生態文明閾值和綠值二步測度：指標—指數耦合鏈方法

摘要 擬破解生態文明測度和評價的現存難題：在指標選取方面，評價目標模糊，指標篩選的主觀性強，缺乏結構化方法，導致指標泛化，與一般環境經濟評價混淆；在測度標尺方面，無法確定生態文明閾值，對不同文明階段用同一把尺子去衡量，導致一些非生態文明區域的排名反而靠前；在應用價值方面，綜合指標值失去生態經濟意義，只是一個抽象的排名數字，導致測度結果不便于理解和運用。為此，依據文明演化的共生理論創立指標-指數耦合鏈方法，用以導出生態文明測度的閾值和綠值二步指數。依次運用扎根理論法、PSIR及SEM結構模型、足跡家族法、LotkaVolterra模型等工具，構建從生態文明的指標體系到二步指數的結構化耦合鏈。全過程始終聚焦生態文明的本質屬性——產業與生態的互利共生性：以定性科學屬性為出發點，以人與自然復合系統的結構模型為紐帶，以生態文明閾值和綠值二步指數定量模型為歸宿點。其中，閾值用產業受力指數、生態受力指數和共生度指數3項指數進行衡量，合稱為閾值指數；而綠值用1項綜合反映區域產業與生態的總量、共生程度和均衡程度的綠值指數進行衡量。據此進行區域生態文明的二步測度。第一步，基于閾值指數的階段或資格判定：通過產業與生態的共生性，考量被測區域是否進入生態文明門檻，“未入門”區域處于哪一個文明階段。第二步，基于綠值指數的水平判定：通過產業與生態的互利共生程度，考量“入門”區域的生態文明水平。研究表明，指標-指數耦合鏈方法不僅可以有效克服單純指標體系綜合法或指數函數法的缺陷和難點，而且能夠將兩者的長處結合起來。如此，不僅能夠避免生態文明測度結果與物質文明“成正比”的弊端，而且能夠通過從生態文明二步指數回溯至指標體系的逆向解耦，分析出導致生態文明問題的根本原因，便于提出切中肯綮的對策。

關鍵詞 生態文明測度；評價指標；生態文明指數；共生理論；LotkaVolterra模型

中圖分類號 F062.2文獻標識碼 A文章編號 1002-2104（2017）09-0212-13DOI：10.12062/cpre.20170448

全球氣候與環境問題的嚴峻性使得生態文明建設受到國際社會的高度重視。作為負責任大國，黨的“十七大”和“十八大”以來所確立的生態文明建設戰略，既體現了中國未來的新發展觀，也是對國際社會的莊嚴承諾。而要“做實”生態文明建設，首先必須了解其發展現狀和問題，了解我國及其各地區生態文明的發展階段和水平：哪些區域還處于傳統工業文明時期？哪些進入了新工業文明階段？哪些已跨進了生態文明的“門檻”？而“入門”后的發展水平如何？全國的總體情況如何？……為此，需要有一套科學的評價、測度和分析方法，這樣才能準確掌握我國生態文明建設的時間演進和空間格局的特點、規律、問題和原因，才能據此制定出科學的決策，才能采取有效的監管和控制措施。而從現有文獻可以看出，目前的研究成果還不能很好地回答這一組亟待解決的問題。本文試圖從生態文明測度方法上解決其中幾個關鍵難題。

1 文獻回顧

1.1 國內外相關研究的現狀分析

剔除中方在國內外舉辦的國際會議和中國出版的英文期刊等載體的論文后，國際生態文明研究的論文很少。而在這些為數不多的論文中，大多數是中國學者的貢獻[1]，或者是國內外學者介紹中國生態文明建設的文章[2]，或者是探究生態與文明之間關系的論文[3]，而嚴格意義上的“國外相關研究”極少[4]。至于“生態文明評價”的論文就更是中國學者的天下了[5]。

