全 文 ：第 ３５ 卷第 ２４ 期
２０１５年 １２月
生 态 学 报
ＡＣＴＡ ＥＣＯＬＯＧＩＣＡ ＳＩＮＩＣＡ
Ｖｏｌ．３５，Ｎｏ．２４
Ｄｅｃ．，２０１５
ｈｔｔｐ： ／ ／ ｗｗｗ．ｅｃｏｌｏｇｉｃａ．ｃｎ
基金项目：国家公派留学基金项目（２０１１３００５）
收稿日期：２０１４⁃０７⁃０３； 　 　 网络出版日期：２０１５⁃０５⁃２１
∗通讯作者 Ｃｏｒｒｅｓｐｏｎｄｉｎｇ ａｕｔｈｏｒ．Ｅ⁃ｍａｉｌ： ｆａｎｇ＠ ｃｍｌ．ｌｅｉｄｅｎｕｎｉｖ．ｎｌ
ＤＯＩ： １０．５８４６ ／ ｓｔｘｂ２０１４０７０３１３７３
方恺．足迹家族研究综述．生态学报，２０１５，３５（２４）：７９７４⁃７９８６．
Ｆａｎｇ Ｋ．Ｆｏｏｔｐｒｉｎｔ ｆａｍｉｌｙ： ｃｕｒｒｅｎｔ ｐｒａｃｔｉｃｅｓ， ｃｈａｌｌｅｎｇｅｓ ａｎｄ ｆｕｔｕｒｅ ｐｒｏｓｐｅｃｔｓ．Ａｃｔａ Ｅｃｏｌｏｇｉｃａ Ｓｉｎｉｃａ，２０１５，３５（２４）：７９７４⁃７９８６．
足迹家族研究综述
方　 恺１，２，∗
１ 荷兰莱顿大学环境科学系，莱顿　 ２３３３ＣＣ
２ 浙江大学环境与能源政策研究中心，杭州　 ３１００５８
摘要：综合测度人类社会的可持续发展状态是生态经济学者追求的重要目标。 足迹家族由生态足迹、碳足迹和水足迹等一系列
足迹类指标整合而成，旨在为决策者系统评估与权衡人类活动的环境影响提供理论和技术支持。 从理论探索、整合实践和分类
比较等三方面对足迹家族的研究现状进行了综述；在此基础上围绕极具争议的足迹定义、计算方法和加权方式等问题，深入分
析了阻碍当前研究进一步推进的关键性因素；指出未来应从建立足迹类型学、完善跨区域投入产出模型、细化产品和机构环境
足迹标准等方面入手，推动实现足迹家族的量化整合；并首次提出了足迹家族与行星边界耦合的构想，以期为监测和预警人类
活动的生态阈值、促进环境影响评价向可持续性评价转变提供科学依据。
关键词：足迹家族；量化整合；指标分类；行星边界；进展
Ｆｏｏｔｐｒｉｎｔ ｆａｍｉｌｙ： ｃｕｒｒｅｎｔ ｐｒａｃｔｉｃｅｓ， ｃｈａｌｌｅｎｇｅｓ ａｎｄ ｆｕｔｕｒｅ ｐｒｏｓｐｅｃｔｓ
ＦＡＮＧ Ｋａｉ１，２，∗
１ Ｉｎｓｔｉｔｕｔｅ ｏｆ Ｅｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌ Ｓｃｉｅｎｃｅｓ （ＣＭＬ）， Ｌｅｉｄｅｎ Ｕｎｉｖｅｒｓｉｔｙ， Ｌｅｉｄｅｎ ２３３３ＣＣ， Ｎｅｔｈｅｒｌａｎｄｓ
２ Ｅｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌ ａｎｄ Ｅｎｅｒｇｙ Ｐｏｌｉｃｙ Ｃｅｎｔｅｒ， Ｚｈｅｊｉａｎｇ Ｕｎｉｖｅｒｓｉｔｙ， Ｈａｎｇｚｈｏｕ ３１００５８， Ｃｈｉｎａ
Ａｂｓｔｒａｃｔ： Ｉｔ ｉｓ ｉｎｃｒｅａｓｉｎｇｌｙ ｗｉｄｅｌｙ ａｃｃｅｐｔｅｄ ｔｈａｔ ａｎｔｈｒｏｐｏｇｅｎｉｃ ｉｍｐａｃｔｓ ｏｎ ｔｈｅ ｅａｒｔｈ′ｓ ｓｙｓｔｅｍｓ ｓｈｏｕｌｄ ｓｔａｙ ｗｉｔｈｉｎ ｃｒｉｔｉｃａｌ
ｔｈｒｅｓｈｏｌｄｓ ｆｏｒ ｈｕｍａｎｉｔｙ ｔｏ ｐｒｅｓｅｒｖｅ ｔｈｅ ｐｌａｎｅｔ ａｓ ａ ｐｌｅａｓａｎｔ ｌｉｖｉｎｇ ｐｌａｃｅ ａｎｄ ａｓ ａ ｓｏｕｒｃｅ ｏｆ ｗｅｌｆａｒｅ． Ｉｔ ｉｓ ｔｈｅｒｅｆｏｒｅ ａ ｈｉｇｈ
ｐｒｉｏｒｉｔｙ ｆｏｒ ｅｃｏｌｏｇｉｃａｌ ｅｃｏｎｏｍｉｓｔｓ ｔｏ ｉｄｅｎｔｉｆｙ ａｎｄ ｑｕａｎｔｉｆｙ ｔｈｅ ｓｔａｔｅ ｏｆ ｓｕｓｔａｉｎａｂｌｅ ｄｅｖｅｌｏｐｍｅｎｔ ｏｆ ｔｈｅ ｈｕｍａｎ ｓｏｃｉｅｔｙ． Ｅｆｆｏｒｔｓ
ｈａｖｅ ｂｅｅｎ ｍａｄｅ ｔｏ ｂｕｉｌｄ ｕｐ ａ ｆｏｏｔｐｒｉｎｔ ｆａｍｉｌｙ ｉｎ ｗｈｉｃｈ ａ ｓｕｉｔｅ ｏｆ ｆｏｏｔｐｒｉｎｔ⁃ｓｔｙｌｅ ｉｎｄｉｃａｔｏｒｓ， ｓｕｃｈ ａｓ ｔｈｅ ｅｃｏｌｏｇｉｃａｌ， ｃａｒｂｏｎ，
ａｎｄ ｗａｔｅｒ ｆｏｏｔｐｒｉｎｔｓ， ａｒｅ ｃｏｍｂｉｎｅｄ ｔｏ ｍｅａｓｕｒｅ ｔｈｅ ｅｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌ ｉｍｐａｃｔｓ ａｓｓｏｃｉａｔｅｄ ｗｉｔｈ ｈｕｍａｎ ａｃｔｉｖｉｔｉｅｓ ｉｎ ｍｕｌｔｉｐｌｅ
ｄｉｍｅｎｓｉｏｎｓ． Ｔｈｅ ｆｏｏｔｐｒｉｎｔ ｆａｍｉｌｙ ｃｏｎｃｅｐｔ ｓｔｅｍｓ ｆｒｏｍ ｔｈｅ ｆｉｒｍ ｂｅｌｉｅｆ ｔｈａｔ ｅｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌ ｉｓｓｕｅｓ ａｒｅ ｇｅｔｔｉｎｇ ｉｎｃｒｅａｓｉｎｇｌｙ
ｃｏｍｐｌｅｘ， ａｎｄ ｔｈａｔ ｗｉｓｅ ｐｏｌｉｃｉｅｓ ｉｎ ｍｏｓｔ ｃａｓｅｓ ｃａｎｎｏｔ ｂｅ ｆｏｒｍｕｌａｔｅｄ ｗｉｔｈｏｕｔ ｓｏｍｅ ｆｏｒｍ ｏｆ ｔｒａｄｅ⁃ｏｆｆｓ ａｍｏｎｇ ａｎ ｅｖｅｒ⁃ｅｘｐａｎｄｉｎｇ
ｎｕｍｂｅｒ ｏｆ ｓｔｒｅｓｓｏｒｓ． Ｔｈｉｓ ｈｉｇｈｌｉｇｈｔｓ ｔｈｅ ｉｍｐｏｒｔａｎｃｅ ｏｆ ｉｄｅｎｔｉｆｙｉｎｇ ｗａｙｓ ｔｏ ｑｕａｎｔｉｔａｔｉｖｅｌｙ ｉｎｔｅｇｒａｔｅ ｄｉｆｆｅｒｅｎｔ ｆｏｏｔｐｒｉｎｔｓ ａｎｄ ｔｏ
ｍｉｎｉｍｉｚｅ ｔｈｅ ｔｏｔａｌ ｆｏｏｔｐｒｉｎｔ ｆｒｏｍ ａ ｓｙｓｔｅｍ ｐｅｒｓｐｅｃｔｉｖｅ， ｒａｔｈｅｒ ｔｈａｎ ｅｍｐｈａｓｉｚｉｎｇ “ｎｅｔ ｚｅｒｏ” ｓｏｌｕｔｉｏｎｓ ｔｏ ｉｎｄｉｖｉｄｕａｌ ｆｏｏｔｐｒｉｎｔｓ．
Ａｓ ａ ｆａｓｔ⁃ｇｒｏｗｉｎｇ ｉｎｔｅｒｄｉｓｃｉｐｌｉｎａｒｙ ｔｏｐｉｃ， ａ ｎｕｍｂｅｒ ｏｆ ｆｏｏｔｐｒｉｎｔ ｆａｍｉｌｙ ｓｔｕｄｉｅｓ ｈａｖｅ ｒｅｃｅｉｖｅｄ ｇｒｅａｔ ａｔｔｅｎｔｉｏｎ ｏｖｅｒ ｒｅｃｅｎｔ ｙｅａｒｓ
ｓｉｎｃｅ ｉｔｓ ｆｉｒｓｔ ａｐｐｅａｒａｎｃｅ ｉｎ ｔｈｅ ｌｉｔｅｒａｔｕｒｅ． Ｂｙ ｌａｂｅｌｉｎｇ ｃｕｒｒｅｎｔ ｓｔｕｄｉｅｓ ｗｉｔｈ ｔｈｅｏｒｅｔｉｃａｌ ｅｘｐｌｏｒａｔｉｏｎ， ｉｎｔｅｇｒａｔｅｄ ｐｒａｃｔｉｃｅ， ａｎｄ
ｃｏｍｐａｒｉｓｏｎ ａｎｄ ｃｌａｓｓｉｆｉｃａｔｉｏｎ， ａ ｃｏｍｐｒｅｈｅｎｓｉｖｅ ｒｅｖｉｅｗ ｏｆ ｔｈｅ ｆｏｏｔｐｒｉｎｔ ｆａｍｉｌｙ ｒｅｓｅａｒｃｈ ｉｓ ｐｒｏｖｉｄｅｄ． Ｃｈａｌｌｅｎｇｅｓ ｒｅｍａｉｎ ｉｎ
ｄｅｖｅｌｏｐｉｎｇ ａ ｔｒｕｌｙ ｉｎｔｅｇｒａｔｅｄ ｆｏｏｔｐｒｉｎｔ ｆａｍｉｌｙ， ｅｓｐｅｃｉａｌｌｙ ｉｎ ｄｅｆｉｎｉｎｇ ｔｈｅ ｆｏｏｔｐｒｉｎｔ ｃｏｎｃｅｐｔ ｉｎ ａ ｇｅｎｅｒａｌｌｙ ａｃｃｅｐｔｅｄ ｗａｙ． Ｔｈｅ
ｓｃａｒｃｉｔｙ ｏｆ ｃａｌｃｕｌａｔｉｏｎ ｍｅｔｈｏｄｓ ｔｈａｔ ａｒｅ ｖａｌｉｄ ｆｏｒ ｖａｒｉｏｕｓ ｆｏｏｔｐｒｉｎｔｓ ｏｎ ｍｕｌｔｉｐｌｅ ｓｃａｌｅｓ ｒａｎｇｉｎｇ ｆｒｏｍ ａ ｐｒｏｄｕｃｔ， ａｎ
ｏｒｇａｎｉｚａｔｉｏｎ， ａ ｎａｔｉｏｎ， ａｎｄ ｅｖｅｎ ｇｌｏｂａｌｌｙ， ａｎｄ ｔｈｅ ｕｎｃｅｒｔａｉｎｔｙ ｏｆ ｄｅａｌｉｎｇ ｗｉｔｈ ｗｅｉｇｈｔｉｎｇ ｂｏｔｈ ｗｉｔｈｉｎ ａｎｄ ｂｅｔｗｅｅｎ ｆｏｏｔｐｒｉｎｔｓ，
ｐｒｏｖｉｄｅ ｏｂｓｔａｃｌｅｓ ａｓ ｗｅｌｌ． Ｔｏ ｒｅｍｏｖｅ ａｌｌ ｔｈｅｓｅ ｏｂｓｔａｃｌｅｓ， ｔｈｅ ｒｅｍａｉｎｄｅｒ ｏｆ ｔｈｉｓ ｐａｐｅｒ ｐｒｅｓｅｎｔｓ ａ ｒｅｓｅａｒｃｈ ａｇｅｎｄａ ｆｏｒ ｕｐｄａｔｉｎｇ
ｈｔｔｐ： ／ ／ ｗｗｗ．ｅｃｏｌｏｇｉｃａ．ｃｎ
ｔｈｅ ｆｏｏｔｐｒｉｎｔ ｆａｍｉｌｙ ｆｒａｍｅｗｏｒｋ ｉｎ ｆｕｔｕｒｅ ｗｏｒｋ． Ｗｅ ｃａｌｌ ｆｏｒ ｔｈｅ ｉｎｖｅｓｔｉｇａｔｉｏｎ ｏｆ ｆｏｏｔｐｒｉｎｔ ｔｙｐｏｌｏｇｙ， ｔｈｅ ｄｅｖｅｌｏｐｍｅｎｔ ｏｆ
ｍｕｌｔｉｒｅｇｉｏｎａｌ ｉｎｐｕｔ⁃ｏｕｔｐｕｔ ｍｏｄｅｌｓ， ｔｈｅ ｃｏｎｃｒｅｔｉｚａｔｉｏｎ ｏｆ ｏｐｅｒａｔｉｏｎａｌ ｇｕｉｄｅｌｉｎｅｓ ｆｏｒ ｐｒｏｄｕｃｔ ａｎｄ ｏｒｇａｎｉｚａｔｉｏｎａｌ ｅｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌ
