陳 浮，曾思燕，葛小平，于昊辰，楊永均，卞正富

?土地保障與生態(tài)安全?

資源環(huán)境硬約束下中國耕地休耕優(yōu)先區(qū)識別

陳 浮1，曾思燕2※，葛小平3，于昊辰4，楊永均4，卞正富4

（1. 河海大學(xué)公共管理學(xué)院，南京 211110；2. 西湖大學(xué)工學(xué)院，杭州 310024；3. 河海大學(xué)水文水資源學(xué)院，南京 210098；4. 中國礦業(yè)大學(xué)環(huán)境與測繪學(xué)院，徐州 221008）

為厘清全國耕地資源環(huán)境本底并識別中國休耕優(yōu)先區(qū)，該研究從生態(tài)保護(hù)紅線、土壤污染狀況、地下水超采和耕地質(zhì)量等級等4個維度，運(yùn)用生態(tài)保護(hù)紅線劃定、內(nèi)梅羅綜合污染指數(shù)、地下水水位變幅等方法系統(tǒng)分析中國耕地資源環(huán)境脅迫因子空間格局及分異特征，并構(gòu)建多準(zhǔn)則休耕規(guī)則識別不同情景下中國休耕規(guī)模及優(yōu)先區(qū)的空間分布。結(jié)果表明：1）中國北方劃入生態(tài)保護(hù)紅線范圍內(nèi)耕地面積遠(yuǎn)高于南方，劃入一級生態(tài)保護(hù)紅線范圍內(nèi)耕地占3.57%；2）中國耕地重、中度污染面積分別占1.23%和2.31%，南方整體污染高于北方且南方呈局部分散、北方呈點狀集聚格局；3）地下水超采區(qū)集中于河北、河南、吉林和江蘇，重度超采區(qū)僅占0.68%；4）耕地質(zhì)量總體一般，劣等、低等耕地面積分別占3.69%和14.0%，北方明顯高于南方且大范圍分散分布。依據(jù)多準(zhǔn)則休耕規(guī)則綜合評判，劃入休耕優(yōu)先區(qū)占全部耕地的23.70%，比食品安全優(yōu)先、產(chǎn)能損失最小和生態(tài)保護(hù)優(yōu)先3種情景分別高8.40%、4.18%和3.12%，其中禁植必休區(qū)、限植休耕區(qū)和重點輪休區(qū)分別為1.95%、4.71%和6.18%。因此，必須從源頭治理視角厘清耕地資源環(huán)境本底，權(quán)衡休耕的迫切性，為國家層面上休耕規(guī)劃有效落地、污染休耕治理和耕地保護(hù)創(chuàng)新提供技術(shù)支撐。

休耕；土壤污染；耕地保護(hù)；環(huán)境本底；休耕規(guī)則；空間權(quán)衡

0 引 言

近30年中國“先污染、后治理”的工業(yè)化模式導(dǎo)致了生態(tài)環(huán)境持續(xù)惡化[1-2]，不僅占用了大量的優(yōu)質(zhì)耕地資源，還加劇了水土環(huán)境污染，威脅生態(tài)安全和公眾健康，影響經(jīng)濟(jì)社會發(fā)展的整體持續(xù)性[3]。2014年生態(tài)環(huán)境部公布的《全國土壤污染狀況調(diào)查公報》顯示：耕地土壤點位樣品中受到不同程度污染占比19.4%。其外，耕地質(zhì)量下降、地下水超采、生物多樣性銳減等嚴(yán)重影響農(nóng)田生態(tài)狀況，如何緩解耕地永續(xù)利用的硬約束已迫在眉睫。為踐行“青山綠水即是金山銀山”發(fā)展理念，逐步解決耕地污染、環(huán)境惡化等問題，中國已探索性開展耕地輪作休耕試點[4]，期望能有效調(diào)節(jié)土壤理化性狀，防治土壤污染，促進(jìn)耕地生態(tài)恢復(fù)，為實現(xiàn)“藏糧于地、藏糧于技”重大戰(zhàn)略目標(biāo)和農(nóng)業(yè)可持續(xù)發(fā)展尋求基于自然的解決方案。

休耕是一個涉及多重因素多方利益的復(fù)雜體系。歐美發(fā)達(dá)國家有關(guān)休耕研究主要與控制糧食生產(chǎn)有關(guān)，依據(jù)國際市場糧食供求狀況制定休耕規(guī)模，維持全球糧價高位波動，并有利于自身農(nóng)業(yè)環(huán)境保護(hù)[5-6]。巴西、俄羅斯及中亞一些國家主要關(guān)注休耕對持續(xù)耕作土壤的恢復(fù)和環(huán)境效應(yīng)[7-8]。國內(nèi)學(xué)者更多關(guān)注休耕對糧食安全的影響。如石飛等[9]采用耕地能值生態(tài)盈虧法判定貴州省松桃縣最大休耕面積，并估算保障糧食安全所需耕地的底線，建議輪作休耕面積不應(yīng)超過20.0%[10]。僅少數(shù)研究關(guān)注休耕布局，曾思燕等[11]構(gòu)建中國耕地土壤重金屬污染狀況數(shù)據(jù)庫，依據(jù)土壤污染和風(fēng)險劃定4類休耕區(qū)占全部耕地的15.58%；趙雲(yún)泰等[12]、楊慶媛等[13]分別運(yùn)用耕地適宜性評價和VSD脆弱性評估劃定了江蘇省通州區(qū)和貴州省晴隆縣的可休耕規(guī)模與布局；Shi等[14]構(gòu)建耕地休耕綜合指數(shù)，繪制了中國西南石漠化地區(qū)休耕空間布局。這些研究從糧食安全、土壤污染、生態(tài)脆弱性或土地適宜性等單一角度闡述休耕規(guī)模和空間分區(qū)，但對中國耕地資源環(huán)境本底、休耕迫切性等關(guān)鍵性問題缺乏關(guān)注[10]，也無法滿足國家層面上從耕地生態(tài)環(huán)境本底出發(fā)“休多少”、“休哪里”以及“怎么休”等重大戰(zhàn)略需求。因此，亟需從休耕本質(zhì)出發(fā)，以土地利用問題為導(dǎo)向、耕地本底環(huán)境約束和實際利用條件為基準(zhǔn)，量化地塊休耕的迫切性，從國家宏觀尺度上識別耕地資源環(huán)境硬約束下休耕優(yōu)先區(qū)。

中國耕地空間分布廣，區(qū)域環(huán)境差異大，又面臨土壤污染、質(zhì)量退化、生物多樣性銳減少等多重挑戰(zhàn)，從國家層面上對不同生態(tài)要素脅迫下地塊開展休耕空間權(quán)衡顯得尤為重要。為此，本研究從耕地資源環(huán)境本底入手，評判生態(tài)保護(hù)紅線、土壤污染、地下水超采、耕地質(zhì)量等要素的空間差異和協(xié)同效應(yīng)，量化地塊的休耕迫切性，權(quán)衡食品安全—產(chǎn)能損失—生態(tài)保護(hù)之間的空間關(guān)聯(lián)，確定國家尺度上休耕優(yōu)先次序，為全國休耕規(guī)劃、糧食安全、土壤污染治理和耕地保護(hù)創(chuàng)新提供技術(shù)支撐。

