李冰，王昌全*，李枝，李仕貴

1. 四川農(nóng)業(yè)大學(xué)資源環(huán)境學(xué)院，四川 成都 611130；2. 四川農(nóng)業(yè)大學(xué)水稻研究所，四川 成都 611130

近年來，工業(yè)“三廢”的大量排放和不合理處置以及大量肥料的施用，特別是磷肥的施用，導(dǎo)致了土壤鎘（Cd）污染日益加?。↘irkham，2006）。據(jù)報(bào)道，全國受到重金屬污染的地區(qū)已造成糧食減產(chǎn)1×107t，1.2×107t農(nóng)產(chǎn)品重金屬含量超標(biāo)，直接經(jīng)濟(jì)損失200多億，對(duì)農(nóng)民的經(jīng)濟(jì)收人造成了巨大的影響（劉璇等，2008）。特別是在一些糧食種植重點(diǎn)區(qū)域，重金屬污染風(fēng)險(xiǎn)逐年增大(曾希柏等，2013)。

水稻作為一種大宗糧食作物，在全世界每年約有560 Tg的產(chǎn)量，其中40%左右是在中國種植和消費(fèi)(Yu 等，2006)。Cd污染不僅影響水稻生長(zhǎng)發(fā)育和新陳代謝活動(dòng)（何俊瑜等，2008；史靜等，2013），導(dǎo)致產(chǎn)量下降，更為重要的是它在水稻體中大量積累（趙步洪等，2006；張玉秀等，2008），并沿著食物鏈進(jìn)入人體（陳志亮等，2001；任繼平等，2003），其產(chǎn)量和品質(zhì)直接影響著人類糧食安全，危害人類身體健康。大田作物對(duì)重金屬的吸收積累，不僅受到土壤性質(zhì)的影響（普錦成等，2008），而且與礦質(zhì)營養(yǎng)的基因型差異一樣，具有明顯的種類與種群之間的差異（Liu等，2005；李鵬等，2011）。已有研究表明，水稻吸收積累Cd的能力隨基因型不同存在明顯差異，不同生育時(shí)期不同部位對(duì)鎘的吸收積累效應(yīng)差異較大（王凱榮，1996；馮文強(qiáng)等，2008；丁園等，2009）；對(duì)于不同的水稻品種，在同一Cd處理濃度下，Cd在水稻體各器官的分配呈現(xiàn)根>莖>葉>籽粒，但Cd在水稻不同器官中的分配比例因水稻的品種不同而有顯著差異（李坤權(quán)等，2003；Metwally等，2005；Zhan等，2013）。因此，找出水稻在Cd脅迫下不同部位吸收累積效率和水稻對(duì)Cd吸收累積的關(guān)鍵時(shí)期，比較不同水稻品種之間的差異，結(jié)合農(nóng)業(yè)生產(chǎn)調(diào)控技術(shù)措施，對(duì)降低水稻Cd吸收積累，保障糧食安全具有重要的現(xiàn)實(shí)意義。

1 材料與方法

1.1 供試材料

供試材料選取課題組篩選籽粒Cd質(zhì)量分?jǐn)?shù)差異較大的2個(gè)常規(guī)水稻(Oryza sativa L．)品種D83A/R527（低Cd品種）和輻優(yōu)838（高Cd品種）為研究材料（四川農(nóng)業(yè)大學(xué)水稻研究所提供）。

1.2 試驗(yàn)設(shè)計(jì)

本試驗(yàn)于2011年4月-2011年9月在四川農(nóng)業(yè)大學(xué)雅安校區(qū)甘家壩農(nóng)場(chǎng)網(wǎng)室內(nèi)進(jìn)行。

將精選的水稻種子消毒、洗凈后育苗，待兩葉一心時(shí)移植于容器為20 L的黑色塑料桶中，培養(yǎng)于完全營養(yǎng)液中，營養(yǎng)液完全根據(jù)國際水稻研究所（IRRI）推薦的配方配制（表1），營養(yǎng)液的起始pH值為5.5～6.0。幼苗先在1/2質(zhì)量濃度的營養(yǎng)液中培養(yǎng) 7 d，然后進(jìn)行全營養(yǎng)液培養(yǎng)和不同質(zhì)量濃度的Cd 處理，設(shè) 4 個(gè) Cd 水平：0 mg·L-1、0.50 mg·L-1、1.00 mg·L-1、3.00 mg·L-1，每處理重復(fù) 4 次。營養(yǎng)液中Cd以CdCl2.2.5H2O形式加入。培養(yǎng)液每7天更換一次，并用 0.1 mol·L-1NaOH 或 0.1 mol·L-1HCl調(diào)節(jié)pH值至5.5～6.0。