其實在世界范圍內，中國是生態文明研究的發源地和中心。盡管國內外學者最初提出“生態文明”一詞的時間可以追溯到20世紀70—80年代，但最早研究生態文明的論文是我國學者于1990年發表的[6]，而且我國在20世紀90年代初，就已出版了有關生態文明的著作[7]，均早于國外學者。學界公認的國外最早正式研究生態文明的學者是美國南新罕布什爾大學的教授Roy Morrison。他于1995年在“Ecological Democracy”一書中提出了生態文明（ecological civilization）的概念，并將生態文明作為工業文明（industrial civilization）之后的一種文明形態[8]。2006年，Roy Morrison又出版了“Eco Civilization 2140”一書，描繪了未來22世紀的生態文明[9]。但遺憾的是，這些很有意義的探討并沒有引起國外學術界的積極響應。而在中國大地上，生態文明的研究與實踐則開展得如火如荼。

我國最早研究“生態文明評價”的論文發表于2007年[10]，至今已有300多篇相關學術論文和學位論文問世（檢索關鍵詞包含生態文明的評價、測度、測評、監測、評估、考核和指標等。并剔除新聞報道類文章，以及把生態文明作為“附屬品”而進行環境、生態、政績、科技、教育和影響因素等評價的論文）。近年來呈快速上升勢頭，僅2016年就有90余篇相關論文發表。此外，從2009年開始，北京林業大學生態文明研究中心等研究機構每年都發布中國省級生態文明建設評價報告[11-12]。從評價范圍看，生態文明評價的對象涵蓋了國家[13]、省域[14-15]、市域[16-17]、縣域[18]、示范區[19]、工礦企業[20]、農業[21]、林業[22]、水域[23]、草原[24]等。從應用層面看，生態文明評價指標體系的研究成果已應用于各級政府的實際管理之中[25]。2008 年以來，貴陽市、杭州市、南京市和國家環保部等先后頒布了生態文明建設指標體系或目標體系。

從評價方法看，總體上大都采用了指標體系綜合法（簡稱指標法），生態文明指數的研究比較薄弱。具體來說，為解決指標體系的構建、權重的確定、綜合評價值計算等問題，研究者們采用了各種不同的方法，如模糊綜合評價法[27]、層次分析法AHP[16]、灰色關聯度分析法[28]、模糊灰色統計法[29]、熵值法[30]、聚類分析法[31]、因子分析法[31]、主成分分析法[13-14]、全局主成分分析法GPCA[15]、數據包絡分析法DEA[32]、非期望產出的SBM模型[17]、投影尋蹤法[23]、TOPSIS法[33]、粗糙集模型[34]、突變模型[34]等。以及這些方法的多種組合，如層次分析和熵值耦合模型[35]、非線性主成分聚類分析法[36]、DEA與SBM模型[17]、粗糙集與突變模型[34]等。endprint

盡管國外學者沒有專門研究生態文明測度或評價，但是他們在生態環境與可持續發展等領域的評價方法對我國學者的相關研究產生了較大的影響[26，37]。例如，PSR模型[38]、DPSIR模型[39]、DPSEEA模型[40]、HDI人類發展指數[41]、HSDI人類可持續發展指數[42]、生態足跡法[43]、足跡家族法[44]等。其中不乏具有生態經濟意義的測度指數，如生態足跡和足跡家族等，為生態文明測度的指數函數法（簡稱指數法）的研究奠定了基礎。

在將“足跡”指數法應用于生態文明測度時，由于生態足跡不能涵蓋生態文明所涉及的范圍，因此研究者采用了足跡家族方法。但是在求取綜合指數時，又回到了指標法的老路：對生態足跡、碳足跡和水足跡等進行無量綱化處理，并綜合成“生態文明指數”，結果還是抹去了原來足跡家族的生態經濟意義[37]。還有一些研究雖然采用了“生態文明指數”一詞，但實際上就是綜合指標值[26]。總之，現有研究并沒有構建出具有生態經濟意義的生態文明指數函數，本質上還是采用了指標法，而不是真正意義上指數法。

1.2 國內外相關研究的問題及動態分析

對現有成果進行分析和比較可見，國內外相關研究的重點主要聚焦在指標體系的構建，以及如何將眾多的指標合成為一個綜合指標值。因而近年來，生態文明評價指標的設計不斷趨于全面，涵蓋了社會、經濟、資源、能源、環境、制度、文化等諸多方面[45-46]，而且指標計量模型也不斷升級。這些成果為本文的研究奠定了良好的基礎。但由于這些研究在根本上都沒有擺脫飽受許多學者詬病的指標體系法的架構，因此難以通過改進指標及其綜合算法克服指標法的“痼疾”，需要“另辟蹊徑”才能避免以下幾方面的現存問題。