1 材料與方法

1.1 耕地生態(tài)脅迫因子

空間權(quán)衡必須從源頭治理入手，評判耕地資源環(huán)境本底和利用條件，量化地塊的休耕迫切性，最終實現(xiàn)食品安全、糧食安全和生態(tài)安全的三統(tǒng)一。1）食品安全是關(guān)鍵。受污染耕地即使生產(chǎn)再多糧食，也無法安全食用，還嚴(yán)重危害公眾健康；2）糧食安全是基礎(chǔ)。休耕必須考慮耕地自身條件和資源稟賦，盡量休耕生產(chǎn)能力最差的，在“休”過程中養(yǎng)好地，為未來糧食安全打下堅實基礎(chǔ)；3）生態(tài)安全是根本。生態(tài)安全是耕地永續(xù)利用的根本保障，才能維護(hù)國家糧食安全和食品質(zhì)量。結(jié)合國家輪作休耕試點的要求，本研究將生態(tài)保護(hù)紅線范圍、土壤污染、地下水超采和耕地質(zhì)量作為休耕優(yōu)先區(qū)劃定的地塊生態(tài)脅迫因子。

1.2 數(shù)據(jù)來源與處理

本研究耕地數(shù)據(jù)來源于GlobeLand30（www.globallandcover.com），利用Arcgis10.2軟件提取全國耕地2020年30 m×30 m柵格數(shù)據(jù)，分類總體精度為88.90%±0.68%[15]；生態(tài)保護(hù)紅線范圍按生態(tài)環(huán)境部和國家發(fā)展改革委員會頒布的《生態(tài)保護(hù)紅線劃定指南》劃定，基礎(chǔ)數(shù)據(jù)參見表1。并與已公布的20個省份生態(tài)保護(hù)紅線劃定成果[16]作比較，綜合生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)功能重要性和生態(tài)環(huán)境敏感性評價結(jié)果形成全國生態(tài)保護(hù)紅線空間分布圖；土壤污染數(shù)據(jù)來源于2000—2018年發(fā)表的553 篇論文，包含樣品數(shù)據(jù)5 597個[17]，采用文獻(xiàn)計量法統(tǒng)計并檢驗[18]；地下水超采數(shù)據(jù)來源于中國地質(zhì)調(diào)查局水文環(huán)境地質(zhì)調(diào)查中心發(fā)布的2011年中國《淺層地下水水位等值線和埋深圖》，并依據(jù)《地下水超采區(qū)評價導(dǎo)則》（GBT34968—2017），參照水利部水資源司和南京水利科學(xué)研究院發(fā)布的中國地下水主要超采區(qū)分布示意圖[19]和《中國地下水資源與環(huán)境圖集》[20]對地下水超采范圍進(jìn)行修正；耕地質(zhì)量數(shù)據(jù)來源于2015年頒布的《中國耕地質(zhì)量等別評價成果》，它將全國耕地劃分為劣等地（15等）、低等地（13-14等）、中等地（9-12等）、高等地（5-8等）和優(yōu)等地（1-4等）5個等別。并按鄰近單元等對2016—2020年新增的耕地賦等別值。

1.3 研究方法

1.3.1 生態(tài)保護(hù)紅線與耕地疊置評價方法

2020年初僅20個省份公布了生態(tài)保護(hù)紅線，無法直接疊置。為此，依據(jù)《生態(tài)保護(hù)紅線劃定指南》要求，按生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)功能重要性（www.ecosystem.csdb.cn）和生態(tài)環(huán)境敏感性（劉軍會等[21]）劃定了全國生態(tài)保護(hù)紅線范圍。并采用Arcgis10.6的疊加分析功能，將已公布20個省份生態(tài)保護(hù)紅線范圍與劃定結(jié)果進(jìn)行驗證，精度大于90.0%。在柵格計算工具中，使用con語句，采用“并運(yùn)算”將生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)功能極重要且生態(tài)環(huán)境極敏感區(qū)內(nèi)耕地劃為一級生態(tài)保護(hù)紅線退讓區(qū)，其他生態(tài)保護(hù)紅線范圍內(nèi)耕地劃為二級生態(tài)保護(hù)紅線退讓區(qū)，剩余耕地劃為非生態(tài)紅線保護(hù)區(qū)。

表1 生態(tài)保護(hù)紅線劃定基礎(chǔ)數(shù)據(jù)類型及來源

1.3.2 土壤污染評價方法

1.3.3 地下水超采評價方法

對比1979和2011年全國淺層地下水水位等值線及埋深圖集，采用地下水水位變幅法[19]劃定全國地下水超采區(qū)，并按年均地下水變化速率（）大小劃分地下水超采等級，計算公式如下

式中為年均地下水埋深變化速率（m/a），1為1979年地下水埋深（m），2為2011年地下水埋深（m），=33 a。依據(jù)《地下水超采區(qū)評價導(dǎo)則（GBT34968—2017）》，按≥0.8 m/a、0.5≤<0.8 m/a、0.3<<0.5 m/a和<0.3 m/a分別劃為重度超采區(qū)、中度超采區(qū)、輕度超采區(qū)和采補(bǔ)平衡區(qū)。該方法與2021年水利部啟動新一輪地下水超采區(qū)劃定工作規(guī)定的評價方法一致，可以有效地保證本研究劃定結(jié)果的科學(xué)性和準(zhǔn)確性。

1.3.4 休耕優(yōu)先區(qū)識別方法

休耕作為治理、保護(hù)和恢復(fù)地力一種重要方式，維持耕地生態(tài)健康為前提，保障食品安全、推進(jìn)污染防治、促進(jìn)生態(tài)修復(fù)為目標(biāo)。本研究兼顧土壤污染、耕地質(zhì)量、地下水超采及生態(tài)保護(hù)紅線退讓，評判不同地塊的資源環(huán)境硬約束條件，排序休耕的迫切性，識別不同情景下休耕優(yōu)先區(qū)。

1）耕地生態(tài)狀況表達(dá)

采用四維空間概念模型刻畫生態(tài)保護(hù)紅線退讓-污染-地下水超采-質(zhì)量的組合類型，地塊單元生態(tài)狀況表示為U（EPGQ）。、、和分別代表生態(tài)保護(hù)紅線退讓狀況、耕地污染狀況、地下水超采狀況和耕地質(zhì)量等別，、、和分別代表生態(tài)狀況的等級。其中，=0、1、2，分別表示一級生態(tài)保護(hù)紅線退讓區(qū)、二級生態(tài)保護(hù)紅線退讓區(qū)、非生態(tài)紅線保護(hù)區(qū)；=0、1、2、3、4，分別表示耕地重度污染、中度污染、輕度污染、尚清潔和清潔；=0、1、2、3，分別表示地下水重度超采區(qū)、中度超采區(qū)、輕度超采區(qū)和采補(bǔ)平衡區(qū)；=0、1、2、3、4，分別表示耕地質(zhì)量劣等、低等、中等、高等和優(yōu)等。