表1 水稻常規(guī)營養(yǎng)液配方Table 1 Formula of the Nutrition Solution of Rice Culture in Pot Experiment

分別于水稻分蘗期、孕穗期、灌漿期、成熟期采集水稻樣品，將水稻各部位按要求分開。分蘗期、孕穗期、灌漿期收獲根、莖、葉；成熟期收獲籽粒。將鮮樣分別裝袋，放至烘箱，先在105 ℃殺青15～20 min，再在70～80 ℃下烘干至恒重，以供后期測(cè)定Cd含量。

1.3 測(cè)定方法

水稻Cd質(zhì)量分?jǐn)?shù)（mg·kg-1）采用HNO3-HClO4消煮，石墨爐原子吸收法（陳同斌等，2006）測(cè)定。

1.4 數(shù)據(jù)處理

利用Excel 2003和SPSS 13.0對(duì)數(shù)據(jù)進(jìn)行分析處理。

2 結(jié)果與分析

2.1 不同水稻品種籽粒Cd質(zhì)量分?jǐn)?shù)差異

不同品種的水稻籽粒 Cd質(zhì)量分?jǐn)?shù)在不同 Cd處理濃度之間差異明顯，均隨著Cd處理濃度的增加，呈現(xiàn)顯著上升的趨勢(shì)（表2）。隨著Cd處理濃度的增加，籽粒Cd質(zhì)量分?jǐn)?shù)增加幅度總體表現(xiàn)為：輻優(yōu)838﹥D83A/R527（表2）。D83A/R527在3.0 mg·L-1Cd質(zhì)量濃度脅迫下籽粒內(nèi)Cd質(zhì)量分?jǐn)?shù)超過了0.2 mg·kg-1食品污染物限量標(biāo)準(zhǔn)（GB 2762-2012），而輻優(yōu)838在1.0 mg·L-1Cd質(zhì)量濃度脅迫下籽粒內(nèi)Cd含量就已超標(biāo)。

表2 不同水稻品種籽粒Cd質(zhì)量分?jǐn)?shù)Table 2 Cd Accumulation in Grains of Different Rice Varieties mg·kg-1

兩種水稻品種在不同Cd脅迫下籽粒Cd質(zhì)量分?jǐn)?shù)差異顯著。在0.5 mg·L-1Cd質(zhì)量濃度脅迫下，輻優(yōu)838籽粒內(nèi)Cd質(zhì)量分?jǐn)?shù)為D83A/R527的2.26倍；隨著Cd處理質(zhì)量濃度的上升，不同品種水稻籽粒Cd質(zhì)量分?jǐn)?shù)差異逐漸縮小，1.0～3.0 mg·L-1Cd質(zhì)量濃度脅迫下，D83A/R527籽粒內(nèi)Cd質(zhì)量分?jǐn)?shù)是輻優(yōu)838的50%～60%。

2.2 不同生育期雜交水稻各部位對(duì) Cd吸收的動(dòng)態(tài)變化

2.2.1 分蘗期各部位對(duì)Cd吸收的動(dòng)態(tài)變化

分蘗期不同水稻品種根、莖、葉內(nèi)Cd質(zhì)量分?jǐn)?shù)的分析結(jié)果見表3。D83A/R527與輻優(yōu)838在不同Cd質(zhì)量濃度脅迫下各部位Cd質(zhì)量分?jǐn)?shù)均表現(xiàn)為：根>莖>葉，其中輻優(yōu)838 各部位Cd質(zhì)量分?jǐn)?shù)均高于D83A/R527對(duì)應(yīng)各部位質(zhì)量分?jǐn)?shù)。