ｆｏｏｔｐｒｉｎｔｓ， ａｎｄ ｔｈｅ ｃｏｍｂｉｎａｔｉｏｎ ｏｆ ｆｏｏｔｐｒｉｎｔ ｆａｍｉｌｙ ａｎｄ ｐｌａｎｅｔａｒｙ ｂｏｕｎｄａｒｉｅｓ． Ｗｅ ｂｅｌｉｅｖｅ ｔｈａｔ ｍａｎｙ ｗｅｌｌ⁃ｇｒｏｕｎｄｅｄ ｆｏｏｔｐｒｉｎｔ
ｍｏｄｅｌｓ ｈａｖｅ ｔｈｅ ｐｏｔｅｎｔｉａｌ ｔｏ ｃｏｎｓｏｌｉｄａｔｅ ｔｈｅ ｓｃｉｅｎｔｉｆｉｃ ｆｏｕｎｄａｔｉｏｎ ｏｆ ｐｌａｎｅｔａｒｙ ｂｏｕｎｄａｒｉｅｓ ｂｙ ｐｒｏｖｉｄｉｎｇ ａ ｒｏｂｕｓｔ ａｎｄ ｒｅｌｉａｂｌｅ
ａｓｓｅｓｓｍｅｎｔ ｏｆ ｃｕｒｒｅｎｔ ｅｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌ ｉｍｐａｃｔｓ ａｎｄ， ｃｏｎｖｅｒｓｅｌｙ， ｔｈａｔ ｔｈｅ ｐｌａｎｅｔａｒｙ ｂｏｕｎｄａｒｙ ｃｏｎｃｅｐｔ ｃｏｕｌｄ ａｌｌｏｗ ｆｏｏｔｐｒｉｎｔｓ ｔｏ
ｂｅｎｃｈｍａｒｋ ａｇａｉｎｓｔ ｔｈｒｅｓｈｏｌｄｓ ｆｏｒ ｅｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌ ｉｍｐａｃｔｓ ｔｈａｔ ｈｕｍａｎｉｔｙ ｉｓ ｐｌａｃｉｎｇ ｏｎ ｔｈｅ ｐｌａｎｅｔ， ａｓ ａ ｃｌｅａｒ ｒｅｃｏｇｎｉｔｉｏｎ ｏｆ
ｓｕｓｔａｉｎａｂｌｅ ｌｉｍｉｔｓ ｔｏ ｈｕｍａｎ ｉｎｔｅｒｆｅｒｅｎｃｅ ｉｓ ｌａｃｋｉｎｇ ｉｎ ｍａｎｙ ｏｆ ｔｈｅ ｅｘｉｓｔｉｎｇ ｆｏｏｔｐｒｉｎｔ ａｃｃｏｕｎｔｓ． Ｔｈｕｓ， ｗｅ ｃｏｍｅ ｔｏ ｔｈｅ
ｃｏｎｖｉｃｔｉｏｎ ｔｈａｔ ｔｈｅ ｊｏｉｎｔ ｕｓｅ ｏｆ ａ ｆｏｏｔｐｒｉｎｔ ｆａｍｉｌｙ ａｎｄ ｐｌａｎｅｔａｒｙ ｂｏｕｎｄａｒｉｅｓ ｗｏｕｌｄ ｃｏｎｔｒｉｂｕｔｅ ｔｏ ｔｈｅ ａｓｓｅｓｓｍｅｎｔ ｏｆ ｇｌｏｂａｌ
ｓｕｓｔａｉｎａｂｉｌｉｔｙ ｆｒｏｍ ａ ｂｒｏａｄｅｒ ｐｏｉｎｔ ｏｆ ｖｉｅｗ， ｉｎ ｗｈｉｃｈ ｃｕｒｒｅｎｔ ｅｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌ ｉｍｐａｃｔｓ ａｎｄ ｆｏｒｅｃａｓｔｅｄ ｔｈｒｅｓｈｏｌｄ ｂｏｕｎｄａｒｉｅｓ ｃａｎ
ｂｅ ｓｙｎｃｈｒｏｎｏｕｓｌｙ ｑｕａｎｔｉｆｉｅｄ ａｎｄ ｃｏｍｐａｒｅｄ． Ｉｎ ｔｈｉｓ ｍａｎｎｅｒ， ｔｈｅ ｆｏｏｔｐｒｉｎｔ⁃ｂｏｕｎｄａｒｙ ａｌｉｇｎｍｅｎｔ ｍａｋｅｓ ｉｔ ｐｏｓｓｉｂｌｅ ｆｏｒ ｐｏｌｉｃｙ
ｍａｋｅｒｓ ｔｏ ｍｏｎｉｔｏｒ ｔｈｅ ｅｘｔｅｎｔ ｔｏ ｗｈｉｃｈ ｃｒｉｔｉｃａｌ ｔｈｒｅｓｈｏｌｄｓ ａｒｅ ｂｅｉｎｇ ａｐｐｒｏａｃｈｅｄ ｏｒ ｅｘｃｅｅｄｅｄ， ａｎｄ ｔｏ ｗａｒｎ ａｂｏｕｔ ｃｒｉｔｉｃａｌ
ｔｒａｎｓｉｔｉｏｎｓ ｔｈａｔ ｍａｙ ｈａｖｅ ｐｒｏｆｏｕｎｄｌｙ ｕｎｄｅｓｉｒａｂｌｅ ｃｏｎｓｅｑｕｅｎｃｅｓ ｆｏｒ ｅｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌ ｑｕａｌｉｔｙ， ｅｃｏｓｙｓｔｅｍ ｓｔａｂｉｌｉｔｙ， ａｎｄ ｈｕｍａｎ
ｈｅａｌｔｈ ｉｎ ｌａｒｇｅ ｐａｒｔｓ ｏｆ ｔｈｅ ｗｏｒｌｄ．
Ｋｅｙ Ｗｏｒｄｓ： ｆｏｏｔｐｒｉｎｔ ｆａｍｉｌｙ； ｑｕａｎｔｉｔａｔｉｖｅ ｉｎｔｅｇｒａｔｉｏｎ； ｉｎｄｉｃａｔｏｒ ｃｌａｓｓｉｆｉｃａｔｉｏｎ； ｐｌａｎｅｔａｒｙ ｂｏｕｎｄａｒｉｅｓ； ａｄｖａｎｃｅ
现代生态学之父 Ｏｄｕｍ［１］通过查考生态学（ｅｃｏｌｏｇｙ）与经济学（ｅｃｏｎｏｍｉｃｓ）的希腊语词源，认为这 ２个分属
自然科学和社会科学的学科之间应具有某些天然的联系［２］。 生态学家与经济学家之所以在某些问题上持对
立观点，是因为双方的研究视角都有一定的局限性。 在这样的背景下，生态经济学（ｅｃｏｌｏｇｉｃａｌ ｅｃｏｎｏｍｉｃｓ）应运
而生。 作为连接生态学与经济学的交叉学科，生态经济学具有弥合分歧、促进融合的重要意义［３］。
以生态足迹、碳足迹和水足迹等为代表的足迹类指标，是生态经济学研究的重要对象和手段，正日益受到
学界、政府乃至公众的广泛关注［４］。 随着人类对环境问题的复杂性、整体性与全球性特征的认识不断加深，
任何单一足迹指标已无法满足环境影响综合评估的需要［５］。 足迹家族概念的提出，标志着足迹研究重心正
逐步由单指标的定量测度向多指标的集成整合演进［６］。 足迹家族研究开展仅短短数年，但已经取得了一批
重要的阶段性成果。 本文在系统梳理足迹家族研究进展的基础上，聚焦限制当前研究进一步深入的主要问
题，并据此展望未来发展方向，以期为我国学者开展相关研究提供参考。
１　 研究现状与进展
１．１　 足迹家族理论探索
国际上的足迹研究由 ３大学术群体共同主导：全球足迹网络（Ｇｌｏｂａｌ Ｆｏｏｔｐｒｉｎｔ Ｎｅｔｗｏｒｋ， ＧＦＮ）主导生态足
迹［７］；水足迹网络（Ｗａｔｅｒ Ｆｏｏｔｐｒｉｎｔ Ｎｅｔｗｏｒｋ， ＷＦＮ）主导水足迹［８］；生命周期评价（Ｌｉｆｅ Ｃｙｃｌｅ Ａｓｓｅｓｓｍｅｎｔ， ＬＣＡ）
主导碳足迹［９］。 足迹家族概念的提出，是一次将系统论观点引入生态经济学理论的有益尝试，有助于打破目
前这种单打独斗、各自为战的局面，加强学术群体之间的沟通与交流。
文献分析表明，“足迹家族”一词最早由 Ｇｉｌｊｕｍ［１０］与 Ｓｔｏｅｇｌｅｈｎｅｒ［１１］在 ２００８ 年同时提出，旨在发挥其他足
迹指标对生态足迹的补充作用。 直到 ２０１２ 年，Ｇａｌｌｉ［１２］才首次将足迹家族作为独立的概念进行了详细论述，
并赋予其特定的含义：由生态足迹、碳足迹和水足迹组成的指标集合，用于评估人类的生物资源和水资源消费
及温室气体排放行为对地球环境系统的影响。 此后，少量围绕足迹家族理论进行探索的论文陆续发表：
Ｃˇ ｕｃˇｅｋ［１３］全面回顾了各类足迹指标的定义、方法及计量单位，针对足迹家族研究限定于环境可持续性的情况，
提出了一系列社会和经济类足迹指标；Ｆａｎｇ［１４］从足迹家族的角度系统比较了生态足迹、碳足迹、水足迹与能
源足迹的概念和方法学异同，并分析了 ４ 种足迹整合的潜在优势及障碍；Ｈｏｅｋｓｔｒａ［１５］提出了最大可持续足迹
的概念，为科学评估人类活动的环境可持续性提供了参考依据；Ｒｉｄｏｕｔｔ［１６］提出一个基于 ＬＣＡ 的足迹家族构
想，认为普适性的足迹概念必须能够支撑以单一数值为结果表征的环境影响综合评价。
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１．２　 足迹家族整合实践
足迹整合是足迹家族研究的重点与难点。 国际上一些学者以此为切入点进行了有益的尝试（表 １），归纳
起来主要包括以下几方面：
（１） 组成多样化　 理论上，任何 ２类及以上的足迹指标都可以组成特定的足迹家族［６］。 在整合实践中，
足迹家族研究大多包含了碳足迹和水足迹，以及生态足迹、能源足迹和土地足迹等足迹中的一种或几种类型。
（２） 模型规范化　 多数研究基于 ＬＣＡ或一系列 ＭＲＩＯ模型，对不同足迹指标的计算过程进行规范化、可
视化操作，以便实现足迹类指标的方法学融合，从而保证计算结果的一致性与可比性。
（３） 结果标准化　 Ｃａｇｉａｏ［１７］、Ｃˇ ｕｃˇｅｋ［１８］、Ｓｈｅｐｏｎ［２３］分别将各类足迹结果折算为碳足迹、欧元和时间，目的
是为了使最终的计算结果有统一的参照物；ｄｅ Ｂｅｎｅｄｅｔｔｏ［１９］采用 ＤＤＴ 以及 Ｒｉｄｏｕｔｔ［２２］将各类足迹分别除以相
应的全球人均值，也同样意在消除单位和量纲的差异。
（４） 数据网络化　 在 Ｅｗｉｎｇ［２０］、Ｇａｌｌｉ［２１］等一批国际学者研究的基础上，欧盟建立起 ＥＵＲＥＡＰＡ在线数据
库［２４］，完成了全球 ４５个国家和地区及其 ５７个产业部门的生态足迹、碳足迹和水足迹计算，所有数据均免费
下载并可模拟不同情景下的足迹变化趋势。
表 １　 足迹指标整合研究文献综述
Ｔａｂｌｅ １　 Ｌｉｔｅｒａｔｕｒｅ ｒｅｖｉｅｗ ｏｆ ｔｈｅ ｓｔｕｄｉｅｓ ｏｎ ｉｎｔｅｇｒａｔｉｎｇ ｆｏｏｔｐｒｉｎｔ ｉｎｄｉｃａｔｏｒｓ