2）不同休耕情景設(shè)定

中國休耕主要為促進(jìn)休養(yǎng)生息，維護(hù)耕地永續(xù)利用和國家糧食長久安全。為更好地促進(jìn)休耕落地和切實可行，考慮設(shè)置3種休耕情景：食品安全優(yōu)先（PFS）、產(chǎn)能損失最?。∕CL）和生態(tài)保護(hù)優(yōu)先（PES），并分別設(shè)置低、中、高方案，以區(qū)分地塊休耕優(yōu)先順序。但依據(jù)木桶理論[25]，地塊休耕迫切性取決于對耕地資源環(huán)境硬約束最大的生態(tài)因子，即“短板”。當(dāng)耕地污染嚴(yán)重超標(biāo)時，生產(chǎn)的農(nóng)產(chǎn)品往往無法食用，健康風(fēng)險極大，是耕地休耕規(guī)劃約束最大的“限制因子”。此外，若繼續(xù)在地下水重度超采區(qū)從事農(nóng)業(yè)生產(chǎn)活動，易形成地下水漏斗，對土壤生態(tài)環(huán)境造成不可逆的損傷。這兩類耕地必須休耕，劃入“禁植必休區(qū)”。因此，在進(jìn)行生態(tài)因子權(quán)衡時，將重度污染、地下水重度超采耕地（即地塊單元生態(tài)狀況表示為（EP0GQ）、（EPG0Q））單獨扣除，并全部納入3種休耕情景的低方案。同時，依據(jù)不同情景模擬下地塊的休耕迫切性差異，設(shè)定不同的休耕空間時序方案。

3）生態(tài)狀況評判規(guī)則

按照設(shè)定的3種不同情景，確定地塊休耕優(yōu)先順序及方案，各休耕情景的評判規(guī)則如下：

①食品安全優(yōu)先情景（PFS）。主要針對耕地重金屬和有機(jī)污染嚴(yán)重區(qū)優(yōu)先休耕，應(yīng)休盡休，休治協(xié)同（圖 1）。其中，1）低方案綜合考慮一級生態(tài)保護(hù)紅線退讓區(qū)、土壤重度污染、地下水重度超采的全部耕地，同時將土壤中度污染且耕地質(zhì)量劣等(EP1GQ0)的地塊也納入該方案，以重點剪斷土壤-食品之間污染傳遞；2）中方案在低方案的基礎(chǔ)上，再進(jìn)一步考慮全部土壤中度污染(EP1GQ)的耕地，以及地塊在二級生態(tài)保護(hù)紅線退讓區(qū)且土壤輕度污染且中度超采區(qū)且耕地質(zhì)量劣等或低等，即地塊單元為(1210)、(1211)；3）高方案在中方案的基礎(chǔ)上，再考慮土壤輕度污染且耕地質(zhì)量劣等或二級生態(tài)保護(hù)紅線退讓區(qū)或中度超采區(qū)，即地塊單元為(EP2GQ0)、(EP21Q)、(12GQ)，以切實保障糧食生產(chǎn)安全。

②產(chǎn)能損失最小情景（MCL）。主要針對耕地生產(chǎn)能力極差區(qū)優(yōu)先休耕，必休盡休，休養(yǎng)結(jié)合（圖2）。其中，1）低方案綜合考慮一級生態(tài)保護(hù)紅線退讓區(qū)、土壤重度污染、地下水重度超采和耕地質(zhì)量劣等的全部耕地；2）中方案在低方案的基礎(chǔ)上，以耕地質(zhì)量等級為優(yōu)先考慮要素，再進(jìn)一步考慮耕地質(zhì)量低等且二級生態(tài)保護(hù)紅線退讓區(qū)或土壤中度污染或地下水中度超采的耕地，即地塊單元為(1PGQ1) (EP1GQ1) (EPG11)；3）高方案在中方案的基礎(chǔ)上，再考慮全部耕地質(zhì)量低等(EPGQ1)的地塊單元，以重點維持最大的糧食生產(chǎn)能力。

③生態(tài)保護(hù)優(yōu)先情景（PES）。主要針對生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)功能重要區(qū)、生態(tài)環(huán)境敏感區(qū)以及地下水嚴(yán)重超采區(qū)優(yōu)先休耕，必休盡休，休退有序（圖3）。其中，1） 低方案綜合考慮一級生態(tài)保護(hù)紅線退讓區(qū)、土壤重度污染、地下水重度超采的全部耕地，同時將二級生態(tài)保護(hù)紅線退讓區(qū)且耕地質(zhì)量劣等(1PGQ0)的地塊也納入該方案；2）中方案在低方案的基礎(chǔ)上，再進(jìn)一步考慮二級生態(tài)保護(hù)紅線退讓區(qū)且地下水中度超采或中度土壤污染或耕地質(zhì)量低等，即地塊單元為(11GQ) (1PGQ1) (1PG1Q)；3）高方案考慮全部一級與二級生態(tài)保護(hù)紅線退讓區(qū)、地下水重度與中度超采、土壤重度污染和耕地質(zhì)量劣等，重點減輕農(nóng)業(yè)生產(chǎn)對生態(tài)系統(tǒng)的干擾。

4）優(yōu)先區(qū)識別方法

2 結(jié)果與分析

2.1 中國耕地資源環(huán)境硬約束的總體特征及空間分異

圖4顯示中國耕地不同生態(tài)脅迫因子的空間分布及分異特征，可以看出：1）中國位于一級、二級生態(tài)保護(hù)紅線退讓區(qū)耕地分別為3.57%、10.95%，北方遠(yuǎn)高于南方。從空間分布來看，一級生態(tài)保護(hù)紅線退讓區(qū)耕地主要集中于黃土高原丘陵溝壑區(qū)周邊和粵北丘陵，二級生態(tài)保護(hù)紅線退讓區(qū)耕地主要集中于長白山、新疆內(nèi)陸河源區(qū)、湘北和豫中等地自然保護(hù)區(qū)范圍內(nèi)。2）中國耕地土壤污染占22.10%，輕度、中度和重度污染分別為18.56%、2.31%、1.23%。中國南方土壤污染相對嚴(yán)重，呈大面積分散分布格局，不同于北方的點狀分布。土壤中度、重度污染幾乎全部分布于胡煥庸線東邊，說明土壤污染與人為活動密不可分。3）91.83%耕地地下水開采尚處于采補(bǔ)平衡狀況，輕度、中度和重度超采區(qū)耕地分別為3.66%、3.83%、0.68%，但中、重度超采區(qū)相對集中在甘肅、陜西、山西、河南、山東、河北和吉林，其中河北、河南已形成大范圍連片重度超采區(qū)，面積高達(dá)4 670 km2、3 950 km2。4）中國耕地質(zhì)量總體不高，優(yōu)等比例極小，分布于兩湖和廣東。高等26.53%、中等52.84%，主要分布于地勢相對平坦、水熱條件適宜的黃淮平原、三江平原、四川盆地和東南丘陵區(qū)。低等、劣等主要分布于內(nèi)蒙古、山西、河北、貴州等地，分別占14.00%、3.69%。