D83A/R527各部位在不同Cd處理質(zhì)量濃度脅迫下根、莖、葉內(nèi)Cd質(zhì)量分?jǐn)?shù)差異顯著。各部位Cd質(zhì)量分?jǐn)?shù)隨著Cd脅迫處理濃度增加而增大，根內(nèi)Cd質(zhì)量分?jǐn)?shù)顯著高于莖、葉。D83A/R527在0.5 mg·L-1Cd脅迫下，根內(nèi) Cd質(zhì)量分?jǐn)?shù)為莖的 2.03倍，葉的6.64倍；莖內(nèi)Cd質(zhì)量分?jǐn)?shù)為葉內(nèi)的1.8倍。在1.0 mg·L-1Cd脅迫下，根內(nèi)Cd質(zhì)量分?jǐn)?shù)是莖、葉內(nèi)Cd質(zhì)量分?jǐn)?shù)的2.70倍和4.43倍；莖內(nèi)Cd質(zhì)量分?jǐn)?shù)為葉片的1.64倍。根部與莖部Cd質(zhì)量分?jǐn)?shù)差距在逐步擴(kuò)大，而根部與葉片、莖部與葉片之間的差距在逐漸縮小。在3.0 mg·L-1Cd處理時(shí)，根、莖、葉內(nèi)Cd質(zhì)量分?jǐn)?shù)均較高，根內(nèi)Cd質(zhì)量分?jǐn)?shù)為莖的2.8倍，其差距進(jìn)一步擴(kuò)大；根內(nèi)Cd質(zhì)量分?jǐn)?shù)為葉內(nèi)的4.6倍，莖內(nèi)Cd質(zhì)量分?jǐn)?shù)為葉的1.65倍，其差距與1.0 mg·L-1Cd質(zhì)量濃度處理結(jié)果接近。這說明，當(dāng)中、高濃度 Cd（1.0～3.0 mg·L-1）脅迫時(shí)，隨著Cd處理濃度的增加，水稻D83A/R527根、莖、葉內(nèi)的分配系數(shù)較為穩(wěn)定，向地上部分（莖、葉）的運(yùn)輸處于相對(duì)穩(wěn)定的分配狀態(tài)。

表3 分蘗期不同水稻品種不同部位Cd質(zhì)量分?jǐn)?shù)Table 3 Cd Content in Different Parts Between the Different Varieties of Rice in Tillering Stage mg·kg-1

輻優(yōu)838在0.5 mg·L-1Cd脅迫下，根內(nèi)Cd質(zhì)量分?jǐn)?shù)是莖內(nèi)的1.69倍，是葉內(nèi)的3.21倍；莖內(nèi)Cd質(zhì)量分?jǐn)?shù)是葉片的1.89倍。在1.0 mg·L-1Cd脅迫下，根內(nèi)Cd質(zhì)量分?jǐn)?shù)為莖的2.43倍，為葉內(nèi)的3.81倍；莖內(nèi)Cd質(zhì)量分?jǐn)?shù)為葉的1.57倍。在3.0 mg·L-1Cd脅迫時(shí)，根系Cd質(zhì)量分?jǐn)?shù)是莖內(nèi)的2.47倍，是葉內(nèi)的3.70倍；莖內(nèi)Cd質(zhì)量分?jǐn)?shù)是葉片的1.50倍。這說明，不管是低濃度Cd處理，還是高濃度Cd處理，輻優(yōu)838體內(nèi)Cd的分配系數(shù)變化不大，莖內(nèi)Cd質(zhì)量分?jǐn)?shù)是根部Cd質(zhì)量分?jǐn)?shù)的1/2左右，葉片Cd質(zhì)量分?jǐn)?shù)是根部Cd質(zhì)量分?jǐn)?shù)的1/3左右，葉片Cd質(zhì)量分?jǐn)?shù)是莖內(nèi)Cd質(zhì)量分?jǐn)?shù)的1/2左右。其向地上部分運(yùn)輸基本上是隨著Cd處理濃度的上升而增加，這可能是輻優(yōu)838收獲部分（籽粒）中Cd積累較多的原因。