（1）在指標選取方面，評價目標模糊，主觀性強，缺乏結構化方法，導致指標泛化，與一般環境經濟評價混淆。現有研究在指標篩選上，要么主觀性較強[46-47]，要么按已有文獻中的出現頻次來篩選[18]，缺乏結構化的科學方法[48]。在眾多的研究中，高質量的成果往往占少數，因此出現頻次高的指標未必合理。同時，“指標體系的目標定位不準確”[47]，缺乏對生態文明本質的準確把握[49]。致使指標龐雜而重疊[47]，與環境保護、可持續協調發展、低碳綠色經濟、綠色GDP核算等評價相混淆[49]。

（2）在測度標尺方面，無法確定生態文明閾值，對不同文明階段用同一把尺子去衡量，導致一些非生態文明區域的排名反而靠前。生態文明是一種優于農業文明、傳統工業文明、新工業文明等階段的新型文明形態。因此首先要判斷被測區域（全國或地區）是否邁進了生態文明的“門檻”，而后才能考量其生態文明發展水平。而在現有方法下，由于“各指標目標值確定有困難”[48]，因而無法界定生態文明的閾值，只好對所有區域都用“生態文明尺子”去衡量，這顯然是不合理的[48-49]。用社會經濟與生態環境等多方面的指標構成的“大拼盤”，經過加權求和等方式進行綜合后，不僅無法反映出生態文明的本質屬性——產業與生態的共生關系[50]，而且易造成經濟、生態等各類指標相互沖抵。猶如把白菜和黃金統一稱重、統一定價，必然造成“生態文明水平與GDP成正比……北京、上海、廣東、浙江、江蘇、天津等經濟較發達地區生態文明排名相對靠前”[48]。其實，經濟特別發達但是生態很糟糕，或者經濟十分落后卻保持著原始生態的地區，都還沒有進入生態文明階段。這種生態文明測度的結果不僅沒有意義，而且會造成誤導。

（3）在應用價值方面，綜合指標值失去了生態經濟意義，只是一個抽象的排名數字，導致測度結果不便于理解和運用。現有研究“多將關注點集中于各評價對象的得分及排名上，缺乏對生態文明發展規律，生態文明建設驅動因素、機制等的深入挖掘和探析”[48]。傳統的指標法無法構建具有生態經濟意義、能夠反映產業與生態共生性的生態文明指數，難以滿足生態文明建設的實際需求[51]，無法從生態文明機制上深究其問題與原因，進而提出更加“管用的”對策建議。

以上三方面是不少專家均有共鳴的生態文明測度研究的“致命軟肋”，以至于有的專家甚至認為此類測度研究不屬于“科學問題”。其實，任何一個在理論和應用上亟待解決的難題都是科學問題，只是我們還沒有找到更加完善的科學方法。為此，本文擬創立指標-指數耦合鏈方法，放棄單純的指標體系綜合法或指數函數法，以及構建單一“生態文明指數”的思路，創建生態文明閾值和綠值二步指數，以便針對性地解決上述問題。

2 屬性要素與指標體系的耦合：基于PSIR和SEM方法

2.1 系統構成與理論分析

本文的研究對象是區域生態文明的測度，其中“區域”主要指全國和省域范圍，其測度方法也可推廣至其他區域（如市域、縣域、水域、林區等）的生態文明測度。為克服上述單純的指標體系法的缺陷，以及單純的指數法難以實現的瓶頸，本文的總體研究思路是以生態文明的本質屬性為依據，構建一種從評價指標體系到生態文明指數的耦合鏈。