文献来源
Ｌｉｔｅｒａｔｕｒｅ
年份
Ｙｅａｒ
足迹类型
Ｆｏｏｔｐｒｉｎｔ ｃａｔｅｇｏｒｉｅｓ
整合方法
Ａｐｐｒｏａｃｈ ｔｏ ｉｎｔｅｇｒａｔｉｏｎ
研究意义
Ｉｍｐｌｉｃａｔｉｏｎｓ
［１７］ ２０１１ 水足迹、能源足迹、电力足迹、材料足迹、服务足迹、农业足迹
基于组织⁃产品 ＬＣＡ 计算各类足迹
指标
所有指标均折算成实际过程中所产生的
碳足迹表征，以保证结果的可比性
［１８］ ２０１２ 碳足迹、水足迹、能源足迹、土地足迹、污染足迹
基于 ＬＣＡ计算各类足迹指标，并引入
多标准优化法对降低某类足迹所带来
的环境收益进行价值量化
所有指标结果均折算成相应的欧元，用
于区域生物能源供应链分析评价
［１９］ ２００９ 碳足迹、水足迹、能源足迹、排放足迹、工作环境足迹
基于 ＬＣＡ计算各类足迹指标，并引入
ＤＴＴ∗进行标准化
各类足迹的计算结果经标准化后转换为
无量纲量，进而构成环境绩效战略图
［２０］ ２０１２ 生态足迹、水足迹 基于 ＭＲＩＯ∗∗模型计算各类足迹指标
产品尺度的生态足迹和水足迹可以通过
该模型得到，从而实现与碳足迹方法的
兼容性
［２１］ ２０１３ 生态足迹、碳足迹、水足迹 基于环境扩展的 ＭＲＩＯ 模型计算各类足迹指标
国家及以下尺度的生态足迹、碳足迹和
水足迹均可以通过该模型得到
［２２］ ２０１４ 碳足迹、水足迹、土地利用足迹
分别基于 ＩＰＣＣ∗∗∗推荐方法、ＬＣＡ 和
ＮＰＰ∗∗∗∗进行计算，并根据相关文献值
对结果标准化
各类足迹的计算结果经标准化后转换为
无量纲量，用于评估和比较不同肉牛生
产系统的环境影响
［２３］ ２０１３ 生态足迹、碳足迹、水足迹等各类足迹
基于生态时间方法，将各类足迹除以其
对应资源配额，转换为无量纲的时间
所有指标结果均折算成可再生时间，用
于全球资源消费⁃配额计算比较
　 　 ∗ＤＤＴ： 目标距离法 Ｄｉｓｔａｎｃｅ⁃ｔｏ⁃Ｔａｒｇｅｔ；∗∗ＭＲＩＯ： 跨区域投入产出 Ｍｕｌｔｉｒｅｇｉｏｎａｌ Ｉｎｐｕｔ⁃Ｏｕｔｐｕｔ；∗∗∗ＩＰＣＣ： 政府间气候变化专门委员会
Ｉｎｔｅｒｇｏｖｅｒｎｍｅｎｔａｌ Ｐａｎｅｌ ｏｎ Ｃｌｉｍａｔｅ Ｃｈａｎｇｅ；∗∗∗∗ＮＰＰ： 净初级生产力 Ｎｅｔ Ｐｒｉｍａｒｙ Ｐｒｏｄｕｃｔｉｏｎ
１．３　 足迹指标比较与分类
正如家庭成员存在角色分工一样，不同足迹指标在足迹家族中的地位与作用也有显著差异［６］。 综合当
前足迹比较研究的主要成果（表 ２），可以得出以下结论：①每类足迹指标都只能反映环境影响的一个方面，故
不宜单纯依靠某类指标进行决策；②足迹指标往往具有此消彼长的关系，降低某一足迹可能导致其他足迹指
标的增高，因此需要权衡不同减排方案的潜在影响；③足迹指标在决策支持方面具有互补性，通盘考量才能较
为全面、客观地评估人类活动的环境影响；④随着 ＬＣＡ 广泛应用于足迹指标的量化，有必要系统分析基于
ＬＣＡ方法的足迹指标与基于非 ＬＣＡ方法的足迹指标在清单分析、环境影响评价等方面的方法学差异，辩证看
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ｈｔｔｐ： ／ ／ ｗｗｗ．ｅｃｏｌｏｇｉｃａ．ｃｎ
待 ＬＣＡ与足迹研究之间的关系［３１］。
此外，足迹指标的分类研究也是近年来的热点之一。 常见的生态足迹、碳足迹、水足迹、能源足迹［３２］、生
物多样性足迹［３３］、化学足迹［３４］、氮足迹［３５］和磷足迹［３６］均旨在评估由资源消费或废料排放导致的某一类具体
环境影响，可视为影响导向型足迹；而如产品足迹［３７］、部门足迹［３８］、国家足迹［３９］则致力于研究特定尺度对象
的局部或全局环境影响，属于对象导向型足迹。 从严格意义上来说，任何足迹应用研究均需要同时指明所属
的对象类型和影响类型，如某一产品的碳足迹、部门的水足迹、国家的生态足迹等。
表 ２　 足迹指标比较研究文献综述
Ｔａｂｌｅ ２　 Ｌｉｔｅｒａｔｕｒｅ ｒｅｖｉｅｗ ｏｆ ｃｏｍｐａｒａｔｉｖｅ ｓｔｕｄｉｅｓ ｏｆ ｆｏｏｔｐｒｉｎｔ ｉｎｄｉｃａｔｏｒｓ
文献来源
Ｌｉｔｅｒａｔｕｒｅ
年份
Ｙｅａｒ
足迹类型
Ｆｏｏｔｐｒｉｎｔ ｃａｔｅｇｏｒｉｅｓ
比较方法
Ｃｏｍｐａｒａｔｉｖｅ ａｐｐｒｏａｃｈ
主要结论
Ｋｅｙ ｆｉｎｄｉｎｇｓ
［２５］ ２０１３ 碳足迹、能源足迹 综述 ２类足迹在低碳和低能耗决策过程中的作用与局限
方法的规范化和数据的可得性是提高二者结果可
比性的关键
［２６］ ２０１１ 碳足迹、氮足迹 测算不同生物质能源和化石燃料产生的碳足迹和氮足迹
木材燃烧的碳足迹最低，但同时氮足迹也最高，仅
考虑单一足迹类型会产生决策偏差
［２７］ ２０１１ 生态足迹、碳足迹、水足迹、矿物足迹
基于火用能计算生物产品的 ４类
足迹
需要权衡不同情景下的足迹大小，例如为减少
２７％的碳足迹，其代价是增加了 ９３％的生态足迹、
水足迹和矿物足迹
［１４］ ２０１４ 生态足迹、碳足迹、水足迹、能源足迹
在足迹家族框架下评估 ４类足迹
在数据可得性、指标覆盖度、方法
兼容性和政策相关性等方面的特
征与整合潜力
能源足迹应考虑不可再生资源的损耗，四者结合
可以测度生物圈、大气圈、水圈和岩石圈的环境
影响
［１２］ ２０１２ 生态足迹、碳足迹、水足迹
在欧盟政策框架下全面评估 ３类
足迹在不同环境领域的决策相
关性
生态足迹较之碳足迹和水足迹具有相对广泛的政
策覆盖面，但只有发挥三者的互补优势才能更好
地为可持续发展决策服务
［２８］ ２０１２ 生态足迹、生物多样性足迹
基于 ＬＣＡ 分类计算 １３４０ 种产品
的 ２类足迹及其构成
土地利用和碳排放在生物多样性足迹中的占比与
在生态足迹中的不同，表明产品环境评估也应考
虑对生物多样性的影响
［２９］ ２００９ 生态足迹、水足迹 评估 ２类足迹在概念缘起、计算方法和结果评估等方面的异同
水足迹较之生态足迹具有更高的地理定位性和更
复杂的计算过程，二者在自然资本利用评估中具
有互补性
［３０］ ２０１２ 碳足迹、水足迹 基于 ＬＣＡ 测算番茄生产各环节的 ２类足迹
碳足迹所引起的气候变化危害占整个环境影响的
８４％—９６％，因而应成为减排的优先方向
　
２　 主要问题与争论
２．１　 足迹概念的定义
围绕如何定义“足迹”概念而展开的争论由来已久（表 ３）。 起初，人们习惯将其等同于 Ｗａｃｋｅｒｎａｇｅｌ［７］所
定义的生态足迹，即人类的生物资源消费和化石能源碳排放所需占用的生态生产性土地和水域面积。
Ｈａｍｍｏｎｄ［４１］据此断言足迹必须以空间物理量为单位，并改称碳足迹为碳质量。 而随着碳足迹和水足迹等指
标的引入，足迹概念的外延日趋宽泛和多样化，很多学者将其视为表征资源消费水平或环境影响强度的指标。
近年来，一系列经济社会领域足迹指标的兴起，如经济足迹［１３］、社会足迹［１３］、天堂足迹［４８］、雇佣足迹［４９］等，使
得上述定义的合理性再次遭受质疑。 为此，ＵＮＥＰ ／ ＳＥＴＡＣ［４４］、Ｐｅｔｅｒｓ［４５］、Ｓｔｅｅｎ⁃Ｏｌｓｅｎ［４６］分别从全球可持续性
和消费者负责等视角重新审视足迹概念。 可以预见，随着足迹家族成员阵容的扩大，足迹概念的内涵与外延
也将继续深化和扩展，体现可持续发展环境、经济、社会三重支柱的广义足迹概念更能反映该领域发展的实际
趋势。
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表 ３　 足迹定义文献综述
Ｔａｂｌｅ ３　 Ｌｉｔｅｒａｔｕｒｅ ｒｅｖｉｅｗ ｏｆ ｔｈｅ ｄｅｆｉｎｉｔｉｏｎｓ ｏｆ ｔｈｅ ｆｏｏｔｐｒｉｎｔ ｃｏｎｃｅｐｔ
　 文献来源
　 Ｌｉｔｅｒａｔｕｒｅ
年份
Ｙｅａｒ
足迹定义
Ｄｅｆｉｎｉｔｉｏｎ ｏｆ ｔｈｅ ｆｏｏｔｐｒｉｎｔ
　 　 ［４０］ ２０００ 足迹反映了人类接近或超过生物物理极限的程度
　 　 ［６］ ２０１５ 足迹旨在评估资源消费和废弃物排放等人类活动对环境的压力和影响
　 　 ［１２］ ２０１２ 足迹从消费者角度表征人类活动的环境影响
　 　 ［４１］ ２００７ 足迹是以公顷或平方米为计量单位的空间指标
　 　 ［３５］ ２０１２ 足迹是对单一或复合人类环境影响的度量，且与地球的人口承载力相对应
　 　 ［４２］ ２０１４ 足迹旨在全面测度人类活动的环境影响