輻優(yōu) 838各部位 Cd質(zhì)量分?jǐn)?shù)均高于D83A/R527對(duì)應(yīng)各部位質(zhì)量分?jǐn)?shù)。在0.5 mg·L-1Cd脅迫下，水稻D83A/R527根、莖、葉內(nèi)Cd質(zhì)量分?jǐn)?shù)分別為輻優(yōu)838的82%、69%和72%。1.0 mg·L-1Cd處理時(shí)，D83A/R527根、莖、葉內(nèi)Cd質(zhì)量分?jǐn)?shù)為輻優(yōu)838的66%、60%和57%。3.0 mg·L-1Cd處理下，D83A/R527根、莖、葉內(nèi)Cd質(zhì)量分?jǐn)?shù)分別為輻優(yōu)838的72%、63%和58%。這進(jìn)一步說明，在水稻分蘗期，中、高濃度Cd處理，水稻D83A/R527的排異性非常明顯，不僅莖葉部分積累相對(duì)較少，且具有較為恒定的比例外，根系Cd的積累也是明顯較低，其毒害作用明顯小于輻優(yōu)838。

2.2.2 孕穗期各部位對(duì)Cd吸收的動(dòng)態(tài)變化

從孕穗期不同水稻品種根、莖、葉內(nèi)Cd質(zhì)量分?jǐn)?shù)來看（表4），D83A/R527在0.5 mg·L-1Cd水平下，根內(nèi)Cd質(zhì)量分?jǐn)?shù)為莖的2.16倍，為葉內(nèi)的4.1倍。在1.0 mg·L-1Cd脅迫下，根內(nèi)Cd質(zhì)量分?jǐn)?shù)為莖內(nèi)的3.99倍，為葉內(nèi)的2.59倍。在3.0 mg·L-1Cd處理下，根內(nèi)Cd質(zhì)量分?jǐn)?shù)為莖的2.31倍，為葉內(nèi)的3.39倍?？傮w表現(xiàn)為，隨著Cd處理濃度的增加，根系積累和分配的比例逐漸擴(kuò)大。在0.5～1.0 mg·L-1Cd處理濃度下，根內(nèi)Cd質(zhì)量分?jǐn)?shù)與莖、葉Cd質(zhì)量分?jǐn)?shù)之間的分配比例差異明顯；在3.0 mg·L-1Cd處理時(shí)，又與低濃度Cd處理（0.5 mg·L-1）的分配趨勢(shì)近似。這說明，低吸收累積Cd的水稻品種，根系是吸收積累Cd，過濾Cd毒害的主要器官，且在中等程度脅迫（1.0 mg·L-1Cd）時(shí)，根系富集作用更為明顯。

表4 孕穗期不同水稻品種不同部位Cd質(zhì)量分?jǐn)?shù)Table 4 Cd Content in Different Parts Between the Different Varieties of Rice in Booting Stage mg·kg-1

輻優(yōu)838各部位在不同Cd處理濃度脅迫下根、莖、葉內(nèi)Cd質(zhì)量分?jǐn)?shù)差異顯著。在 0.5 mg·L-1Cd脅迫下，葉內(nèi)Cd質(zhì)量分?jǐn)?shù)為莖內(nèi)的60%，為根內(nèi)的29%。在1.0 mg·L-1Cd處理時(shí)，葉內(nèi)Cd質(zhì)量分?jǐn)?shù)為莖的71%，為根內(nèi)的32%左右。在3.0 mg·L-1Cd脅迫下，葉內(nèi)Cd質(zhì)量分?jǐn)?shù)為莖內(nèi)的78%，為根內(nèi)的36%。由此可以看出，隨著Cd處理濃度的增加，Cd在地上部分（莖、葉）中的分配比例逐漸提高，吸收累積的Cd向地上部分運(yùn)輸能力越來越強(qiáng)。

2.2.3 灌漿期各部位對(duì)Cd吸收的動(dòng)態(tài)變化

孕穗期不同水稻品種根、莖、葉內(nèi)Cd質(zhì)量分?jǐn)?shù)的分析結(jié)果見表 5。水稻品種 D83A/R527，在0.5～3.0 mg·L-1Cd處理下，葉片Cd質(zhì)量分?jǐn)?shù)占根內(nèi)Cd質(zhì)量分?jǐn)?shù)的比例相對(duì)較為恒定，在20%～25%之間變化；莖內(nèi)Cd質(zhì)量分?jǐn)?shù)占根系Cd質(zhì)量分?jǐn)?shù)比例變化幅度較大，在35%～55%左右變化，且隨著Cd處理濃度的增加，葉片Cd質(zhì)量分?jǐn)?shù)占根系Cd質(zhì)量分?jǐn)?shù)的比例逐漸下降；莖內(nèi) Cd質(zhì)量分?jǐn)?shù)以 1.0 mg·L-1Cd處理時(shí)，占根系Cd質(zhì)量分?jǐn)?shù)的比例最高（55%）。這說明，隨著Cd處理濃度的增加，葉片Cd吸收積累的比例明顯下降，莖、葉部分Cd吸收分配的總體比例逐漸下降。