評價指標體系，說到底是用來衡量一個系統實現其目標的程度，因此這些指標必須要能反映測度對象的目標及其本質屬性。根據人類文明演化的共生理論，生態文明的目標就是實現人與自然的互利共生，其本質屬性就是在一個區域內產業與生態的互利共生[50]。因此生態文明測度的對象系統是一個人與自然的復合系統。該復合系統由產業子系統SI、生態子系統SE和人類文明子系統SH等核心部分組成。其中，SI和SE又構成了產業-生態共生系統SIE；人類文明子系統SH調節著產業子系統SI與生態子系統SE的共生關系；而資源與環境支撐系統SC并不是一個獨立的子系統，它是各子系統賴以生存并與之融合的支撐系統。例如，生態子系統就是在自然界一定空間內生物與環境構成的統一體。

在人類文明子系統SH的作用下，不同文明階段的產業子系統SI與生態子系統SE具有不同的共生關系[50]。在原始文明階段，SI與SE的共生關系是從生態偏利共生到生態強利，而原始采獵產業則十分弱小。起初幾乎沒有產業可言，因而生態獲利而產業無害（即生態偏利）；隨著采獵業的出現，產業的發展受到了惡劣的原始生態條件的制約。在農業文明階段，SI與SE的共生關系從產業受限到產業受阻，農業逐步發展起來；盡管生態總體上仍然獲利，但獲利程度逐漸降低。在傳統工業文明階段，SI與SE的共生關系從產業偏害和相互競爭（互害），到產業寄生和捕食；同時生態從無害，逐步走向受害程度的不斷加重。在新工業文明階段，生態受害的程度逐步減輕，而產業仍保持獲利狀態。在生態文明階段，從產業偏利共生（而生態則無害，即達到生態文明的門檻）發展為產業與生態互利共生。這些現有研究成果為生態文明測度研究提供了良好的理論依據。endprint

2.2 運用扎根理論構建定性理論框架和屬性要素集

扎根理論（grounded theory，GT）是由哥倫比亞大學的Anselm Strauss和Barney Glaser兩位學者于20世紀60年代共同開發的一種定性研究方法。其基本思路是運用系統化的程序，就某一課題進行實際調研和資料收集，從原始資料中尋找出能夠反映該事物或現象本質的核心概念，通過對這些概念的開放性編碼（open coding）、主軸性編碼（axial coding）和選擇性編碼（selective coding），不斷進行概念的歸納、歸類、濃縮、建立聯系和整合，最終建構出關于這一課題的理論框架。這一研究方法非常適合生態文明測度最初的理論分析和定性研究，能夠極大地避免主觀隨意性和偏離目標的盲目性。

運用扎根理論，首先通過文獻檢索和實際調研梳理描述人類文明的社會科學屬性（如認識屬性、產業屬性等）和自然科學屬性（如生命進化與科技發展的關系屬性、生態安全屬性等）的關鍵詞。對這些關鍵詞進行分析、比較和規范化，形成開放性的一級編碼。然后，以人與自然復合系統的基本構成作為主軸，對一級編碼進行更加深入的類屬分析，形成主軸性二級編碼。最后，運用文明演化的共生理論，將二級編碼納入區域文明本質屬性的科學體系，以產業與生態的共生性作為核心類屬，進行統領性的關聯分析，形成選擇性三級編碼，進而構建出生態文明測度的定性理論框架和屬性要素集。

2.3 構建PSIR結構模型，形成指標要素集

根據上面得出的生態文明測度的定性理論框架，對國內外學者在構建環境經濟指標體系時常用的PSR（壓力-狀態-響應，pressure-state-response）、DSR（驅動-狀態-響應，driver-state-response）、DPSIR（驅動-壓力-狀態-影響-響應，driver-pressure-state-impact-response）、DPSEEA（驅動力-壓力-狀態-暴露-影響-響應，driving force-pressure-state-exposure-effect-action）等分析框架進行比較和綜合。根據上面得到的生態文明測度的定性理論框架，提出適合區域文明測度的PSIR（壓力-狀態-影響-響應，pressure-state-impact-response）結構模型框架。再根據前面用扎根理論獲得的屬性要素集，構建PSIR結構模型的各子結構模型：產業壓力子結構SI-P、資源與環境狀態子結構SC-S、生態影響子結構SE-I、生態文明響應子結構SH-R（包含綠色產業響應SHI-R和生態建設響應SHE-R）。然后對各子結構中的指標要素集進行分析，考慮各指標的定量化、簡潔性、數據可獲性和類屬的吻合性等原則，進行指標要素的調整和優化，從而形成整體的PSIR結構模型。