　 　 ［４３］ ２０１４ 足迹是用于解释一系列复杂人为现象的生物物理环境影响的独立度量
　 　 ［４４］ ２００９ 足迹反映了人类活动对全球可持续性的各种负荷和影响
　 　 ［４５］ ２０１０ 足迹为消费者提供有助于其调整自身行为的可持续消费信息
　 　 ［４６］ ２０１２ 足迹以消费者负责为原则，核算某项产品或消费行为所造成的直接和间接效应
　 　 ［４７］ ２００２ 足迹是表征人类资源消费的指标，且独立于 ＧＤＰ∗
　 　 ［７］ １９９６ 足迹测度了人类资源消费和碳排放所需占用的生态生产性土地和水域面积
　 　 ∗ＧＤＰ： 国内生产总值 Ｇｒｏｓｓ Ｄｏｍｅｓｔｉｃ Ｐｒｏｄｕｃｔ
２．２　 计算方法的选取
足迹类指标的计算方法虽然众多，但均有一定的适用条件。 因此，找寻规范化的计算路径颇有意义。 目
前，有关足迹计算的方法学讨论主要集中在生态足迹、碳足迹和水足迹，以这 ３ 类足迹指标为例（表 ４），同时
适用的量化方法主要包括以下几种：
（１） ＬＣＡ　 产业生态学的重要分析方法，用于评估产品系统物质流输入、输出的一系列潜在环境影
响［７３⁃７４］。 由于 ＬＣＡ覆盖“从摇篮到坟墓”的产品全生命周期，有助于破除“有烟囱才有污染”的末端治理观
念，加之技术框架成熟、分析过程规范、定量结果可靠，目前已成为足迹类指标特别是碳足迹计算的常规方法。
基于过程的 ＬＣＡ是一种自下而上（ｂｏｔｔｏｍ⁃ｕｐ）的分析方法，在确定系统边界的过程中不可避免地存在截断误
差，对数据精度的要求也较高，因此基本不适用于区域及以上尺度足迹研究。
（２） ＩＯＡ　 与 ＬＣＡ相反，是一种典型的自上而下（ｔｏｐ⁃ｄｏｗｎ）分析方法，由 Ｌｅｏｎｔｉｅｆ［７５］提出并用于国民经济
核算。 该方法通过编制投入产出表，运用线性代数构建数学模型，既清晰地揭示了社会最终需求与各生产和
再生产部门之间投入产出的复杂联系［７６］，又节省了大量的人力物力成本。 不过该方法只能反映部门平均水
平，难以针对具体产品。 随着人类产业活动引发的生态环境问题日益严重，ＩＯＡ 也被用于研究温室气体排放
和自然资源（水、土地、原材料等）利用的结构与数量等环境问题，相继与生态足迹、碳足迹和水足迹等足迹指
标结合，成为部门、区域和国家尺度上足迹计算的主要方法。
（３） 混合方法（ｈｙｂｒｉｄ ｍｅｔｈｏｄ）　 兼具 ＬＣＡ和 ＩＯＡ的优势，既能保证研究精度又能节省人力物力，因而有
着更为广泛的适用范围［２０，４５，６６］。 值得注意的是，表 ４所谓的方法学大类“自下而上”和“自上而下”，尽管理论
上计算过程完全相反［７７］，但实际界定并不十分清晰。 以生态足迹的经典计算方法 ＮＦＡ 为例［７，５７］，ＧＦＮ 原先
认为其属于 ＩＯＡ（自上而下）的一个特例［７８］，后又将其归入过程分析（自下而上）的范畴［７９］，可见自下而上与
自上而下两种方法之间存在交叉重叠，这一部分不妨也视为混合方法。
上述 ３类方法的适用范围如图 １所示。 尽管各尺度上的足迹指标均有对应的计算方法，但仍然缺乏一个
横跨材料尺度到全球尺度的普适性方法。 如何破解尺度转换性障碍是足迹家族研究面临的重大挑战。
２．３　 权重系数的确定
权重赋值始终是指标整合研究中一个极具争议的话题［８０⁃８１］。 足迹家族力图揭示可持续发展复杂系统的
运行机制，不可避免地需要通过指标加权来综合评估和权衡人类活动的影响。 表 ５对比了 ７类足迹指标内部
各自的加权方式，发现均采用的是线性加权聚合，遵循“总体等于部分之和”的思想，这显然与系统论的核心
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理念“总体不等于部分之和”相抵触［８６］。 此外，由于权重的确定多少会带有一些主观性［８０］，所以无论是生态
足迹的均衡因子加权，还是水足迹的等量加权，都存在质疑和批评声［８７⁃８８］。 但碳足迹是一个例外，其权重赋
值基于反映环境机理的 ＧＷＰ 特征化模型，能够客观地描述不同温室气体对气候变化的潜在影响，因而具有
广泛的科学共识［１６，８０，８８］。
表 ４　 生态足迹、碳足迹和水足迹在不同尺度研究中的方法归纳［１４］
Ｔａｂｌｅ ４　 Ｓｕｍｍａｒｙ ｏｆ ｔｈｅ ａｐｐｒｏａｃｈｅｓ ｔｏ ｔｈｅ ｅｃｏｌｏｇｉｃａｌ， ｃａｒｂｏｎ ａｎｄ ｗａｔｅｒ ｆｏｏｔｐｒｉｎｔｓ ａｃｒｏｓｓ ｓｃａｌｅｓ［１４］
尺度对象
Ｓｃａｌｅ ／ ｏｂｊｅｃｔ
生态足迹
Ｅｃｏｌｏｇｉｃａｌ ｆｏｏｔｐｒｉｎｔ
碳足迹
Ｃａｒｂｏｎ ｆｏｏｔｐｒｉｎｔ
水足迹
Ｗａｔｅｒ ｆｏｏｔｐｒｉｎｔ
研究方法
Ａｐｐｒｏａｃｈ
应用实例
Ｃａｓｅ
研究方法
Ａｐｐｒｏａｃｈ
应用实例
Ｃａｓｅ
研究方法
Ａｐｐｒｏａｃｈ
应用实例
Ｃａｓｅ
产品 Ｐｒｏｄｕｃｔ ＬＣＡ Ｈｕｉｊｂｒｅｇｔｓ［５０］ ＬＣＡ Ｃａｒｂａｌｌｏ⁃Ｐｅｎｅｌａ［６２］ ＬＣＡ Ｒｉｄｏｕｔｔ［６８］
自下而上 Ｓｉｍｍｏｎｓ［５１］ 混合方法 Ｖｉｒｔａｎｅｎ［６３］ 自下而上 Ｃｈａｐａｇａｉｎ［６９］
自上而下 Ｍａｍｏｕｎｉ Ｌｉｍｎｉｏｓ［５２］ 自上而下 ｖａｎ Ｏｅｌ［７０］
部门 Ｓｅｃｔｏｒ ＩＯＡ Ｈｕｂａｃｅｋ［５３］ ＩＯＡ Ｈｕａｎｇ［６４］ ＩＯＡ Ｓｔｅｅｎ⁃Ｏｌｓｅｎ［４６］
自下而上 Ｓｉｍｍｏｎｓ［５１］ ＬＣＡ Ｓａｎｙé［６５］ 自下而上 ｖａｎ Ｏｅｌ［７０］
自上而下 Ｂａｓｔｉａｎｏｎｉ［５４］ 混合方法 Ｂｅｒｎｅｒｓ⁃Ｌｅｅ［６６］ 自上而下 ｖａｎ Ｏｅｌ［７０］
能值分析 Ｚｈａｏ［５５］
区域 Ｒｅｇｉｏｎ ＩＯＡ∗ Ｌｅｎｚｅｎ［５６］ ＩＯＡ Ｈｅｒｔｗｉｃｈ［６７］ ＩＯＡ Ｚｈａｏ［７１］
ＮＦＡ∗∗ Ｂｏｒｕｃｋｅ［５７］ 自下而上 Ｈｏｅｋｓｔｒａ［７２］
ＮＰＰ Ｖｅｎｅｔｏｕｌｉｓ［５８］
ＭＥＡ∗∗∗ Ｂｕｒｋｈａｒｄ［５９］
能值分析 Ｚｈａｏ［６０］
火用能分析 Ｃｈｅｎ［６１］
　 　 ∗ＩＯＡ： 投入产出分析 Ｉｎｐｕｔ⁃Ｏｕｔｐｕｔ Ａｎａｌｙｓｉｓ；∗∗ＮＦＡ： 国家足迹核算 Ｎａｔｉｏｎａｌ Ｆｏｏｔｐｒｉｎｔ Ａｃｃｏｕｎｔｓ；∗∗∗ＭＥＡ： 千年生态系统评估 Ｍｉｌｌｅｎｎｉｕｍ
Ｅｃｏｓｙｓｔｅｍ Ａｓｓｅｓｓｍｅｎｔ； 凡文献未详细说明采用何种方法，均粗略划分为“自下而上”或“自上而下”
图 １　 不同尺度生态足迹、碳足迹和水足迹的适用方法
　 Ｆｉｇ． １ 　 Ｔｈｅ ｒａｎｇｅ ｏｆ ａｐｐｌｉｃａｂｉｌｉｔｙ ｆｏｒ ｄｉｆｆｅｒｅｎｔ ｆｏｏｔｐｒｉｎｔ
ａｐｐｒｏａｃｈｅｓ ａｃｒｏｓｓ ｓｃａｌｅｓ
通过分析足迹指标内部的加权方式，对足迹间权重
赋值的启示有以下几点：①目前的线性加权特别是等量
加权，具有很大的主观性和不确定性，故很难反映复杂
环境系统的客观实际；②部分足迹指标的核算账户有重
叠（如碳足迹与能源足迹），进一步限制了足迹间加和
的可能性；③解决各类足迹指标的计量单位不一致问题
（如生态足迹基于面积、碳足迹基于质量、水足迹基于
体积），一个可行的途径是结果标准化，对应的参考系
既可以是特定的产品系统，也可以是某一区域乃至全球；④为降低二次加权（足迹内部和足迹之间）的不确定
性，在采用如 ＤＤＴ等方法进行足迹间加权之前，在各类足迹内部的清单物质（如生态足迹中的土地类型、碳足
迹中的温室气体）的分析及加和过程中，最好用科学的特征化因子取代人为权重系数。
３　 研究展望
３．１　 足迹类型学研究
随着新兴足迹的不断涌现（图 ２），足迹类型学研究显得愈加重要。 值得一提的是，我国学者近年来在海
洋足迹［８９］、化工足迹［９０］、污染足迹［９１⁃９２］以及基于生态系统服务的生态足迹［９３⁃９４］等方面做了大量有益的探索，
丰富和扩大了足迹家族的内涵与外延。 有必要全面分析和归纳现有的足迹指标，考察其特性与共性，对某些
有鲜明共性的指标进行归类，从而建立一批具有特定功能指向的足迹家族，以适应多角度、多层次评估人类活
动影响的需要。 例如，碳足迹虽然标榜指示气候变化，但事实上温室效应仅是气候变化的一个重要部分［４５］，
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其他如土地利用变化引发的碳源 ／汇改变，臭氧层空洞导致的紫外线辐射增加，硫化物、氮氧化物以及其他颗
