统是否处于超载状态, 缺乏相应的指标对其超载程度进行解释^[75]。三维模型通过引入足迹深度和足迹广度两个指标, 分析人类自然资源消费对资源流量和资源存量的占用情况, 可以从横向上对是否超载, 从纵向上对超载程度进行解释, 增强了计算结果的解释能力。这样, 三维模型通过足迹广度和足迹深度在横向和纵向上的变化与积累, 可以反映自然资源消费的代内和代际分配, 突出了自然资源存量对生态系统的平衡以及可持续发展所起的不可替代的作用^{[77, 78]}。

这里, 必须指出的是, Niccolucci等所提出的三维模型只是对生态赤字状态（即 EF> BC）下的二维模型进行了三维拓展, 其足迹深度指标只能表征自然资源消费对自然资源存量的占用程度; 当自然资源消费仅占用自然资源流量（即生态盈余, EF< BC）时, 仍然以足迹广度这样一个二维平面指标来表征生态足迹的大小。因此, Niccolucci等的三维模型无法对生态盈余状态（即 EF< BC）下自然资源消费对自然资源流量的占用程度以及自然资源流量的结余程度进行三维模式的计量, 没有实现生态盈余和生态赤字状态下自然资源消费核算的统一。其次, 由于生态赤字和盈余自然资本的性质存在差异, Niccolucci的三维模型计算将不同地类间生态盈余与赤字予以抵消, 因而势必存在高估足迹广度、低估足迹深度的问题^[79]。最后, 三维模型中的改进与完善, 并未触及一维、二维模型中的生态足迹及生态承载力的基本内涵及计算方法, 因而一维、二维模型中的缺陷在三维模型中仍然存在。如：忽略了贸易对资源流动以及隐含排放的贡献, 缺乏对生产足迹、进出口贸易足迹、区域流入流出足迹以及残余物足迹的计算^{[80, 81]}; 虽然计算结果具有了时间维度, 但模型计算仍然属于静态分析, 描述区域自然资源消费对生态占用状况的动态变化较为乏力^[52]; 模型应用仍然受到研究对象尺度的限制等^{[39, 40, 49]}。