2.2 不同休耕情景下耕地資源環(huán)境硬約束因子評判

將全國地塊單元生態(tài)狀況按圖1～3規(guī)則進(jìn)行評判，可獲得三種情景不同方案下休耕地塊的空間分布（圖 5）。1）食品安全優(yōu)先（圖5a）。低方案休耕占耕地總面積4.94%，零星分布于江西、湖南、蒙東及河南、河北大片區(qū)域。中方案休耕占耕地總面積9.64%，集中于黃淮海平原東部、四川盆地中部、內(nèi)蒙中南部和長江中游區(qū)域。高方案休耕占耕地總面積15.30%，主要分布于三江平原、黃土高原、西南丘陵山區(qū)及中東部區(qū)域；2）產(chǎn)能損失最?。▓D5b）。低方案休耕占耕地總面積6.65%，零星分布于中南部和相對集中分布于河南、河北和內(nèi)蒙中南部。中方案休耕占耕地總面積9.83%，主要分布于黃土高原丘陵溝壑區(qū)、陜中北部、內(nèi)蒙和黑龍江東部區(qū)域。高方案休耕占耕地總面積19.52%，主要分布于北方干旱半干旱區(qū)以及西南部、中部丘陵山區(qū)；3）生態(tài)安全優(yōu)先（圖5c）。低方案休耕占耕地總面積5.70%，零星分布于豫北、冀西南部、陜中、蒙中以及湘川中東部區(qū)域。中方案休耕占耕地總面積10.01%，除了低方案外，多集中于甘東南、黑龍江東部以及烏魯木齊周邊。高方案休耕占耕地總面積20.58%，除了中方案外，多集中分布于新疆荒漠邊緣帶、南方石漠化丘陵山區(qū)和長白山周邊區(qū)域。

2.3 耕地資源環(huán)境硬約束下中國休耕優(yōu)先區(qū)識別

將全國耕地地塊按公式（2）有序加權(quán)平均算子進(jìn)行空間權(quán)衡，識別中國耕地生態(tài)因子全要素脅迫下休耕優(yōu)先區(qū)的空間分布（圖6）。1）從數(shù)量來看，休耕面積占耕地總面積23.70%。一般輪休區(qū)（IV）面積最大，為1.46×107hm2。重點輪休區(qū)（III）次之，為8.33×106hm2。限植休耕區(qū)（II）和禁植必休區(qū)（I）分別為6.35×106hm2和2.63×106hm2，它們是中國休耕行動計劃的最核心區(qū)，占全國耕地總面積6.66%。2）從分布來看，禁植必休區(qū)（I）集中分布于河南、河北、湖南、云南、安徽，其余省份有零星分布。河南新鄉(xiāng)I級最為集中，與該區(qū)繼續(xù)數(shù)十年化工、冶煉、電池產(chǎn)業(yè)造成的土壤重度污染密切相關(guān)。河北邢臺、邯鄲、保定、滄州等地下水嚴(yán)重超采，已形成巨大的地下水漏斗區(qū)，也急切必休，維護(hù)農(nóng)田生態(tài)安全。限植休耕區(qū)（II）內(nèi)蒙中南部及河北接壤處分布最廣，川東北、陜北和陜南也十分集中，與當(dāng)?shù)刈匀粭l件、土地退化與土壤侵蝕密切相關(guān)。重點輪休區(qū)（III）甘東南近黃土高原丘陵溝壑區(qū)分布最廣，與當(dāng)?shù)卮嗳跎鷳B(tài)環(huán)境及不合理農(nóng)牧變換導(dǎo)致土地退化密不可分。此外，魯東北也也有一定規(guī)模的嚴(yán)控輪休區(qū)，與當(dāng)?shù)夭捎蜔捰驮斐傻腜AHs污染密不可分。一般輪休區(qū)（IV）分布廣泛，幾乎涉及全國。3）總體來看，休耕優(yōu)先區(qū)集中分布于河南、湖南和河北，川東北、贛南、遼西、魯東北、云南等一些地區(qū)采礦、工業(yè)、污水灌溉以及農(nóng)藥和肥料過度區(qū)也呈散點式分布。

3 討 論

3.1 中國耕地資源環(huán)境硬約束的總體態(tài)勢

本文采用單因子指數(shù)法和內(nèi)梅羅綜合污染指數(shù)及劃分等級綜合評價耕地土壤重金屬和有機(jī)物污染狀況，全國耕地土壤污染面積占耕地總面積22.10%，輕度、中度和重度污染分別為18.56%、2.31%和1.23%（圖4b）。中度和重度污染占比略高于《中國耕地地球化學(xué)調(diào)查報告》報道的2.5%，可能與該報告只調(diào)查了全國68.0%耕地有關(guān)。本文土壤輕度、中度、重度污染占比略高于2014年生態(tài)環(huán)境部發(fā)布的《全國土壤污染狀況調(diào)查公報》，分別為16.50%、1.80%、1.10%，但公報采用污染物濃度倍數(shù)法劃分污染等級，事實上提高了中、重度污染等級的門檻值。此外，本文耕地污染總面積高于宋偉等[26]（16.67%）、曾思燕等[11]（15.87%）估算結(jié)果，這可能與先前研究僅考慮重金屬，并未將PAHs、DDT和HCH等有機(jī)污染物納入評價有關(guān)。從8種單一元素評價結(jié)果來看，Cd點位超標(biāo)率最高，為18.03%，是導(dǎo)致耕地土壤污染主因。這個結(jié)果與尚二萍等[27]等研究結(jié)論相似，但遠(yuǎn)低于Yuan等[28]研究結(jié)果；其次是PAHs（17.02%）和DDT（3.75%），又高于《全國土壤污染狀況調(diào)查公報》公布的1.4%和1.9%，與張俊葉等[29]研究結(jié)果相似；Cr、Zn、Pb點位超標(biāo)率分別為0.1%、1.42%和1.34%，與《全國土壤污染狀況調(diào)查公報》、Niu等[30]和Zhang等[31]的研究結(jié)果相似；但本研究Cu點位超標(biāo)率僅0.49%，低于公報公布值（2.1%）、Niu等[30]公布值（9.16%）和Zhang等[31]公布值（3.01%），這可能與不同評價標(biāo)準(zhǔn)和背景值取值有關(guān)。