粒物对大气理化性质的影响等，长期而言均会对气候造成一定影响。 因此，由这些对应环境足迹组成的足迹
家族将比单单碳足迹更好地反映人为气候变化效应。
表 ５　 各类足迹指标的加权方式
Ｔａｂｌｅ ５　 Ｓｕｍｍａｒｙ ｏｆ ｔｈｅ ｗｅｉｇｈｔｉｎｇ ｓｃｈｅｍｅｓ ｆｏｒ ｄｉｆｆｅｒｅｎｔ ｆｏｏｔｐｒｉｎｔｓ
足迹类型
Ｆｏｏｔｐｒｉｎｔ ｃａｔｅｇｏｒｙ
单位
Ｕｎｉｔ
权重
Ｗｅｉｇｈｔｉｎｇ
代表性组分（权重系数）
Ｍａｊｏｒ ｃｏｍｐｏｎｅｎｔｓ （ｗｅｉｇｈｔｉｎｇ ｆａｃｔｏｒｓ）
参考文献
Ｒｅｆｅｒｅｎｃｅ
生态足迹
Ｅｃｏｌｏｇｉｃａｌｆｏｏｔｐｒｉｎｔ ｈｍ
２ 均衡因子 耕地（２．５１）
林地
（１．２６）
草地
（０．４６）
渔业地
（０．３７）
碳吸收地
（２．５１）
建设地
（２．５１） ［３９］
碳足迹∗
Ｃａｒｂｏｎ ｆｏｏｔｐｒｉｎｔ
ｋｇ
ＣＯ２⁃ｅｑ．
ＧＷＰ
ＣＯ２
（１）
ＣＨ４
（２５）
Ｎ２Ｏ
（２９８）
ＨＦＣｓ
（１２４—１４８００）
ＰＦＣｓ
（７３９０—１２２００）
ＳＦ６
（２２８００）
［８２］
水足迹
Ｗａｔｅｒ ｆｏｏｔｐｒｉｎｔ ｍ
３ 等量∗∗ 蓝水 绿水 灰水 ［２９］
能源足迹∗∗∗
Ｅｎｅｒｇｙ ｆｏｏｔｐｒｉｎｔ ｈｍ
２ 当量因子 原煤（０．３８）
焦炭
（０．５２）
原油
（０．５９）
天然气
（０．４２）
火 ／水电
（０．２８）
核电
（３．９１） ［７］
氮足迹
Ｎｉｔｒｏｇｅｎ ｆｏｏｔｐｒｉｎｔ ｋｇ 等量
Ｎ２Ｏ ＮＯ ＮＨ３ ＮＯｘ ＮＯ－３ ＮＨ－４ ［３５］
非生物资源足迹∗∗∗∗
Ａｂｉｏｔｉｃ ｒｅｓｏｕｒｃｅ
ｆｏｏｔｐｒｉｎｔ
ｋｇ Ｓｂ⁃ｅｑ． ＡＤＰ 锑（１）
铝
（１．０９×１０－９）
铜
（１．３７×１０－３）
铁
（５．２４×１０－８）
镁
（２．０２×１０－９）
钠
（５．５０×１０－８）
［８４］
生物多样性
足迹∗∗∗∗∗
Ｂｉｏｄｉｖｅｒｓｉｔｙ ｆｏｏｔｐｒｉｎｔ
数量 等量 气候变化 贸易发展 农业生产 能源开采 污染 生境丧失 ［３３］
　 　 ∗碳足迹的组成采用京都议定书所推荐的 ６ 大类温室气体，ＧＷＰ： 全球暖化潜值 Ｇｌｏｂａｌ Ｗａｒｍｉｎｇ Ｐｏｔｅｎｔｉａｌ； 这里取 １００ａ 时间跨度，其单位为碳质量当量（ｋｇ
ＣＯ２⁃ｅｑ．）；∗∗等量加权（ｅｑｕａｌ ｗｅｉｇｈｔｉｎｇ）即指所有组分的权重系数均为 １，此时权重系数略去不写；∗∗∗能源足迹的权重系数是指每 １ ０００ ｋｇ 不同类型燃料折算成
足迹时需要乘以的系数［８３］；∗∗∗∗非生物资源足迹主要考虑金属和矿物等的稀缺性，ＡＤＰ： 非生物消耗潜值 Ａｂｉｏｔｉｃ Ｄｅｐｌｅｔｉｏｎ Ｐｏｔｅｎｔｉａｌ； 根据 １９９９ 年主要非生物资
源的全球储量及当年开采速度进行计算［８５］，其单位为锑质量当量（ｋｇ Ｓｂ⁃ｅｑ．）；∗∗∗∗∗由于相关资料缺乏，生物多样性足迹等量加权所有可能威胁物种数量的
因素
此外，足迹类型学研究也将为探寻更加科学、合理和有针对性的足迹概念奠定基础。 任何定义都有其适
用的边界条件，即便是同一名称的足迹指标，也应根据采用的具体方法界定其所属类型。 这无疑有赖于对足
迹指标背后方法学异同的精准辨析。 以水足迹为例，除了常规的 ＷＦＮ 水足迹外，Ｐｆｉｓｔｅｒ［９５］、Ｒｉｄｏｕｔｔ［６８］提出基
于水稀缺性指数（Ｗａｔｅｒ Ｓｃａｒｃｉｔｙ Ｉｎｄｅｘ， ＷＳＩ）计算本地水足迹。 ＷＳＩ 可以视为类似于 ＧＷＰ 的特征化因子，所
以基于 ＷＳＩ的水足迹应与碳足迹、而不是 ＷＦＮ水足迹归为一类。 当然，足迹分类并非一成不变，应该根据研
究需要灵活进行。 有理由相信，通过推进足迹类型学，整个足迹家族研究的深度和广度都将得到拓展。
３．２　 基于 ＭＲＩＯ模型的足迹指标量化研究
ＩＯＡ自创立以来，在定量研究区域经济及其环境问题方面发挥了主导作用。 在此基础上，区域间投入产
出（Ｉｎｔｅｒｒｅｇｉｏｎａｌ Ｉｎｐｕｔ⁃Ｏｕｔｐｕｔ， ＩＲＩＯ）和 ＭＲＩＯ等 ＩＯＡ扩展模型相继提出，旨在精准描绘部门间和区域间的全
部投入产出关系。 与 ＩＲＩＯ相比，ＭＲＩＯ对数据资料要求较少，计算区域内技术系数和区域间贸易系数的过程
也大幅简化［９６⁃９７］。 作为经济学原理成功应用于环境研究的范例，ＭＲＩＯ模型能够清晰追踪环境影响的地理空
间分布信息［９７］，从而为量化废料排放或资源消费的跨区域转移与分布提供了一条切实可行的途径。 总之，
ＭＲＩＯ模型已成为中、宏观尺度上足迹类指标计算的重要方法［１４，９８］。
采用文献计量学手段，对基于标准 ＭＲＩＯ、环境扩展 ＭＲＩＯ（ＥＥ⁃ＭＲＩＯ）或混合环境扩展 ＭＲＩＯ（ｈｙｂｒｉｄ ＥＥ⁃
ＭＲＩＯ）模型的多足迹指标（≥２）研究论文进行全面分析，发现当前 ＭＲＩＯ足迹研究呈现碳足迹与水足迹双核
驱动的指标分布网络，且此 ２节点间的联系也最为紧密（图 ３）。 这也基本上反映了不同足迹指标在足迹家族
中的地位差异。 总之，开展基于 ＭＲＩＯ模型的足迹指标量化研究，既可以保证计算方法的一致性与兼容性，又
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图 ２　 足迹指标发展的时间轴
Ｆｉｇ． ２　 Ｔｉｍｅｌｉｎｅ ｏｆ ｔｈｅ ｄｅｖｅｌｏｐｍｅｎｔ ｏｆ ｆｏｏｔｐｒｉｎｔ ｉｎｄｉｃａｔｏｒｓ
图 ３　 基于ＭＲＩＯ系列模型的多足迹量化研究指标网络
　 Ｆｉｇ． ３ 　 Ｉｎｄｉｃａｔｏｒ ｎｅｔｗｏｒｋ ｏｆ ｔｈｅ ｍｕｌｔｉ⁃ｆｏｏｔｐｒｉｎｔｉｎｇ ｑｕａｎｔｉｔａｔｉｖｅ
ａｎａｌｙｓｅｓ ｂａｓｅｄ ｏｎ ａ ｓｅｒｉｅｓ ｏｆ ＭＲＩＯ ｍｏｄｅｌｓ
节点间的紧密度随实线、长虚线和短虚线递减。 土地足迹和能源
足迹分别对应生态足迹中的生物生产性土地和碳吸收地部分。
能为指标结果的标准化和权重化奠定基础，是目前中、
宏观尺度足迹家族量化整合的首选模型。
３．３　 产品和机构环境足迹标准研究
欧盟于 近 期 发 布 了 产 品 环 境 足 迹 （ Ｐｒｏｄｕｃｔ
Ｅｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌ Ｆｏｏｔｐｒｉｎｔ， ＰＥＦ ） 和 机 构 环 境 足 迹
（Ｏｒｇａｎｉｚａｔｉｏｎ Ｅｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌ Ｆｏｏｔｐｒｉｎｔ， ＯＥＦ）标准方法导
则［９９⁃１００］，首次提出从生命周期的角度规范化地评估产
品和机构的整体环境影响。 无论是 ＯＥＦ还是 ＰＥＦ都与
足迹家族的概念紧密相连：ＰＥＦ可以有效避免因依赖单
一指标（如碳足迹）而导致的环境负担转嫁问题［１０１］，未
来还可能以标签的形式贴在每件出厂产品上，从环保角
度为消费者选购商品提供参考；ＯＥＦ 由于涉及对所研
究机构（工厂、企业、学校、社区等）生命周期系统边界
的明确定义，并以此为基础分析整个系统内部及其与外
部的复杂物质流动和交换，因而较之 ＰＥＦ 更具挑
战性［１０２］。
值得注意的是，上述两份导则乍一发布就引发了两
种截然不同的看法：支持者认为相较于现有 ＬＣＡ方法优势明显［３８］；反对者则认为与目前的 ＬＣＡ标准相抵触，
不仅无益于方法统一，反而会加深学科内部的分歧与对立［３７］。 笔者认为，若要真正实践 ＰＥＦ 和 ＯＥＦ，在影响
类型的选取、权重系数的确定等问题上都需要更加详尽的操作细则。 此外，厘清 ＰＥＦ 与现有产品 ＬＣＡ［１０３⁃１０４］
等领域的关系将会对合理界定足迹概念起到借鉴作用，比如不少关于产品贸易隐含碳、虚拟水、虚拟土地的研
究尽管没有采用“足迹”式称谓，但基本思路与碳足迹、水足迹、生态足迹相似甚至完全一致，是否一并纳入足
迹研究范畴值得思考。
３．４　 足迹家族与行星边界耦合研究
足迹家族表征人类活动作用于地球环境系统的影响，属于静态的回顾性评估，缺乏实际的决策咨询价值，
无法回答产生影响的压力源是否可控［１４，１０５］。 鉴于此，可以考虑将承载力的研究成果引入目前研究。 行星边
界（ｐｌａｎｅｔａｒｙ ｂｏｕｎｄａｒｉｅｓ）是近年来承载力领域最重要的一项成果，由 Ｒｏｃｋｓｔｒöｍ［１０６⁃１０７］于 ２００９ 年提出，旨在为