2.4 建立SEM結構方程模型，確定指標體系和權重

一般認為，以上PSIR結構模型已經得到了比較合理的生態文明測度指標體系[26]。但實際上，這只是用定性方法得到的初步指標框架，存在較大的主觀性，而且指標權重還沒有確定。進一步分析可見，在PSIR結構模型中，每一個子結構的指標要素都是一些顯變量，分別描述相應隱變量的特征。例如，子結構SI-P的產業隱變量I可以由單位GDP能耗、木材消耗量、水資源消耗量、CO2排放量、固體廢棄物排放量、COD排放量等顯變量指標進行描述；子結構SC-S的環境隱變量C可以由森林覆蓋率、人均綠地面積、人均水資源占有量、水體質量達標率、空氣質量達標率、土壤質量達標率等顯變量指標進行描述；子結構SE-I的生態隱變量E可以由生物多樣性、生態林面積、人工混交林比重、濕地面積、自然保護區面積、文物保護單位數等顯變量指標進行描述；子結構SHI-R的綠色產業隱變量HI可以由第三產業占GDP比重、營林業產值、清潔能源使用率、三廢重復利用率、環境保護產業產值等顯變量指標進行描述；子結構SHE-R的生態建設隱變量HE可以由污水處理率、垃圾無害化處理率、空氣質量監控覆蓋率、生態文明教育普及率、人工造林面積等顯變量指標進行描述。這樣，PSIR結構模型實際上構成了SEM結構方程模型的理論框架。

理論和實證研究均表明[52]，運用SEM方法，可以對由PSIR結構模型定性確定的指標要素（初步的指標體系）進行定量實證檢驗，一方面可以優化指標要素的構成，另一方面可以定量地確定指標權重，從而得到更加科學的指標體系（即SEM的隱變量和顯變量體系）。根據這一思路，在時間和省域兩個維度上收集指標要素集的面板數據，運用SEM結構方程模型建模方法，進行各變量相互影響系數的估計和模型檢驗。根據檢驗結果，返回去修正PSIR結構模型及其指標要素，直至通過模型檢驗，進而確定最終的生態文明測度SEM結構方程模型。這樣就得到了經過定量檢驗的更為科學的生態文明測度指標體系，以及各隱變量和顯變量變量之間的相關系數。

限于篇幅，將上述生態文明測度的定性理論框架、PSIR結構模型和SEM結構方程模型的具體分析和建模過程略之，并把這些模型集成在一起用圖1表示。圖1中，顯變量指標對各隱變量的作用系數λxi，正好反映了各指標的重要性，由此可以確定該指標的權重系數：

式中，wXi為隱變量X（隱變量I、C、E、HI、HE之一）的第i個指標的權重系數；λxi是由SEM方法得到的第i個指標與隱變量X之間的相關系數。

3 指標體系與基本特征指數的耦合：基于足跡家族方法

確定了指標體系及其權重后，就可以由這些指標值測算出各隱變量數值，以及生態文明測度的各項基本特征指數值。但如果運用傳統的指標體系法進行指標綜合，不僅會導致各綜合值失去其生態經濟意義，而且不同指標的標準化處理和求和過程還會降低各類綜合值之間的可比性，不利于產業與生態共生關系的分析。為此，我們根據足跡家族方法來克服這一缺陷。endprint

足跡家族（footprint family）一詞最早由Giljum與Stoeglehner于2008年同時提出，擬對各類“足跡”進行整合。2012年，Galli等人對足跡家族概念進行了比較完整的闡述，將其定義為由生態足跡（包含生物足跡和能源足跡等）、碳足跡和水足跡三類變量構成的指標集合，并進行了應用研究[44]。我國學者在將足跡家族方法用于生態文明測度時，又擴展了足跡家族的成員，如增加了社會足跡（可以用人類發展指數HDI表示）[37]。在本文中，根據圖1模型，將足跡家族成員確定為5類：生物足跡BF、能源足跡EF、碳足跡CF、水足跡WF、人文足跡HF，簡稱BECWH足跡。根據生態足跡和足跡家族理論，通過計算人類所需的維持一個區域人口和生物的生存所需要的，或能夠容納各類排放廢物、具有生物生產力的地域面積，來衡量人類和其他生物在BECWH足跡上對生物圈的需求——本文中稱為廣義生態足跡，或BECWH需求。同時，通過計算一個區域所能提供給人類和其他生物在BECWH足跡上的生態生產性土地的面積，來表征該區域生態容量的大小——本文中稱為廣義生態承載力，或BECWH供給。當BECWH需求大于供給時，稱為廣義生態赤字；反之，則是廣義生態盈余。