中國耕地范圍內(nèi)地下水開采狀況總體上處于采補(bǔ)平衡狀態(tài)，但中國諸多省份均存在地下水超采區(qū)問題（8.17%）。重度超采區(qū)（0.68%）零散的分布于新疆、甘肅、山西等地，其中河北（4 670 km2）、河南（3 950 km2）兩省的重度超采區(qū)面積最大。此外，疊加土壤污染與地下水超采空間分布圖發(fā)現(xiàn)，耕地單元（EP00Q）即重度污染與地下水重度超采疊加區(qū)域，主要出現(xiàn)在河南省新鄉(xiāng)市，與之前的研究結(jié)果一致[32-33]，應(yīng)對其采取禁止種植農(nóng)作物并采取休耕治理，防止在受污染土壤從事農(nóng)業(yè)生產(chǎn)活動導(dǎo)致地下水污染，對土壤生態(tài)環(huán)境安全造成極大威脅。應(yīng)當(dāng)注意，土壤有機(jī)質(zhì)減少、耕地質(zhì)量下降、土壤生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)等與土壤健康密切相關(guān)，若在一級生態(tài)保護(hù)紅線退讓區(qū)且劣等耕地（0PGQ0）內(nèi)開展農(nóng)業(yè)活動，如黃土高原丘陵溝壑區(qū)周邊，不僅會導(dǎo)致生產(chǎn)功能下降，更會引發(fā)其他生態(tài)脅迫作用，如養(yǎng)分失衡、土壤生物多樣性減少等，應(yīng)將該區(qū)域納入限植休耕區(qū)（II）以逐步恢復(fù)地力。

3.2 休耕規(guī)模探析及其對應(yīng)的休耕分區(qū)

中國耕地資源稟賦，對土壤資源的管護(hù)應(yīng)該是補(bǔ)短板與漏洞-改善土壤生態(tài)環(huán)境，提下限-保育以不退化。休耕空間權(quán)衡不僅僅需要考慮單項“短板”生態(tài)環(huán)境脅迫因素，也要考慮多指標(biāo)的綜合特點。本研究結(jié)合“木桶效應(yīng)理論”與思維空間概念模型，綜合考慮耕地生態(tài)脅迫全要素優(yōu)先的休耕面積占比為23.70%（圖3），分別較基于食品安全優(yōu)先、產(chǎn)能損失優(yōu)先和生態(tài)保護(hù)優(yōu)先情景下的休耕高方案增加8.40%、4.18%和3.12%（圖2）。這個結(jié)果略高于石飛等[10]、羅婷婷和鄒學(xué)榮[34]估算的中國休耕極限20%。但本研究基于食品安全優(yōu)先、產(chǎn)能損失優(yōu)先和生態(tài)保護(hù)優(yōu)先情景下的休耕低方案面積分別為4.94%、6.65%和5.70%，趨近于張慧芳等[35]認(rèn)為的中國每年休耕規(guī)模上限為國家耕地總面積的5%和Lu等[36]認(rèn)為理論休耕規(guī)模為6.28%～9.54%。考慮到休耕實施的可行性，時序安排上應(yīng)兼顧糧食安全、地方財政壓力、休耕迫切性等要素，建議按等級實施差異化的休耕模式[13]：1）禁植必休區(qū)的土壤生態(tài)環(huán)境脅迫程度極高，已不適宜耕作，應(yīng)采取強(qiáng)制性的長期休耕模式，針對重度污染區(qū)，配套“休治培”三融合技術(shù)治理土壤，待土壤污染強(qiáng)度降低至符合農(nóng)業(yè)種植標(biāo)準(zhǔn)后，再酌情調(diào)整休耕方式；針對重度超采區(qū)，將原先種植蔬菜和糧食的耕地改種豆科牧草，以控制地下水超采，減少水土流失。2）限植休耕區(qū)應(yīng)采取季休或年休的休耕模式，限制作物種植種類，可在休耕區(qū)域?qū)嵤┒麜褊遗c冬種綠肥模式，以有效解決區(qū)域內(nèi)普遍存在的耕地耕層淺、土壤有機(jī)質(zhì)含量下降等問題，以改善土壤生態(tài)環(huán)境。3）重點輪休區(qū)與一般輪休區(qū)采取季節(jié)性輪作休耕，由于區(qū)域內(nèi)土壤生態(tài)環(huán)境脅迫程度較低，可實施用養(yǎng)結(jié)合模式，在種植水稻、棉花等耗地作物的同時，通過秸稈還田，間套綠肥、豆類等養(yǎng)地作物，合理輪耕，實現(xiàn)耕地生態(tài)-環(huán)境-社會“三效”并舉。

3.3 休耕對國家糧食安全影響

糧食關(guān)乎國計民生的重要戰(zhàn)略物資，休耕的最終目標(biāo)是為了平衡區(qū)域糧食生產(chǎn)與資源環(huán)境保護(hù)之間關(guān)系，實現(xiàn)耕地可持續(xù)利用，切實保障國家糧食安全。但在宏觀尺度上糧食安全必須以耕地質(zhì)量提升和地力保護(hù)為基石，對污染已嚴(yán)重威脅食品安全的土壤、質(zhì)量急劇下降及生態(tài)破壞嚴(yán)重的耕地開始優(yōu)先休耕，達(dá)成糧食質(zhì)量供給安全。此外，為避免休耕對糧食數(shù)量安全造成影響，本研究基于2015年原國土資源部發(fā)布的《中國耕地質(zhì)量等別評價成果》，對中國糧食生產(chǎn)水平進(jìn)行分析，以測算休耕對中國糧食生產(chǎn)水平的影響，為國家休耕空間分區(qū)提供基礎(chǔ)依據(jù)。根據(jù)耕地質(zhì)量等別與糧食生產(chǎn)能力的關(guān)系，1等地的標(biāo)準(zhǔn)糧平均生產(chǎn)能力在2.1×104～2.25×104kg/hm2之間[37]，在此取中間值，即2.175×104kg/hm2，并以此類推，采用每降低一個耕地等別，標(biāo)準(zhǔn)糧的生產(chǎn)能力降低1 500 kg/hm2，計算因休耕導(dǎo)致的全國耕地糧食減產(chǎn)量。結(jié)果顯示，綜合考慮耕地生態(tài)脅迫全要素優(yōu)先確定休耕23.70%的耕地面積造成糧食減產(chǎn)17 653.82萬噸，約占全國耕地總產(chǎn)能的15.71%。其中，在I級、II級“休耕”情景下造成全國耕地產(chǎn)能減少1.74%、2.75%；在III級、IV級“輪休”情景下造成全國耕地產(chǎn)能減少3.41%、7.81%。這表明若將此23.70%的耕地一次性進(jìn)行休耕將危及國家糧食安全，休耕方案無法實施落地。因此，各地區(qū)可因地制宜選擇不同的休耕情景確定地塊休耕優(yōu)先順序。