全球尺度的重要环境问题划定“生态红线”。 如表 ６所示，行星边界共设置了 １０ 项地球环境系统过程的生物
物理参数阈值，并对工业革命以前和现在的水平进行估算，据此判断人类活动的“越界”程度。 由于行星边界
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实现了对地球拐点的定量预测预警，Ｎａｔｕｒｅ及其子刊曾辟专栏加以评论。 国内迄今未见相关的文献报道，令
人遗憾。
表 ６　 行星边界概念框架［１０６⁃１０７］
Ｔａｂｌｅ ６　 Ｃｏｎｃｅｐｔｕａｌ ｆｒａｍｅｗｏｒｋ ｆｏｒ ｐｌａｎｅｔａｒｙ ｂｏｕｎｄａｒｉｅｓ
地球系统过程
Ｅａｒｔｈ⁃ｓｙｓｔｅｍ ｐｒｏｃｅｓｓ
参数
Ｐａｒａｍｅｔｅｒｓ
行星边界
Ｐｌａｎｅｔａｒｙ
ｂｏｕｎｄａｒｙ
现状估值
Ｃｕｒｒｅｎｔ
ｖａｌｕｅ
工业化前估值
Ｐｒｅ⁃ｉｎｄｕｓｔｒｉａｌ ｖａｌｕｅ
是否越界
Ｂｏｕｎｄａｒｙ ｃｒｏｓｓｅｄ
气候变化 大气 ＣＯ２浓度 ／ （１０－４％） ３５０ ３８７ ２８０ 是
Ｃｌｉｍａｔｅ ｃｈａｎｇｅ 辐射强迫值 ／ （Ｗ ／ ｍ２） １ １．５ ０ 是
生物多样性丧失
Ｂｉｏｄｉｖｅｒｓｉｔｙ ｌｏｓｓ 物种灭绝速度 ／ （１０
－６ ／ ａ） １０ ＞１００ ０．１－１ 是
氮循环 Ｎｉｔｒｏｇｅｎ ｃｙｃｌｅ 人工固氮量 ／ （１０６ ｔ ／ ａ） ３５ １２１ ０ 是
磷循环 Ｐｈｏｓｐｈｏｒｕｓ ｃｙｃｌｅ 海水磷输入量 ／ （１０６ ｔ ／ ａ） １１ ８．５－９．５ －１ 否
平流层臭氧消耗
Ｓｔｒａｔｏｓｐｈｅｒｉｃ ｏｚｏｎｅ ｄｅｐｌｅｔｉｏｎ
Ｏ３浓度 ／ （ＤＵ） ２７６ ２８３ ２９０ 否
海洋酸化 Ｏｃｅａｎ ａｃｉｄｉｆｉｃａｔｉｏｎ 全球平均表层海水饱和状态 ／ （Ωａｒａｇ） ２．７５ ２．９０ ３．４４ 否
水资源利用 Ｆｒｅｓｈｗａｔｅｒ ｕｓｅ 淡水消费量 ／ （ｋｍ３ ／ ａ） ４ ０００ ２ ６００ ４１５ 否
土地利用变化 Ｌａｎｄ ｕｓｅ ｃｈａｎｇｅ 耕地占比 ／ ％ １５ １１．７ 极低 否
大气气溶胶沉降
Ａｔｍｏｓｐｈｅｒｉｃ ａｅｒｏｓｏｌ ｌｏａｄｉｎｇ 大气颗粒物浓度（区域尺度） 待定 待定 待定 待定
化学污染 Ｃｈｅｍｉｃａｌ ｐｏｌｌｕｔｉｏｎ 待定 待定 待定 待定 待定
当然，与很多生态环境领域研究成果一样，行星边界理论也招致了激烈的抨击和质疑［１０８⁃１１０］。 一个关键
性的问题在于其对现状参数的估计全部基于专家知识，因而带有较大的主观成分，而现状影响评估恰恰是足
迹类指标的强项。 因此，将足迹家族与行星边界结合起来，有望真正实现由环境影响评价向可持续性评价的
转变［１１１］：一方面，足迹研究相对成熟的量化手段能够为行星边界提供更加客观、准确的现状评估结果作参
照；另一方面，行星边界又为足迹家族预测人类活动的临界值、划定剩余的安全操作空间提供了可能。 足迹家
族与行星边界耦合研究亟需一批不同专业知识背景（如生态学、环境科学、资源科学、地球科学、系统科学、社
会科学等）的专家学者广泛参与，跨学科、跨团队的国际学术合作势在必行。
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［４６］ 　 Ｓｔｅｅｎ⁃Ｏｌｓｅｎ Ｋ， Ｗｅｉｎｚｅｔｔｅｌ Ｊ， Ｃｒａｎｓｔｏｎ Ｇ， Ｅｒｃｉｎ Ａ Ｅ， Ｈｅｒｔｗｉｃｈ Ｅ Ｇ． Ｃａｒｂｏｎ， ｌａｎｄ， ａｎｄ ｗａｔｅｒ ｆｏｏｔｐｒｉｎｔ ａｃｃｏｕｎｔｓ ｆｏｒ ｔｈｅ Ｅｕｒｏｐｅａｎ Ｕｎｉｏｎ：
Ｃｏｎｓｕｍｐｔｉｏｎ， ｐｒｏｄｕｃｔｉｏｎ， ａｎｄ ｄｉｓｐｌａｃｅｍｅｎｔｓ ｔｈｒｏｕｇｈ ｉｎｔｅｒｎａｔｉｏｎａｌ ｔｒａｄｅ． Ｅｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌ Ｓｃｉｅｎｃｅ ＆ Ｔｅｃｈｎｏｌｏｇｙ， ２０１２， ４６ （２０）： １０８８３⁃１０８９１．
［４７］ 　 Ｖｏｇｅｌｓａｎｇ Ｋ Ｍ． Ｆｏｏｔｐｒｉｎｔ： ｉｇｎｏｒｉｎｇ ｔｈｅ ｆａｃｔｓ ｔｈａｔ ｄｏｎ′ｔ ｆｉｔ ｔｈｅ ｔｈｅｏｒｙ． Ｎａｔｕｒｅ， ２００２， ４２０ （６９１３）： ２６７⁃２６７．
［４８］ 　 Ｋｏｃｓｉｓ Ｔ． Ｌｏｏｋｉｎｇ ｔｈｒｏｕｇｈ ｔｈｅ ｄａｔａｑｕａｄｒａｔｅ： ｃｈａｒａｃｔｅｒｉｚｉｎｇ ｔｈｅ ｈｕｍａｎ⁃ｅｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔ ｒｅｌａｔｉｏｎｓｈｉｐ ｔｈｒｏｕｇｈ ｅｃｏｎｏｍｉｃ， ｈｅｄｏｎｉｃ， ｅｃｏｌｏｇｉｃａｌ ａｎｄ
ｄｅｍｏｇｒａｐｈｉｃ ｍｅａｓｕｒｅｓ． Ｊｏｕｒｎａｌ ｏｆ Ｃｌｅａｎｅｒ Ｐｒｏｄｕｃｔｉｏｎ， ２０１２， ３５： １⁃１５．
［４９］ 　 Ａｌｓａｍａｗｉ Ａ， Ｍｕｒｒａｙ Ｊ， Ｌｅｎｚｅｎ Ｍ． Ｔｈｅ ｅｍｐｌｏｙｍｅｎｔ ｆｏｏｔｐｒｉｎｔｓ ｏｆ ｎａｔｉｏｎｓ． Ｊｏｕｒｎａｌ ｏｆ Ｉｎｄｕｓｔｒｉａｌ Ｅｃｏｌｏｇｙ， ２０１４， １８ （１）： ５９⁃７０．
［５０］ 　 Ｈｕｉｊｂｒｅｇｔｓ Ｍ Ａ Ｊ， Ｈｅｌｌｗｅｇ Ｓ， Ｆｒｉｓｃｈｋｎｅｃｈｔ Ｒ， Ｈｕｎｇｅｒｂüｈｌｅｒ Ｋ， Ｈｅｎｄｒｉｋｓ Ａ Ｊ． Ｅｃｏｌｏｇｉｃａｌ ｆｏｏｔｐｒｉｎｔ ａｃｃｏｕｎｔｉｎｇ ｉｎ ｔｈｅ ｌｉｆｅ ｃｙｃｌｅ ａｓｓｅｓｓｍｅｎｔ ｏｆ
ｐｒｏｄｕｃｔｓ． Ｅｃｏｌｏｇｉｃａｌ Ｅｃｏｎｏｍｉｃｓ， ２００８， ６４ （４）： ７９８⁃８０７．
［５１］ 　 Ｓｉｍｍｏｎｓ Ｃ， Ｌｅｗｉｓ Ｋ， Ｂａｒｒｅｔｔ Ｊ． Ｔｗｏ ｆｅｅｔ⁃ｔｗｏ ａｐｐｒｏａｃｈｅｓ： ａ ｃｏｍｐｏｎｅｎｔ⁃ｂａｓｅｄ ｍｏｄｅｌ ｏｆ ｅｃｏｌｏｇｉｃａｌ ｆｏｏｔｐｒｉｎｔｉｎｇ． Ｅｃｏｌｏｇｉｃａｌ Ｅｃｏｎｏｍｉｃｓ， ２０００， ３２
（３）： ３７５⁃３８０．
［５２］ 　 Ｌｉｍｎｉｏｓ Ｅ Ａ Ｍ， Ｇｈａｄｏｕａｎｉ Ａ， Ｓｃｈｉｌｉｚｚｉ Ｓ Ｇ， Ｍａｚｚａｒｏｌ Ｔ． Ｇｉｖｉｎｇ ｔｈｅ ｃｏｎｓｕｍｅｒ ｔｈｅ ｃｈｏｉｃｅ： Ａ ｍｅｔｈｏｄｏｌｏｇｙ ｆｏｒ Ｐｒｏｄｕｃｔ Ｅｃｏｌｏｇｉｃａｌ Ｆｏｏｔｐｒｉｎｔ
ｃａｌｃｕｌａｔｉｏｎ． Ｅｃｏｌｏｇｉｃａｌ Ｅｃｏｎｏｍｉｃｓ， ２００９， ６８ （１０）： ２５２５⁃２５３４．
［５３］ 　 Ｈｕｂａｃｅｋ Ｋ， Ｇｉｌｊｕｍ Ｓ． Ａｐｐｌｙｉｎｇ ｐｈｙｓｉｃａｌ ｉｎｐｕｔ⁃ｏｕｔｐｕｔ ａｎａｌｙｓｉｓ ｔｏ ｅｓｔｉｍａｔｅ ｌａｎｄ ａｐｐｒｏｐｒｉａｔｉｏｎ （ｅｃｏｌｏｇｉｃａｌ ｆｏｏｔｐｒｉｎｔｓ） ｏｆ ｉｎｔｅｒｎａｔｉｏｎａｌ ｔｒａｄｅ ａｃｔｉｖｉｔｉｅｓ．
Ｅｃｏｌｏｇｉｃａｌ Ｅｃｏｎｏｍｉｃｓ， ２００３， ４４ （１）： １３７⁃１５１．
［５４］ 　 Ｂａｓｔｉａｎｏｎｉ Ｓ， Ｇａｌｌｉ Ａ， Ｐｕｌｓｅｌｌｉ Ｒ Ｍ， Ｎｉｃｃｏｌｕｃｃｉ Ｖ． Ｅｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌ ａｎｄ ｅｃｏｎｏｍｉｃ ｅｖａｌｕａｔｉｏｎ ｏｆ ｎａｔｕｒａｌ ｃａｐｉｔａｌ ａｐｐｒｏｐｒｉａｔｉｏｎ ｔｈｒｏｕｇｈ ｂｕｉｌｄｉｎｇ
ｃｏｎｓｔｒｕｃｔｉｏｎ： ｐｒａｃｔｉｃａｌ ｃａｓｅ ｓｔｕｄｙ ｉｎ ｔｈｅ Ｉｔａｌｉａｎ ｃｏｎｔｅｘｔ． ＡＭＢＩＯ： Ａ Ｊｏｕｒｎａｌ ｏｆ ｔｈｅ Ｈｕｍａｎ Ｅｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔ， ２００７， ３６ （７）： ５５９⁃５６５．
［５５］ 　 Ｚｈａｏ Ｓ， Ｓｏｎｇ Ｋ， Ｇｕｉ Ｆ， Ｃａｉ Ｈ Ｗ， Ｊｉｎ Ｗ Ｈ， Ｗｕ Ｃ Ｗ． Ｔｈｅ ｅｍｅｒｇｙ ｅｃｏｌｏｇｉｃａｌ ｆｏｏｔｐｒｉｎｔ ｆｏｒ ｓｍａｌｌ ｆｉｓｈ ｆａｒｍ ｉｎ Ｃｈｉｎａ． Ｅｃｏｌｏｇｉｃａｌ Ｉｎｄｉｃａｔｏｒｓ， ２０１３，