根據圖1模型，運用足跡家族方法，可以實現生態文明測度指標體系與基本特征指數的耦合（見表1）。在PSIR-SEM模型中，產業壓力子結構SI-P和生態影響子

結構SE-I是BECWH足跡的需求方。為了不重復計算，生態文明響應對產業、生態、資源與環境的作用，統一轉換成生態承載力的增量。因此，資源與環境狀態子結構SC-S和生態文明響應子結構SH-R是BECWH足跡的供給方，兩者均可分解為對產業子系統的供給和對生態子系統的供給。

表1給出了生態文明測度指標體系與基本特征指數的耦合步驟。首先，通過數據收集獲取PSIRSEM模型中各子結構的顯變量指標值；其次，將這些指標值轉化為BECWH需求與供給面積；再次，利用式（1）的指標權重系數wXi，將各子結構的各項足跡面積進行加權求和，得到相應的隱變量的測度值；最后由隱變量值得出生態文明測度的4項基本特征指數，即產業水平指數I（k）、生態水平指數E（k）、產業環境容量指數CI（k）、生態環境容量指數CE（k）。其中，k表示年份。

4 基本特征指數與生態文明指數的耦合：基于L-V共生模型

4.1 模型的構建與求解

如前所述，產業-生態共生系統SIE中的產業子系統SI與生態子系統SE的生存和發展依賴于共同的資源與環境系統SC，因此產業與生態子系統具有資源性競爭特性。可見，該復合系統在原理上符合由美國生態學家A. J. Lotka和意大利數學家V. Volterra構建的兩物種種群的種間共生關系的微分方程動態系統模型（LotkaVolterra模型，簡稱L-V模型）所描述的系統規律。

據此，我們可以構建產業-生態共生系統共生關系的微分方程動態系統模型：

式中，I（t）為某區域內產業子系統SI的產業水平指數；E（t）為生態子系統SE的生態水平指數；CI（k）和CE（k） 分別產業與生態子系統所依賴的資源與環境系統SC的環境容量指數；rI（k）>0為第k年產業水平增長率；rE（k） >0為第k年生態水平增長率；α（k）為生態對產業的競爭系數；β（k）為產業對生態的競爭系數；t為第k年附近的連續時間變量。式（2）中，競爭系數α（k）和β（k）是兩個關鍵的參數，它們反映了產業與生態的共生關系。為求解競爭系數，對式（2）中的連續變量I（t）和E（t）在t=k處進行離散化處理：

現以產業水平指數I（k）為例，分析產業水平增長率系數φI（k）的含義。由于rI（k）>0，故I′（t）>0，I（t）曲線如圖2所示，t為k附近的連續時間變量。當I″（t）>0時（曲線a），I（k）的增長率遞增，由式（6）可知φI（k）>0。當I″（t）<0時（曲線b），I（k）的增長率遞減，由式（6）可知φI（k）<0。當I″（t）=0時（曲線c），I（k）的增長率為常數，由式（6）可知φI（k）=0。可見，產業水平增長率系數φI（k）反映了產業水平指數I（k）的增長率rI（k）的變化情況。同理，生態水平增長率系數φE（k）也有類似的含義。

在具體測算產業和生態水平增長率系數時，為消除φI （k）和φE （k）的隨機性，需建立I（k）和E（k）的非線性回歸模型，從而得到光滑的變化曲線，由此計算出各年份較為準確的φI（k）和φE（k）系數值。