中國選擇重金屬污染區(qū)、地下水漏斗區(qū)、生態(tài)退化區(qū)、農(nóng)牧交錯區(qū)和東北冷涼區(qū)實行休耕制度試點這一做法[4]，表明國家在實行休耕制度過程中注重土地利用目標(biāo)導(dǎo)向與問題導(dǎo)向相結(jié)合，通過將土地利用問題嚴(yán)重區(qū)域作為優(yōu)先休耕區(qū)域，并在保障國家糧食安全的前提下促進(jìn)休耕制度的順利實施。因此，有必要在輪休區(qū)建議休耕實施模式為季休（只栽種一季或兩季）、年輪休（一年以上休耕）或長休（10～15年休耕），以降低休耕導(dǎo)致的糧食減產(chǎn)量，避免因休耕影響國家糧食安全。在此，假設(shè)在III級重點輪休區(qū)、IV級一般輪休區(qū)按照每年輪休1/3的耕地面積，則三年內(nèi)可對中國因耕地生態(tài)環(huán)境脅迫確定休耕23.70%的耕地面積進(jìn)行全部休耕，且每年因休耕導(dǎo)致的耕地產(chǎn)能僅為8.23%。依據(jù)封志明[38]、于昊辰等[39]的研究表明，在此糧食減產(chǎn)比例下，結(jié)合適度依托國際市場，可確保實現(xiàn)適度自給或高度自給，鞏固與保障國家糧食安全。當(dāng)前中央輪作休耕制度試點面積2021年增至2.67×106hm2（4 000萬畝）[7]，僅占中國耕地總面積的1.98%。這表明國家可在切實保障國家糧食安全的前提下，可依據(jù)地方財政壓力、農(nóng)戶意愿等進(jìn)一步擴(kuò)大休耕規(guī)模。

4 結(jié) 論

中國采取自愿申報和總量控制的辦法至下而上落實全國的休耕計劃，但中國耕地面積大、分布散、耕地資源狀況不一，一直缺乏從源頭基于摸清耕地資源環(huán)境本底導(dǎo)向的視角，厘清耕地地塊休耕迫切性排序的必要性方面的研究。為此，本研究構(gòu)建基于土壤污染-耕地質(zhì)量-地下水超采-生態(tài)保護(hù)紅線劃定的耕地生態(tài)環(huán)境脅迫因素空間數(shù)據(jù)庫，從源頭厘清耕地資源環(huán)境本底導(dǎo)向視角，在國家宏觀尺度下權(quán)衡休耕的規(guī)模與空間布局。結(jié)論如下：1）中國北方的生態(tài)保護(hù)紅線劃定的耕地數(shù)量高于南方，且一級生態(tài)保護(hù)紅線劃定內(nèi)的耕地占中國耕地總面積的3.57%；中國耕地土壤重度污染面積占比1.23%，且南方較北方污染嚴(yán)重；就地下水超采評價而言，重度超采區(qū)僅占0.68%，且大范圍重度超采區(qū)主要集中于河北、河南兩省；就耕地質(zhì)量而言，中國耕地質(zhì)量總體上處于中等和高等狀態(tài)，劣等耕地僅占3.69%。2）結(jié)合“木桶效應(yīng)理論”與四維空間概念模型，綜合考慮耕地資源環(huán)境硬約束下優(yōu)先休耕面積占比為23.70%，較基于食品安全優(yōu)先、產(chǎn)能損失優(yōu)先和生態(tài)保護(hù)優(yōu)先情景下的休耕高方案增加8.40%、4.18%和3.12%。其中禁植必休區(qū)（I）主要集中于河南、河北、湖南、云南、安徽等5個省。同時，建議實施差異化的休耕模式，并對“輪休”區(qū)耕地實施1/3輪休方案，以切實保障國家糧食安全與保育土壤生態(tài)環(huán)境。本研究通過反映耕地地塊生態(tài)環(huán)境脅迫程度，可為國家層面休耕迫切性診斷與空間權(quán)衡提供技術(shù)思路及空間參考，對精準(zhǔn)實施休耕以治理土壤污染、提升耕地生境質(zhì)量、保障國家糧食安全意義重大。

[1] Bai X M, Shi P J, Liu Y S. Society: Realizing China's urban dream[J]. Nature, 2014, 509(1799): 158-160.

[2] 趙其國. 中國耕地輪作休耕制度研究[M]. 北京：科學(xué)出版社，2019：82-87.

[3] Zhang B, Wang B C, Hughes Robert M. China should track impact of pollution on health and the environment[J]. Nature, 2021, 592: 507.

[4] 農(nóng)業(yè)農(nóng)村部. 《中央輪作休耕制度試點今年實施規(guī)模擴(kuò)大到4000萬畝》[EB/OL]. 2021. http: //www. moa. gov. cn/xw/shipin/xwzx/202103/t20210319_6364147. htm.

[5] Morris Antony J, Hegarty Jenna, András Báldi, et al. Setting aside farmland in Europe: The wider context[J]. Agriculture Ecosystems & Environment, 2011, 143(1): 1-2.

[6] 譚永忠，趙越，俞振寧，等. 代表性國家和地區(qū)耕地休耕補(bǔ)助政策及其對中國的啟示[J]. 農(nóng)業(yè)工程學(xué)報，2017，33(19)：249-257.

Tan Yongzhong, Zhao Yue, Yu Zhenning, et al. Subsidy policies on fallow of cultivated land in selected countries and regions and their enlightenment to China[J]. Transactions of the Chinese Society of Agricultural Engineering (Transactions of the CSAE), 2017, 33(19): 249-257. (in Chinese with English abstract)

[7] Angelo Claudio. Brazil’s fund for low-carbon agriculture lies fallow[J]. Nature，2012. Doi: 10.1038/nature.2012.11111.

[8] Romanovskaya A A. Organic carbon in long-fallow lands of Russia[J]. Eurasian Soil Science, 2006, 39(1): 44-52.

[9] 石飛，楊慶媛，王成，等. 基于耕地能值-生態(tài)足跡的耕地休耕規(guī)模研究：以貴州省松桃縣為例[J]. 生態(tài)學(xué)報，2021，41(14)：1-17.

Shi Fei, Yang Qingyuan, Wang Cheng, et al. Scale of the cultivated land fallow based on the energy: Ecological footprint in Songtao County, Guizhou Province, China[J]. Acta Ecologica Sinica, 2021, 41(14): 1-17. (in Chinese with English abstract)

[10] 石飛，楊慶媛，王成，等. 世界耕地休耕時空配置的實踐及研究進(jìn)展[J]. 農(nóng)業(yè)工程學(xué)報，2018，34(14)：1-9.