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［５６］ 　 Ｌｅｎｚｅｎ Ｍ， Ｋａｎｅｍｏｔｏ Ｋ， Ｍｏｒａｎ Ｄ， Ｇｅｓｃｈｋｅ Ａ． Ｍａｐｐｉｎｇ ｔｈｅ ｓｔｒｕｃｔｕｒｅ ｏｆ ｔｈｅ ｗｏｒｌｄ ｅｃｏｎｏｍｙ． Ｅｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌ Ｓｃｉｅｎｃｅ ＆ Ｔｅｃｈｎｏｌｏｇｙ， ２０１２， ４６
（１５）： ８３７４⁃８３８１．
［５７］ 　 Ｂｏｒｕｃｋｅ Ｍ， Ｍｏｏｒｅ Ｄ， Ｃｒａｎｓｔｏｎ Ｇ， Ｇｒａｃｅｙ Ｋ， Ｉｈａ Ｋ， Ｌａｒｓｏｎ Ｊ， Ｌａｚａｒｕｓ Ｅ， Ｍｏｒａｌｅｓ Ｊ Ｃ， Ｗａｃｋｅｒｎａｇｅｌ Ｍ， Ｇａｌｌｉ Ａ． Ａｃｃｏｕｎｔｉｎｇ ｆｏｒ ｄｅｍａｎｄ ａｎｄ
ｓｕｐｐｌｙ ｏｆ ｔｈｅ ｂｉｏｓｐｈｅｒｅ′ｓ ｒｅｇｅｎｅｒａｔｉｖｅ ｃａｐａｃｉｔｙ： ｔｈｅ Ｎａｔｉｏｎａｌ Ｆｏｏｔｐｒｉｎｔ Ａｃｃｏｕｎｔｓ′ ｕｎｄｅｒｌｙｉｎｇ ｍｅｔｈｏｄｏｌｏｇｙ ａｎｄ ｆｒａｍｅｗｏｒｋ． Ｅｃｏｌｏｇｉｃａｌ Ｉｎｄｉｃａｔｏｒｓ，
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［５８］ 　 Ｖｅｎｅｔｏｕｌｉｓ Ｊ， Ｔａｌｂｅｒｔｈ Ｊ． Ｒｅｆｉｎｉｎｇ ｔｈｅ ｅｃｏｌｏｇｉｃａｌ ｆｏｏｔｐｒｉｎｔ． Ｅｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔ Ｄｅｖｅｌｏｐｍｅｎｔ ａｎｄ Ｓｕｓｔａｉｎａｂｉｌｉｔｙ， ２００８， １０ （４）： ４４１⁃４６９．
［５９］ 　 Ｂｕｒｋｈａｒｄ Ｂ， Ｋｒｏｌｌ Ｆ， Ｎｅｄｋｏｖ Ｓ， Ｍüｌｌｅｒ Ｆ． Ｍａｐｐｉｎｇ ｅｃｏｓｙｓｔｅｍ ｓｅｒｖｉｃｅ ｓｕｐｐｌｙ， ｄｅｍａｎｄ ａｎｄ ｂｕｄｇｅｔｓ． Ｅｃｏｌｏｇｉｃａｌ Ｉｎｄｉｃａｔｏｒｓ， ２０１２， ２１： １７⁃２９．
［６０］ 　 Ｚｈａｏ Ｓ， Ｌｉ Ｚ Ｚ， Ｌｉ Ｗ Ｌ． Ａ ｍｏｄｉｆｉｅｄ ｍｅｔｈｏｄ ｏｆ ｅｃｏｌｏｇｉｃａｌ ｆｏｏｔｐｒｉｎｔ ｃａｌｃｕｌａｔｉｏｎ ａｎｄ ｉｔｓ ａｐｐｌｉｃａｔｉｏｎ． Ｅｃｏｌｏｇｉｃａｌ Ｍｏｄｅｌｌｉｎｇ， ２００５， １８５ （１）： ６５⁃７５．
［６１］ 　 Ｃｈｅｎ Ｂ， Ｃｈｅｎ Ｇ Ｑ． Ｍｏｄｉｆｉｅｄ ｅｃｏｌｏｇｉｃａｌ ｆｏｏｔｐｒｉｎｔ ａｃｃｏｕｎｔｉｎｇ ａｎｄ ａｎａｌｙｓｉｓ ｂａｓｅｄ ｏｎ ｅｍｂｏｄｉｅｄ ｅｘｅｒｇｙ—ａ ｃａｓｅ ｓｔｕｄｙ ｏｆ ｔｈｅ Ｃｈｉｎｅｓｅ ｓｏｃｉｅｔｙ １９８１—
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［６２］ 　 Ｃａｒｂａｌｌｏ⁃Ｐｅｎｅｌａ Ａ， Ｄｏｍéｎｅｃｈ Ｊ Ｌ． Ｍａｎａｇｉｎｇ ｔｈｅ ｃａｒｂｏｎ ｆｏｏｔｐｒｉｎｔ ｏｆ ｐｒｏｄｕｃｔｓ： ｔｈｅ ｃｏｎｔｒｉｂｕｔｉｏｎ ｏｆ ｔｈｅ ｍｅｔｈｏｄ ｃｏｍｐｏｓｅｄ ｏｆ ｆｉｎａｎｃｉａｌ ｓｔａｔｅｍｅｎｔｓ
（ＭＣ３）． Ｔｈｅ Ｉｎｔｅｒｎａｔｉｏｎａｌ Ｊｏｕｒｎａｌ ｏｆ Ｌｉｆｅ Ｃｙｃｌｅ Ａｓｓｅｓｓｍｅｎｔ， ２０１０， １５ （９）： ９６２⁃９６９．
［６３］ 　 Ｖｉｒｔａｎｅｎ Ｙ， Ｋｕｒｐｐａ Ｓ， Ｓａａｒｉｎｅｎ Ｍ， Ｋａｔａｊａｊｕｕｒｉ Ｊ Ｍ， Ｕｓｖａ Ｋ， Ｍäｅｎｐää Ｉ， Ｍäｋｅｌä Ｊ， Ｇｒöｎｒｏｏｓ Ｊ， Ｎｉｓｓｉｎｅｎ Ａ． Ｃａｒｂｏｎ ｆｏｏｔｐｒｉｎｔ ｏｆ ｆｏｏｄ⁃ａｐｐｒｏａｃｈｅｓ
ｆｒｏｍ ｎａｔｉｏｎａｌ ｉｎｐｕｔ⁃ｏｕｔｐｕｔ ｓｔａｔｉｓｔｉｃｓ ａｎｄ ａ ＬＣＡ ｏｆ ａ ｆｏｏｄ ｐｏｒｔｉｏｎ． Ｊｏｕｒｎａｌ ｏｆ Ｃｌｅａｎｅｒ Ｐｒｏｄｕｃｔｉｏｎ， ２０１１， １９ （１６）： １８４９⁃１８５６．
［６４］ 　 Ｈｕａｎｇ Ｙ Ａ， Ｌｅｎｚｅｎ Ｍ， Ｗｅｂｅｒ Ｃ Ｌ， Ｍｕｒｒａｙ Ｊ， Ｍａｔｔｈｅｗｓ Ｈ Ｓ． Ｔｈｅ ｒｏｌｅ ｏｆ ｉｎｐｕｔ⁃ｏｕｔｐｕｔ ａｎａｌｙｓｉｓ ｆｏｒ ｔｈｅ ｓｃｒｅｅｎｉｎｇ ｏｆ ｃｏｒｐｏｒａｔｅ ｃａｒｂｏｎ ｆｏｏｔｐｒｉｎｔｓ．
Ｅｃｏｎｏｍｉｃ Ｓｙｓｔｅｍｓ Ｒｅｓｅａｒｃｈ， ２００９， ２１ （３）： ２１７⁃２４２．
［６５］ 　 Ｓａｎｙé Ｅ， Ｏｌｉｖｅｒ⁃Ｓｏｌà Ｊ， Ｇａｓｏｌ Ｃ Ｍ， Ｆａｒｒｅｎｙ Ｒ， Ｒｉｅｒａｄｅｖａｌｌ Ｊ， Ｇａｂａｒｒｅｌｌ Ｘ． Ｌｉｆｅ ｃｙｃｌｅ ａｓｓｅｓｓｍｅｎｔ ｏｆ ｅｎｅｒｇｙ ｆｌｏｗ ａｎｄ ｐａｃｋａｇｉｎｇ ｕｓｅ ｉｎ ｆｏｏｄ
ｐｕｒｃｈａｓｉｎｇ． Ｊｏｕｒｎａｌ ｏｆ Ｃｌｅａｎｅｒ Ｐｒｏｄｕｃｔｉｏｎ， ２０１２， ２５： ５１⁃５９．
［６６］ 　 Ｂｅｒｎｅｒｓ⁃Ｌｅｅ Ｍ， Ｈｏｗａｒｄ Ｄ Ｃ， Ｍｏｓｓ Ｊ， Ｋａｉｖａｎｔｏ Ｋ， Ｓｃｏｔｔ Ｗ Ａ． Ｇｒｅｅｎｈｏｕｓｅ ｇａｓ ｆｏｏｔｐｒｉｎｔｉｎｇ ｆｏｒ ｓｍａｌｌ ｂｕｓｉｎｅｓｓｅｓ—Ｔｈｅ ｕｓｅ ｏｆ ｉｎｐｕｔ⁃ｏｕｔｐｕｔ ｄａｔａ．
Ｓｃｉｅｎｃｅ ｏｆ ｔｈｅ Ｔｏｔａｌ Ｅｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔ， ２０１１， ４０９ （５）： ８８３⁃８９１．
［６７］ 　 Ｈｅｒｔｗｉｃｈ Ｅ Ｇ， Ｐｅｔｅｒｓ Ｇ Ｐ． Ｃａｒｂｏｎ ｆｏｏｔｐｒｉｎｔ ｏｆ ｎａｔｉｏｎｓ： ａ ｇｌｏｂａｌ， ｔｒａｄｅ⁃ｌｉｎｋｅｄ ａｎａｌｙｓｉｓ． Ｅｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌ Ｓｃｉｅｎｃｅ ＆ Ｔｅｃｈｎｏｌｏｇｙ， ２００９， ４３ （１６）：
６４１４⁃６４２０．
４８９７ 　 生　 态　 学　 报　 　 　 ３５卷　
ｈｔｔｐ： ／ ／ ｗｗｗ．ｅｃｏｌｏｇｉｃａ．ｃｎ
［６８］　 Ｒｉｄｏｕｔｔ Ｂ Ｇ， Ｐｆｉｓｔｅｒ Ｓ． Ａ ｒｅｖｉｓｅｄ ａｐｐｒｏａｃｈ ｔｏ ｗａｔｅｒ ｆｏｏｔｐｒｉｎｔｉｎｇ ｔｏ ｍａｋｅ ｔｒａｎｓｐａｒｅｎｔ ｔｈｅ ｉｍｐａｃｔｓ ｏｆ ｃｏｎｓｕｍｐｔｉｏｎ ａｎｄ ｐｒｏｄｕｃｔｉｏｎ ｏｎ ｇｌｏｂａｌ ｆｒｅｓｈｗａｔｅｒ
ｓｃａｒｃｉｔｙ． Ｇｌｏｂａｌ Ｅｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌ Ｃｈａｎｇｅ， ２０１０， ２０ （１）： １１３⁃１２０．
［６９］ 　 Ｃｈａｐａｇａｉｎ Ａ Ｋ， Ｈｏｅｋｓｔｒａ Ａ Ｙ， Ｓａｖｅｎｉｊｅ Ｈ Ｈ Ｇ．， Ｇａｕｔａｍ Ｒ． Ｔｈｅ ｗａｔｅｒ ｆｏｏｔｐｒｉｎｔ ｏｆ ｃｏｔｔｏｎ ｃｏｎｓｕｍｐｔｉｏｎ： Ａｎ ａｓｓｅｓｓｍｅｎｔ ｏｆ ｔｈｅ ｉｍｐａｃｔ ｏｆ ｗｏｒｌｄｗｉｄｅ
ｃｏｎｓｕｍｐｔｉｏｎ ｏｆ ｃｏｔｔｏｎ ｐｒｏｄｕｃｔｓ ｏｎ ｔｈｅ ｗａｔｅｒ ｒｅｓｏｕｒｃｅｓ ｉｎ ｔｈｅ ｃｏｔｔｏｎ ｐｒｏｄｕｃｉｎｇ ｃｏｕｎｔｒｉｅｓ． Ｅｃｏｌｏｇｉｃａｌ Ｅｃｏｎｏｍｉｃｓ， ２００６， ６０ （１）： １８６⁃２０３．
［７０］ 　 ｖａｎ Ｏｅｌ Ｐ Ｒ， Ｍｅｋｏｎｎｅｎ Ｍ Ｍ， Ｈｏｅｋｓｔｒａ Ａ Ｙ． Ｔｈｅ ｅｘｔｅｒｎａｌ ｗａｔｅｒ ｆｏｏｔｐｒｉｎｔ ｏｆ ｔｈｅ Ｎｅｔｈｅｒｌａｎｄｓ： Ｇｅｏｇｒａｐｈｉｃａｌｌｙ⁃ｅｘｐｌｉｃｉｔ ｑｕａｎｔｉｆｉｃａｔｉｏｎ ａｎｄ ｉｍｐａｃｔ
ａｓｓｅｓｓｍｅｎｔ． Ｅｃｏｌｏｇｉｃａｌ Ｅｃｏｎｏｍｉｃｓ， ２００９， ６９ （１）： ８２⁃９２．
［７１］ 　 Ｚｈａｏ Ｘ， Ｃｈｅｎ Ｂ， Ｙａｎｇ Ｚ Ｆ． Ｎａｔｉｏｎａｌ ｗａｔｅｒ ｆｏｏｔｐｒｉｎｔ ｉｎ ａｎ ｉｎｐｕｔ⁃ｏｕｔｐｕｔ ｆｒａｍｅｗｏｒｋ—ａ ｃａｓｅ ｓｔｕｄｙ ｏｆ Ｃｈｉｎａ ２００２． Ｅｃｏｌｏｇｉｃａｌ Ｍｏｄｅｌｌｉｎｇ， ２００９， ２２０
（２）： ２４５⁃２５３．