4.2 生態文明閾值指數函數模型的構建

根據LotkaVolterra模型的原理[53]，在競爭的過程中，如果競爭系數α（k）>CI（k）/CE（k），則產業受到生態的抑制，產業受力為負；如果競爭系數α（k）CE（k）/CI（k），則生態受到產業的抑制，生態受力為負；如果競爭系數β（k）

在式（9）和式（10）基礎上，可以構建產業-生態共生系統的共生度指數S（k）：

由式（11）可知，S（k）的值域為[-2，2]。S（k）的數值越大越說明共生狀態越好，趨于互利共生狀態；越小則共生狀態越差，趨于互害（競爭）狀態。將產業受力指數SI（k）、生態受力指數SE（k）和共生度指數S（k）三者合起來稱為生態文明閾值指數，用以共同判定某區域是否進入了生態文明階段。

5 生態文明測度的二步判定

5.1 基于閾值指數的階段判定

根據以上特征指數和閾值指數函數模型可以對現有的定性理論 “產業-生態共生空間的橢圓演化模型”[50]進行定量化描述。分別將產業受力指數SI（k）和生態受力指數SE（k）作為該二維共生空間的橫坐標和縱坐標（圖3）。由SI（k）、SE（k）和S（k）的不同數值及其生態經濟含義，可以將圖3劃分為若干扇區。其中，第一象限為生態文明區，第二象限為原始文明和農業文明區，第三象限和部分第四象限為傳統工業文明區，第四象限的另一部分為新工業文明區。由此可見，正向橫坐標為生態文明閾值，達到了生態文明的淺綠文明階段。此時共生屬性為產業偏利共生——生態受力指數為0，而產業受力指數大于0，即產業的發展對生態既無害也無益。越過閾值，就進入了生態文明的深綠文明階段，產業與生態實現了互利共生。

根據文明演化的共生空間理論[50]和圖3，可以給出表2所示的區域文明階段測度的閾值指數判據規則。據此，可以首先判斷某區域是否達到或越過生態文明閾值。如果正好達到閾值條件（產業偏利共生），則表明該區域剛剛進入生態文明的門檻，達到了淺綠生態文明階段；如果滿足了互利共生條件，則進入了深綠生態文明階段；如果沒有達到生態文明閾值，則需要根據3個閾值指數判定其具體屬于哪一個文明階段。

5.2 基于綠值指數的水平判定

對于已進入生態文明階段的各區域，雖然在“資格”上已經達到了深綠文明階段，但它們發展水平并不一致，“綠色程度”是有差異的。有的處于初級階段，剛脫離淺綠文明，生態文明的“資格”還不太穩定，有的則比較成熟和穩定。為了進一步測度各區域生態文明的綜合發展水平，即綠色文明的程度，需要綜合衡量產業和生態的總量、共生程度和均衡程度等因素，構建如下指數，以測定其“綠值”：

式中，Gi（k）為區域生態文明的綠值指數；下標i表示區域，i=1，2，…，n；k表示年份，k=1，2，…，m；G～i（k）為區域產業與生態的可比總量；σi（k）和τi（k）分別為區域產業與生態的共生系數和均衡系數；ai為區域總面積。由式（12）可見，綠值指數Gi（k）的主干部分G～i（k）是區域i在單位面積下（為使不同區域具有可比性）的產業水平指數Ii（t）和生態水平指數Ei（t）之和，再除以各區域和各年份的均值（用以壓縮其值域范圍）。由式（13）可見，σi（k）將區域共生度指數Si（k）轉化為[0，1]區間內的標準化系數，體現了產業與生態的綠色共生程度；τi（k）反映了區域內產業與生態的差異程度或均衡程度，其值域范圍為[0，1]，數值越大說明差異性越小、均衡性越好。

根據式（12）和式（13），不僅可以對已進入生態文明階段的各區域進行綠值指數Gi（k）的綜合排序，而且還可以對產業與生態發展水平的總量G～i（k）、共生程度σi（k）和均衡程度τi（k）三方面分別進行單項排序與分析，從而得到更有價值的測度結果。