Shi Fei, Yang Qingyuan, Wang Cheng, et al. Practice and research progress on spatio-temporal collocation of fallow of cultivated land in world[J]. Transactions of the Chinese Society of Agricultural Engineering (Transactions of the CSAE), 2018, 34(14): 1-9. (in Chinese with English abstract)

[11] 曾思燕，于昊辰，馬靜，等. 中國耕地表層土壤重金屬污染狀況評判及休耕空間權(quán)衡[J/OL]. 土壤學(xué)報，1-13[2021-06-20]. http: //kns. cnki. net/kcms/detail/32. 1119. P. 20210331. 1104. 006. html.

Zeng Siyan, Yu Haochen, Ma Jing, et al. Identifying the status of heavy metal pollution of cultivated land for tradeoff spatial fallow in China [J/OL]. Acta Pedologica Sinica, 1-13[2021-06-20]. http: //kns. cnki. net/kcms/detail/32. 1119. P. 20210331. 1104. 006. html. (in Chinese with English abstract)

[12] 趙雲(yún)泰，黃賢金，鐘太洋，等. 區(qū)域虛擬休耕規(guī)模與空間布局研究[J]. 水土保持通報，2011，31(5)：103-107.

Zhao Yuntai, Huang Xianjin, Zhong Taiyang, et al. Stimulating fallow land at regional scale: Size and spatial distribution[J]. Bulletin of Soil and Water Conservation, 2011, 31(5): 103-107. (in Chinese with English abstract)

[13] 楊慶媛，畢國華，陳展圖，等. 喀斯特生態(tài)脆弱區(qū)休耕地的空間配置研究：以貴州省晴隆縣為例[J]. 地理學(xué)報，2018，73(11)：2250-2266.

Yang Qingyuan, Bi Guohua, Chen Zhantu, et al. Spatial allocation of fallow land in karst rocky desertification areas: A case study in Qinglong County, Guizhou Province[J]. Acta Geographica Sinica, 2018, 73(11): 2250-2266. (in Chinese with English abstract)

[14] Shi K F, Yang Q Y, Li Y Q, et al. Mapping and evaluating cultivated land fallow in southwest China using multisource data[J]. Science of the Total Environment, 2019, 654: 987-999.

[15] Gao Y, Liu L Y, Zhang X, et al. Consistency analysis and accuracy assessment of three global 30-m land-cover products over the European Union using the LUCAS dataset[J]. Remote Sensing. 2020, 12, 3479.

[16] 中華人民共和國生態(tài)環(huán)境部. 全國生態(tài)保護(hù)紅線劃定工作基本完成[EB/OL]. 2021. http: //www. mee. gov. cn/ywdt/spxw/202107/t20210707_845785. shtml

[17] Zeng S Y, Ma J, Yang Y J, et al. Spatial assessment of farmland soil pollution and its potential human health risks in China[J]. Science of the Total Environment. 2019, 687: 642-653.

[18] Hood William W, Wilson Concepción S. The literature of bibliometrics, scientometrics, and informetrics[J]. Scientometrics, 2001, 52(2): 291-314.

[19] 中國水利部水資源司和南京水利科學(xué)研究院. 21世紀(jì)初期中國地下水資源開發(fā)與利用[M]. 北京：中國水利水電出版社，2004.

[20] 張宗祜，李烈榮. 中國地下水資源與環(huán)境圖集[M]. 北京：地圖出版社出版，2006.

[21] 劉軍會，高吉喜，馬蘇，等. 中國生態(tài)環(huán)境敏感區(qū)評價[J]. 自然資源學(xué)報，2015，30(10)：1607-1616.

Liu Junhui, Gao Jixi, Ma Su, et al. Evaluation of ecological sensitivity in China[J]. Journal of Natural Resources, 2015, 30(10): 1607-1616. (in Chinese with English abstract)

[22] Swaine Dalway J. Why trace elements are important[J]. Fuel Processing Technology, 2000, 65/66: 21-33.

[23] Maliszewska-Kordybach Barbara. Polycyclic aromatic hydrocarbons in agricultural soils in Poland: Preliminary proposals for criteria to evaluate the level of soil contamination[J]. Applied Geochemistry. 1996, 11(1/2): 120-127.

[24] Zeng S Y, Ma J, Ren Y H, et al. Assessing the Spatial distribution of soil PAHs and their relationship with anthropogenic activities at a national scale[J]. International Journal of Environmental Research and Public Health, 2019, 16(24): 4928.

[25] 路婕，李玲，吳克寧，等. 基于農(nóng)用地分等和土壤環(huán)境質(zhì)量評價的耕地綜合質(zhì)量評價[J]. 農(nóng)業(yè)工程學(xué)報，2011，27(2)：323-329.

Lu Jie, Li Ling, Wu Kening, et al. Cultivated land comprehensive quality evaluation based on agricultural land classification and soil environmental quality evaluation[J]. Transactions of the Chinese Society of Agricultural Engineering (Transactions of the CSAE), 2011, 27(2): 323-329. (in Chinese with English abstract)

[26] 宋偉，陳百明，劉琳. 中國耕地土壤重金屬污染概況[J]. 水土保持研究，2013，20(2)：293-298.

Song Wei, Chen Baiming, Liu Lin. Soil heavy metal pollution of cultivated land in China[J]. Research of Soil and Water Conservation, 2013, 20(2): 293-298. (in Chinese with English abstract)

[27] 尚二萍，許爾琪，張紅旗，等. 中國糧食主產(chǎn)區(qū)耕地土壤重金屬時空變化與污染源分析[J]. 環(huán)境科學(xué)，2018，39(10)：4670-4683.

Shang Erping, Xu Erqi, Zhang Hongqi, et al. Spatial-temporal trends and pollution source analysis for heavy metal contamination of cultivated soils in five major grain producing regions of China[J]. Environmental Science, 2018, 39(10): 4670-4683. (in Chinese with English abstract)

[28] Yuan X H, Xue N D, Han Z G. A meta-analysis of heavy metals pollution in farmland and urban soils in China over the past 20 years-ScienceDirect[J]. Journal of Environmental Sciences, 2021, 101: 217-226.

[29] 張俊葉，俞菲，俞元春. 中國主要地區(qū)表層土壤多環(huán)芳烴含量及來源解析[J]. 生態(tài)環(huán)境學(xué)報，2017，26(6)：1059-1067.

Zhang Junye, Yu Fei, Yu Yuanchun. Content and source apportionment of polycyclic aromatic hydrocarbons in surface soil in major areas of China [J]. Ecology and Environmental Sciences, 2017, 26(6): 1059-1067. (in Chinese with English abstract)

[30] Niu L L, Yang F X, Xu C, et al. Status of metal accumulation in farmland soils across China: From distribution to risk assessment[J]. Environmental Pollution, 2013, 176(5): 55-62.

[31] Zhang X Y, Zhong T Y, Liu L, et al. Impact of soil heavy metal pollution on food safety in China[J]. PLOS ONE, 2015, 10(8): e0135182.

[32] 周凱，王智芳，馬玲玲，等. 新鄉(xiāng)市郊區(qū)大棚菜地土壤重金屬Pb、Cd、Cr和Hg污染評價[J]. 生態(tài)環(huán)境學(xué)報，2013，22(12)：1962-1968.