輻優(yōu)838各部位在不同Cd處理濃度脅迫下根、莖、葉內(nèi)Cd質(zhì)量分?jǐn)?shù)差異達(dá)極顯著水平。在0.5～3.0 mg·L-1Cd脅迫下，根內(nèi)Cd質(zhì)量分?jǐn)?shù)與莖內(nèi)Cd質(zhì)量分?jǐn)?shù)和葉內(nèi)Cd質(zhì)量分?jǐn)?shù)的差異明顯小于水稻品種D83A/R527，其總體分配比例變化趨勢(shì)基本一致。

表5 灌漿期不同水稻品種不同部位Cd質(zhì)量分?jǐn)?shù)Table 5 Cd Content in Different Parts Between the Different Varieties of Rice in Filling Stage mg·kg-1

總體來看，低鎘吸收水稻品種D83A/R527根系Cd質(zhì)量分?jǐn)?shù)與莖、葉內(nèi)Cd質(zhì)量分?jǐn)?shù)之間的差異，主要體現(xiàn)在根系Cd質(zhì)量分?jǐn)?shù)與葉片Cd質(zhì)量分?jǐn)?shù)之間的差異，Cd從根系—莖—葉的吸收累積效率上，主要表現(xiàn)為根系、莖積累為主，葉片Cd積累相對(duì)較少，這樣向地上部分運(yùn)輸和吸收累積進(jìn)入籽粒中的Cd就會(huì)相對(duì)較少。而高Cd吸收累積水稻品種輻優(yōu)838則表現(xiàn)為，從根系—莖—葉的吸收累積效率相對(duì)較高，特別是在中、高質(zhì)量濃度 Cd處理（1.0～3.0 mg·L-1）時(shí)，向地上部分（莖、葉）轉(zhuǎn)運(yùn)的比例相對(duì)較高，且莖、葉之間差異相對(duì)較小。

3 結(jié)論

（1）隨著 Cd處理濃度的增加，輻優(yōu) 838與D83A/R527籽粒內(nèi)Cd質(zhì)量分?jǐn)?shù)均增加，其累積增加量和比例均表現(xiàn)為：輻優(yōu)838>D83A/R527。若在受Cd污染的土壤上種植水稻，應(yīng)優(yōu)先選擇籽粒Cd積累量少的水稻品種D83A/R527，降低Cd通過食物鏈進(jìn)入人體的風(fēng)險(xiǎn)。

（2）不同生育期水稻根、莖、葉對(duì) Cd的吸收及其動(dòng)態(tài)變化的分析結(jié)果表明，隨著Cd處理濃度的增加和水稻生育時(shí)期的延長(zhǎng)，兩種水稻各部位Cd吸收積累量均表現(xiàn)為逐漸增加，其增加比例表現(xiàn)為：輻優(yōu) 838>D83A/R527。在 1.0～3.0 mg·L-1Cd處理時(shí)，水稻Cd吸收積累差異較為顯著的時(shí)期為灌漿期。輻優(yōu)838的根系向莖、葉轉(zhuǎn)移效率大于D83A/R527，且D83A/R527主要表現(xiàn)為由根系向莖Cd轉(zhuǎn)移效率較高，但葉片Cd積累相對(duì)較少，這可能是引起成熟期籽粒Cd積累量低的重要原因。灌漿期是水稻籽粒干物質(zhì)積累的重要時(shí)期，也是吸收累積Cd的重要時(shí)期，這為篩選低吸收積累水稻品種和調(diào)控Cd在水稻籽粒中的吸收累積奠定了重要理論基礎(chǔ)。

KIRKHAM M.B. 2006. Cadmium in plants on polluted soils: Effects of soil factors, hyperaccumulation, and amendments[J]. Geoderma, 137:19-32.

LIU J.G, ZHU Q.S, ZHANG Z.J, et al. 2005. Variations in cadmium accumulation among rice cultivars and types and the selection of cultivars for reducing cadmium in the diet. Journal of Science of Food and Agriculture, 85:147-153.