［７２］ 　 Ｈｏｅｋｓｔｒａ Ａ Ｙ， Ｍｅｋｏｎｎｅｎ Ｍ Ｍ． Ｔｈｅ ｗａｔｅｒ ｆｏｏｔｐｒｉｎｔ ｏｆ ｈｕｍａｎｉｔｙ． Ｐｒｏｃｅｅｄｉｎｇｓ ｏｆ ｔｈｅ Ｎａｔｉｏｎａｌ Ａｃａｄｅｍｙ ｏｆ Ｓｃｉｅｎｃｅｓ ｏｆ ｔｈｅ Ｕｎｉｔｅｄ Ｓｔａｔｅｓ ｏｆ Ａｍｅｒｉｃａ，
２０１２， １０９ （９）： ３２３２⁃３２３７．
［７３］ 　 Ｇｕｉｎｅｅ Ｊ Ｂ， Ｈｅｉｊｕｎｇｓ Ｒ， Ｈｕｐｐｅｓ Ｇ， Ｚａｍａｇｎｉ Ａ， Ｍａｓｏｎｉ Ｐ， Ｂｕｏｎａｍｉｃｉ Ｒ， Ｅｋｖａｌｌ Ｔ， Ｒｙｄｂｅｒｇ Ｔ． Ｌｉｆｅ ｃｙｃｌｅ ａｓｓｅｓｓｍｅｎｔ： ｐａｓｔ， ｐｒｅｓｅｎｔ， ａｎｄ
ｆｕｔｕｒｅ． Ｅｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌ Ｓｃｉｅｎｃｅ ＆ Ｔｅｃｈｎｏｌｏｇｙ， ２０１０， ４５ （１）： ９０⁃９６．
［７４］ 　 施晓清， 李笑诺， 杨建新． 基于生命周期视角的产业资源生态管理效益分析———以虚拟共生网络系统为例． 生态学报， ２０１３， ３３ （１９）：
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［７５］ 　 Ｌｅｏｎｔｉｅｆ Ｗ． Ｉｎｐｕｔ⁃Ｏｕｔｐｕｔ Ｅｃｏｎｏｍｉｃｓ． ２ｔｈ ｅｄ． Ｎｅｗ Ｙｏｒｋ： Ｏｘｆｏｒｄ Ｕｎｉｖｅｒｓｉｔｙ Ｐｒｅｓｓ， １９８６．
［７６］ 　 曹淑艳， 谢高地． 基于投入产出分析的中国生态足迹模型． 生态学报， ２００７， ２７ （４）： １４９９⁃１５０７．
［７７］ 　 Ｆｅｎｇ Ｋ Ｓ， Ｃｈａｐａｇａｉｎ Ａ， Ｓｕｈ Ｓ， Ｐｆｉｓｔｅｒ Ｓ， Ｈｕｂａｃｅｋ Ｋ． Ｃｏｍｐａｒｉｓｏｎ ｏｆ ｂｏｔｔｏｍ⁃ｕｐ ａｎｄ ｔｏｐ⁃ｄｏｗｎ ａｐｐｒｏａｃｈｅｓ ｔｏ ｃａｌｃｕｌａｔｉｎｇ ｔｈｅ ｗａｔｅｒ ｆｏｏｔｐｒｉｎｔｓ ｏｆ
ｎａｔｉｏｎｓ． Ｅｃｏｎｏｍｉｃ Ｓｙｓｔｅｍｓ Ｒｅｓｅａｒｃｈ， ２０１１， ２３ （４）： ３７１⁃３８５．
［７８］ 　 Ｋｉｔｚｅｓ Ｊ， Ｇａｌｌｉ Ａ， Ｂａｇｌｉａｎｉ Ｍ， Ｂａｒｒｅｔｔ Ｊ， Ｄｉｇｅ Ｇ， Ｅｄｅ Ｓ， Ｅｒｂ Ｋ， Ｇｉｌｊｕｍ Ｓ， Ｈａｂｅｒｌ Ｈ， Ｈａｉｌｓ Ｃ， Ｊｏｌｉａ⁃Ｆｅｒｒｉｅｒ Ｌ， Ｊｕｎｇｗｉｒｔｈ Ｓ， Ｌｅｎｚｅｎ Ｍ， Ｌｅｗｉｓ
Ｋ， Ｌｏｈ Ｊ， Ｍａｒｃｈｅｔｔｉｎｉ Ｎ， Ｍｅｓｓｉｎｇｅｒ Ｈ， Ｍｉｌｎｅ Ｋ， Ｍｏｌｅｓ Ｒ， Ｍｏｎｆｒｅｄａ Ｃ， Ｍｏｒａｎ Ｄ， Ｎａｋａｎｏ Ｋ， Ｐｙｈäｌä Ａ， Ｒｅｅｓ Ｗ， Ｓｉｍｍｏｎｓ Ｃ， Ｗａｃｋｅｒｎａｇｅｌ Ｍ，
Ｗａｄａ Ｙ， Ｗａｌｓｈ Ｃ， Ｗｉｅｄｍａｎｎ Ｔ． Ａ ｒｅｓｅａｒｃｈ ａｇｅｎｄａ ｆｏｒ ｉｍｐｒｏｖｉｎｇ ｎａｔｉｏｎａｌ Ｅｃｏｌｏｇｉｃａｌ Ｆｏｏｔｐｒｉｎｔ ａｃｃｏｕｎｔｓ． Ｅｃｏｌｏｇｉｃａｌ Ｅｃｏｎｏｍｉｃｓ， ２００９， ６８ （７）：
１９９１⁃２００７．
［７９］ 　 Ｗｅｉｎｚｅｔｔｅｌ Ｊ， Ｓｔｅｅｎ⁃Ｏｌｓｅｎ Ｋ， Ｈｅｒｔｗｉｃｈ Ｅ Ｇ．， Ｂｏｒｕｃｋｅ Ｍ， Ｇａｌｌｉ Ａ． Ｅｃｏｌｏｇｉｃａｌ ｆｏｏｔｐｒｉｎｔ ｏｆ ｎａｔｉｏｎｓ： Ｃｏｍｐａｒｉｓｏｎ ｏｆ ｐｒｏｃｅｓｓ ａｎａｌｙｓｉｓ， ａｎｄ ｓｔａｎｄａｒｄ
ａｎｄ ｈｙｂｒｉｄ ｍｕｌｔｉｒｅｇｉｏｎａｌ ｉｎｐｕｔ⁃ｏｕｔｐｕｔ ａｎａｌｙｓｉｓ． Ｅｃｏｌｏｇｉｃａｌ Ｅｃｏｎｏｍｉｃｓ， ２０１４， １０１： １１５⁃１２６．
［８０］ 　 Ｆｉｎｎｖｅｄｅｎ Ｇ， Ｈａｕｓｃｈｉｌｄ Ｍ Ｚ， Ｅｋｖａｌｌ Ｔ， Ｇｕｉｎéｅ Ｊ， Ｈｅｉｊｕｎｇｓ Ｒ， Ｈｅｌｌｗｅｇ Ｓ， Ｋｏｅｈｌｅｒ Ａ， Ｐｅｎｎｉｎｇｔｏｎ Ｄ， Ｓｕｈ Ｓ． Ｒｅｃｅｎｔ ｄｅｖｅｌｏｐｍｅｎｔｓ ｉｎ ｌｉｆｅ ｃｙｃｌｅ
ａｓｓｅｓｓｍｅｎｔ． Ｊｏｕｒｎａｌ ｏｆ Ｅｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌ Ｍａｎａｇｅｍｅｎｔ， ２００９， ９１ （１）： １⁃２１．
［８１］ 　 Ａｈｌｒｏｔｈ Ｓ， Ｎｉｌｓｓｏｎ Ｍ， Ｆｉｎｎｖｅｄｅｎ Ｇ， Ｈｊｅｌｍ Ｏ， Ｈｏｃｈｓｃｈｏｒｎｅｒ Ｅ． Ｗｅｉｇｈｔｉｎｇ ａｎｄ ｖａｌｕａｔｉｏｎ ｉｎ ｓｅｌｅｃｔｅｄ ｅｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌ ｓｙｓｔｅｍｓ ａｎａｌｙｓｉｓ ｔｏｏｌｓ⁃
ｓｕｇｇｅｓｔｉｏｎｓ ｆｏｒ ｆｕｒｔｈｅｒ ｄｅｖｅｌｏｐｍｅｎｔｓ． Ｊｏｕｒｎａｌ ｏｆ Ｃｌｅａｎｅｒ Ｐｒｏｄｕｃｔｉｏｎ， ２０１１， １９ （２ ／ ３）： １４５⁃１５６．
［８２］ 　 ＩＰＣＣ． Ｃｌｉｍａｔｅ ｃｈａｎｇｅ ２００７： Ｔｈｅ ｐｈｙｓｉｃａｌ ｓｃｉｅｎｃｅ ｂａｓｉｓ． Ｃｏｎｔｒｉｂｕｔｉｏｎ ｏｆ ｗｏｒｋｉｎｇ ｇｒｏｕｐ Ｉ ｔｏ ｔｈｅ ｆｏｕｒｔｈ ａｓｓｅｓｓｍｅｎｔ ｒｅｐｏｒｔ ｏｆ ｔｈｅ ｉｎｔｅｒｇｏｖｅｒｎｍｅｎｔａｌ
ｐａｎｅｌ ｏｎ ｃｌｉｍａｔｅ ｃｈａｎｇｅ． Ｃａｍｂｒｉｄｇｅ： Ｃａｍｂｒｉｄｇｅ Ｕｎｉｖｅｒｓｉｔｙ Ｐｒｅｓｓ， ２００７．
［８３］ 　 方恺， 董德明， 林卓， 沈万斌． 基于全球净初级生产力的能源足迹计算方法． 生态学报， ２０１２， ３２ （９）： ２９００⁃２９０９．
［８４］ 　 Ｆａｎｇ Ｋ， Ｈｅｉｊｕｎｇｓ Ｒ． Ｍｏｖｉｎｇ ｆｒｏｍ ｔｈｅ ｍａｔｅｒｉａｌ ｆｏｏｔｐｒｉｎｔ ｔｏ ａ ｒｅｓｏｕｒｃｅ ｄｅｐｌｅｔｉｏｎ ｆｏｏｔｐｒｉｎｔ． Ｉｎｔｅｇｒａｔｅｄ Ｅｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌ Ａｓｓｅｓｓｍｅｎｔ ａｎｄ Ｍａｎａｇｅｍｅｎｔ，
２０１４， １０ （４）： ５９６⁃５９８．
［８５］ 　 ｖａｎ Ｏｅｒｓ Ｌ， ｄｅ Ｋｏｎｉｎｇ Ａ， Ｇｕｉｎéｅ Ｊ Ｂ， Ｈｕｐｐｅｓ Ｇ． Ａｂｉｏｔｉｃ ｒｅｓｏｕｒｃｅ ｄｅｐｌｅｔｉｏｎ ｉｎ ＬＣＡ． Ｒｏａｄ ａｎｄ Ｈｙｄｒａｕｌｉｃ Ｅｎｇｉｎｅｅｒｉｎｇ Ｉｎｓｔｉｔｕｔｅ， Ｍｉｎｉｓｔｒｙ ｏｆ
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Ｆａｂｒｙ Ｖ Ｊ， Ｈａｎｓｅｎ Ｊ， Ｗａｌｋｅｒ Ｂ， Ｌｉｖｅｒｍａｎ Ｄ， Ｒｉｃｈａｒｄｓｏｎ Ｋ， Ｃｒｕｔｚｅｎ Ｐ， Ｆｏｌｅｙ Ｊ Ａ． Ａ ｓａｆｅ ｏｐｅｒａｔｉｎｇ ｓｐａｃｅ ｆｏｒ ｈｕｍａｎｉｔｙ． Ｎａｔｕｒｅ， ２００９， ４６１
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Ｗｉｔ Ｃ Ａ， Ｈｕｇｈｅｓ Ｔ， ｖａｎ ｄｅｒ Ｌｅｅｕｗ Ｓ， Ｒｏｄｈｅ Ｈ， Ｓöｒｌｉｎ Ｓ， Ｓｎｙｄｅｒ Ｐ Ｋ， Ｃｏｓｔａｎｚａ Ｒ， Ｓｖｅｄｉｎ Ｕ， Ｆａｌｋｅｎｍａｒｋ Ｍ， Ｋａｒｌｂｅｒｇ Ｌ， Ｃｏｒｅｌｌ Ｒ Ｗ， Ｆａｂｒｙ
Ｖ Ｊ， Ｈａｎｓｅｎ Ｊ， Ｗａｌｋｅｒ Ｂ， Ｌｉｖｅｒｍａｎ Ｄ， Ｒｉｃｈａｒｄｓｏｎ Ｋ， Ｃｒｕｔｚｅｎ Ｐ， Ｆｏｌｅｙ Ｊ． Ｐｌａｎｅｔａｒｙ ｂｏｕｎｄａｒｉｅｓ： Ｅｘｐｌｏｒｉｎｇ ｔｈｅ ｓａｆｅ ｏｐｅｒａｔｉｎｇ ｓｐａｃｅ ｆｏｒ
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Ｍｏｏｅｒｓ Ａ， Ｒｏｏｐｎａｒｉｎｅ Ｐ， Ｖｅｒｍｅｉｊ Ｇ， Ｗｉｌｌｉａｍｓ Ｊ Ｗ， Ｇｉｌｌｅｓｐｉｅ Ｒ， Ｋｉｔｚｅｓ Ｊ， Ｍａｒｓｈａｌｌ Ｃ， Ｍａｔｚｋｅ Ｎ， Ｍｉｎｄｅｌｌ Ｄ Ｐ， Ｒｅｖｉｌｌａ Ｅ， Ｓｍｉｔｈ Ａ Ｂ．
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６８９７ 　 生　 态　 学　 报　 　 　 ３５卷