6 指標-指數耦合鏈的集成化技術路線

對以上研究過程進行集成化整合，可以歸納出圖4所示的生態文明閾值和綠值二步指數測度的技術路線。由圖4可見，本文提出的結構化耦合鏈方法以生態文明本質屬性的定性描述為出發點，以產業-生態共生系統的結構模型為紐帶，以PSIR結構模型耦合、SEM耦合、足跡家族與權重耦合、L-V模型共生耦合為4層耦合工具，經過多次反饋修正，最終以閾值與綠值指數的定量模型為歸宿，以此對區域生態文明的發展階段和水平進行二步科學測度。對于未超過生態文明閾值的區域，僅確定其所屬的文明階段，不再進行第二步的生態文明水平測度；而對已達到深綠文明的區域，需進行生態文明水平的測度和排序。通過二步測度，可以在人類文明演進的“全景視域”下，分析我國生態文明時間演進與空間格局的規律，發現其中的問題，并通過生態文明指數向指標體系的逆向解耦回溯，發現產生問題的原因，據此提出切中實際要點的對策建議。

7 結語

本文通過結構化指標—指數耦合鏈方法，實現了生態文明閾值和綠值二步指數的測度。它與生態文明測度的傳統指標法以及設想中的單純指數法相比，具有突出的特色與優勢，有效破解了生態文明測度中的幾項關鍵技術難題。①在測度視域上，本文從人類文明演進的“全景視域”，考慮生態文明和非生態文明階段的本質差異，能準確識別被測區域處于哪一個文明階段，從而克服了傳統方法無法區分不同文明階段的局限性。②在測度標尺上，傳統方法屬于一步測度，用同一標尺衡量不同文明階段；而本文采用二步測度，用不同標尺分別測度文明“階段”和生態文明“水平”，避免“把白菜和黃金統一稱重、統一定價”的不合理做法。③在判定標準上，傳統方法對產業與生態等指標通過加權求和等方法合成為綜合評價值，以此作為唯一判定標準，導致非生態文明區域仍會得到較高的測度值；本文采用了生態文明二步指數的判定標準。第一步通過閾值指數給出階段判定標準，判斷某一區域是否進入生態文明階段；第二部通過綠值指數，判斷“入門”區域的生態文明水平。這樣可以緊扣生態文明的本質屬性，分別將產業與生態的互利共生性及其水平作為生態文明“門檻”和“高度”的判定標準，解決了生態文明“階段定性”和“水平定量”的科學計量難題，有效避免了生態文明測度結果與物質文明“成正比”的弊端。④在技術路線上，本文將指標法和指數法相結合（圖4），既克服了指標法偏離生態

文明本質屬性、主觀性強、綜合指標失去生態經濟意義等缺陷，又解決了指數法在指數構建和原因分析上的難題。另外，本文用SEM方法對指標體系進行定量檢驗和優化，

并確定權重，克服了主觀性，同時用足跡家族法解決了標準化處理過程導致產業與生態指標可比性降低的問題。⑤在結果的意義上，傳統的測度結果通常是0—1之間的數值，只有相對意義，抹去了原指標的生態經濟意義；而本文給出的系列指數實現了具有生態經濟意義的“生態文明指數”的設想。其中，閾值指數能夠反映產業與生態共生關系和文明屬性，綠值指數能夠反映產業與生態總量、共生程度、均衡程度和生態文明水平：而基本特征指數能夠反映足跡家族的供求關系。⑥在理論貢獻上，本文對生態文明的定性理論模型“人類文明的共生空間演化理論”及其“產業—生態共生空間的橢圓演化模型”[50]進行了定量化分析，使該理論在科學性和實證性兩方面得到有力支撐，從而為人類文明各階段的判定提供了結構化的科學方法，并在四個象限中更好地詮釋了產業與生態的相互作用機理，以及人類文明演進的規律，進一步發展和深化了環境庫茲涅茨理論[50]。

目前，本課題組已將閾值和綠值二步指數測度的指標-指數耦合鏈方法初步運用于我國省域生態文明測度的實證研究，結果表明本文成果在實際應用中具有良好的有效性。由于實證研究部分篇幅龐大，我們將分幾個專題另文論述，本文僅對生態文明測度的耦合鏈方法建立、生態文明閾值和綠值測度模型構建以及相關算法的推導等進行方法論方面的研究。endprint

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