METWALLY A, SAFRONOVA V I, BELIMOV A A, et al. 2005.Genotypic variation of the response to cadmium toxicity in Pisum sativum L.[J].Journal of Experimental Botany, 56 (409): 167-178.

YU H, WANG J.L, FANG W, et al. 2006. Cadmium accumulation in different rice cultivars and screening for pollution-safe cultivars of rice.Science of the Total Environment, 370: 302-309.

ZHAN J, WEI S.H, NIU R.C, et al. 2013. Identification of rice cultivar with exclusive characteristic to Cd using a field-polluted soil and its foreground application[J]. Environmental Science and Pollution Research, 20: 2645-2650.

曾希柏,徐建明,黃巧云,等. 2013. 中國農(nóng)田重金屬問題的若干思考[J].土壤學(xué)報(bào), 50(1):186-194.

陳同斌, 宋波, 鄭袁明, 等. 2006. 北京市菜地土壤和蔬菜鉛含量及其健康風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估[J]. 中國農(nóng)業(yè)科學(xué), 39(8): 1589-1597.

陳志亮, 莫大倫, 仇榮亮. 2001. 鎘污染對(duì)生物有機(jī)體的危害及防治對(duì)策[J]. 環(huán)境保護(hù)科學(xué), 27 (4): 37-39.

丁園, 宗良綱, 徐曉炎, 等. 2009. 鎘污染對(duì)水稻不同生育期生長(zhǎng)和品質(zhì)的影響[J]. 生態(tài)環(huán)境學(xué)報(bào), 18(1):183-186.

馮文強(qiáng), 涂仕華, 秦魚生, 等. 2008. 水稻不同基因型對(duì)鉛鎘吸收能力差異的研究[J]. 農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào), 27 (2): 447-45.

何俊瑜, 任艷芳, 朱誠期, 等. 2008. 鎘脅迫對(duì)鎘敏感水稻突變體活性氧代謝及抗氧化酶活性的影響[J]. 生態(tài)環(huán)境l 7(3): 1004-1008.

李坤權(quán), 劉建國, 陸小龍, 等. 2003. 水稻不同品種對(duì)鎘吸收及分配的差異[J]. 農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào), 22 (5): 529-53.

李鵬, 葛瀅, 吳龍華, 等. 2011. 兩種籽粒鎘含量不同水稻的鎘吸收轉(zhuǎn)運(yùn)及其生理效應(yīng)差異初探[J]. 中國水稻科學(xué), 25(3):291-296.

劉璇, 張婷婷, 黃馨瑤, 等. 2008. 磁化水對(duì)玉米耐受重金屬鎘的影響[J].廈門大學(xué)學(xué)報(bào)(自然科學(xué)版), 47 (2): 278-281.

普錦成, 符娟林, 章明奎. 2008. 土壤性質(zhì)對(duì)水稻土中外源鎘與鉛生物有效性的影響[J]. 生態(tài)環(huán)境, 17(6): 2253-2258.

任繼平, 李德發(fā), 張麗英. 2003. 鎘毒性研究進(jìn)展[J]. 動(dòng)物營養(yǎng)學(xué)報(bào), 15(1): 1-6.

史靜, 潘根興, 夏運(yùn)生, 等. 2013. 鎘脅迫對(duì)兩品種水稻生長(zhǎng)及抗氧化酶系統(tǒng)的影響[J]. 生態(tài)環(huán)境學(xué)報(bào), 22(5): 832-837.

王凱榮. 1996. 鎘對(duì)不同基因型水稻生長(zhǎng)毒害影響的比較研究[J]. 農(nóng)業(yè)生態(tài)環(huán)境, 16 (3):18-23.

張玉秀, 于飛, 張媛雅, 等. 2008. 植物對(duì)重金屬鎘的吸收轉(zhuǎn)運(yùn)和累積機(jī)制[J]. 中國生態(tài)農(nóng)業(yè)報(bào), 16 (5): 1317-1321.

趙步洪, 張洪熙, 奚嶺林, 等. 2006. 雜交水稻不同器官鎘濃度與累積量[J].中國水稻科學(xué), 20 (3): 306-312.

中華人民共和國衛(wèi)生部. 2012. GB 2762-2012食品安全國家標(biāo)準(zhǔn): 食品中污染物限量. 北京: 中國標(biāo)準(zhǔn)出版社, 2.