Zhou Kai, Wang Zhifang, Ma Lingling, et al. Pollution and assessment of soil heavy metal Cd, Cr, Pb and Hg in greenhouse vegetable fields of Xinxiang suburb, China[J]. Ecology and Environmental Sciences, 2013, 22(12): 1962-1968. (in Chinese with English abstract)

[33] 河南公布地下水超采區(qū)域面積約4.4萬平方公里[EB/OL]. [2015-03-24][2021-08-01] http://www. hnr. cn/house/yw/ 201503/t20150324_1895801. html

[34] 羅婷婷，鄒學(xué)榮. 撂荒、棄耕、退耕還林與休耕轉(zhuǎn)換機(jī)制謀劃[J]. 西部論壇，2015，25(2)：40-46.

Luo Tingting, Zou Xuerong. Design of translation mechanism among uncultivated, abandoned land, reforestation land and fallow[J] West Forum, 2015, 25(2): 40-46. (in Chinese with English abstract)

[35] 張慧芳，吳宇哲，何良將. 我國推行休耕制度的探討[J]. 浙江農(nóng)業(yè)學(xué)報，2013，25(1)：166-170.

Zhang Huifang, Wu Yuzhe, He Liangjiang, et al. Discussion on implementation of fallow system in China[J]. Acta Agriculturae Zhejiangensis, 2013, 25(1): 166-170. (in Chinese with English abstract)

[36] Lu D, Wang Y H, Yang Q Y, et al. Exploring a moderate fallow scale of cultivated land in China from the perspective of food security[J]. International Journal of Environmental Research and Public Health, 2019, 16(22): 4329-4347.

[37] 胡存智. 中國耕地質(zhì)量等級調(diào)查與評定（全國卷）[M]. 北京：中國地質(zhì)出版社出版，2013.

[38] 封志明. 中國未來人口發(fā)展的糧食安全與耕地保障[J]. 人口研究，2007，31(2)：15-29.

Fen Zhiming. Future food security and arable land guarantee for population development in China[J]. Population Research, 2007, 31(2): 15-29. (in Chinese with English abstract)

[39] 于昊辰，曾思燕，王慶賓，等. 多情景模擬下新時代中國耕地保護(hù)底線預(yù)測[J]. 資源科學(xué)，2021，43(6)：1222-1233.

Yu Haochen, Zeng Siyan, Wang Qingbin, et al. Forecast on China’s cultivated land protection baseline in the new era by multi-scenario simulations[J]. Resources Science, 2021, 43(6): 1222-1233. (in Chinese with English abstract)

Identifying the fallow priority areas of cultivated land under resources and environmental constraints in China

Chen Fu1, Zeng Siyan2※, Ge Xiaoping3, Yu Haochen4, Yang Yongjun4, Bian Zhengfu4

(1.,,211110,; 2.,,310024,; 3.,,210098,;4.,,221008,)

This study aims to identify the priority areas of fallow under the resources and environmental background of cultivated land in China. The spatial pattern and differentiation characteristics of ecological stress factors were systematically determined using the Nemerow integrated pollution index, the variation of groundwater level, the service function of the ecosystem, and the sensitivity of the ecological environment. Four dimensions were also considered, including ecological protection red line, soil pollution, over-exploited groundwater, and arable land quality. Subsequently, a multi-criteria and multi-objective optimization of fallow was constructed to identify the scale of fallow, and the spatial distribution of priority areas. Three scenarios were also selected, including the priority to food safety (PFS), the minimum production capacity loss (MCL), and the priority to ecological security (PES). Especially, each scenario was set as the low, medium, and high level for better prioritizing fallow units. A spatial weighing of all factors was also carried out to delineate the fallow priority areas of cultivated land under resources and environmental constraints. As such, an optimal matching was achieved for the correlation between ecological security, food production, and quality. The results showed that: 1) There were much larger areas of arable land within the delineation of ecological protection red line in northern China than those in the south. Specifically, the area of arable land within the first- and the second-class ecological protection red line delineation accounted for 3.57%, and 10.95%, respectively. 2) The area ratios of farmland with slight, moderate, and severe pollution were 18.56%, 2.31%, and 1.23%, respectively. The overall pollution in the south was higher than that in the north. There was a partially scattered distribution of pollution in the south, whereas, the north showed a pattern of spot-like agglomeration. 3) The areas of over-exploited groundwater were mainly concentrated in the provinces of Hebei, Henan, Jilin, and Jiangsu, where the severe over-exploited areas accounted for only 0.68% of the whole of China. The severe over-exploited areas with the large-scale contiguous patterns were 4 670 km2and 3 950 km2in Hebei and Henan, respectively. 4) The total proportions of arable land quality accounted for 3.69% and 14.0%, respectively, for the grade of the inferior and poor grade in northern China, particularly with the widely dispersed pattern, compared with the south. The priority fallow areas accounted for 23.70% of the total study area, according to the comprehensive evaluation of cultivated land and multi-criteria fallow. Specifically, the proportions of the prohibited-planting-fallow area (I), restricted-planting-fallow area (II), key-rotation area (III), and general-rotation area (IV) were 1.95%, 4.71%, 6.18%, and 10.86%, respectively. Furthermore, the priority fallow areas were 8.40%, 4.18%, and 3.12% higher than those of the PFS, MCL, and PES, respectively. Consequently, this finding can provide strong technical support to effectively implement the fallow planning, thereby protecting the cultivated land from soil pollution in modern agriculture.

fallow; soil pollution; cultivated land protection; environmental background; fallow rules; space tradeoff

陳浮，曾思燕，葛小平，等. 資源環(huán)境硬約束下中國耕地休耕優(yōu)先區(qū)識別[J]. 農(nóng)業(yè)工程學(xué)報，2021，37(22)：226-235.doi：10.11975/j.issn.1002-6819.2021.22.026 http://www.tcsae.org

Chen Fu, Zeng Siyan, Ge Xiaoping, et al. Identifying the fallow priority areas of cultivated land under resources and environmental constraints in China[J]. Transactions of the Chinese Society of Agricultural Engineering (Transactions of the CSAE), 2021, 37(22): 226-235. (in Chinese with English abstract) doi：10.11975/j.issn.1002-6819.2021.22.026 http://www.tcsae.org

2021-08-05

2021-11-05

國家科技支撐計劃項目(2015BAD06B02)；國家自然科學(xué)基金面上項目（51974313）；中國工程院重大咨詢研究項目(2021NXZD3)

陳浮，博士，教授，博士生導(dǎo)師。研究方向為國土空間生態(tài)修復(fù)。Email：chenfu@cumt.edu.cn

曾思燕，博士，研究方向為耕地評價與生態(tài)權(quán)衡。Email：zengsiyan@westlake.edu.cn

10.11975/j.issn.1002-6819.2021.22.026

F321.1

A

1002-6819(2021)-22-0226-10