湖北某典型地区动物源食品中全氟及多氟烷基化合物的污染现状和膳食暴露评估

张恣意，曹文成，周 妍，刘小方，刘 潇，孔 芳，龚 艳 ，闻 胜，胡定金

（1.华中农业大学食品科学技术学院, 湖北武汉 430070；2.湖北省疾病预防控制中心, 湖北武汉 430079；3.湖北省农业科学院, 湖北武汉 430064）

全氟及多氟烷基化合物（per- and polyfluoroalkyl substances, PFASs）是一类直链或支链中全部或个别氢原子被氟原子替代的新型持久性有机污染物（persistent organic pollutants, POPs）[1]，该类物质具有较强的化学稳定性、优良的热稳定性等，因而被广泛应用于工业生产与生活消费的各个领域[2−5]。目前，世界各地的各类环境中（水体、大气）都普遍检出这类物质[6−10]。环境中的PFASs可以通过食物链累积作用，在人体内蓄积。研究表明人体生物样本（血液、母乳）中也存在此类物质[11−13]。并且相关的毒理学实验和流行病学实验表明，PFASs对生命体具有肝毒性、心血管毒性、神经毒性、免疫毒性及生殖和发育毒性等危害[14−17]。鉴于PFASs的普遍存在和潜在健康危害，《关于POPs的斯德哥尔摩公约》第四次缔约方大会将PFOS及其盐和全氟辛基磺酰氟正式列入POPs名单，加以限制[18]。

食品作为人体暴露于PFASs的污染源，会通过食物链的传递作用，在人体内蓄积，给人体健康带来潜在的威胁[19]。2018年，欧盟食品安全局（European Food Safety Authority，EFSA）污染物小组通过动物实验和人类观察，确定了PFOS和全氟辛酸（Perfluorooctanoic acid, PFOA）的每周容许摄入量（AWI, Allowable weekly intake）分别为13和6 ng/kg BW/week[20]。许多学者用此来评估人类摄食食品中的PFASs产生的暴露风险。

研究表明，PFASs容易与蛋白质结合，这使得富含蛋白质的动物源食品更容易富集此类化合物[21−22]。目前，关于我国各地的动物源食品中PFASs污染状况与膳食暴露评估的报道，多数针对水产类[23]、蛋类[24]、肉类[25]、乳类[26]中的某一类或几类，而每一类动物源食品都是居民日常饮食不可缺少的食品，PFASs可通过这些富含蛋白质的食品摄食进人体内，对人体健康造成潜在危害。

目前，适用于食品中PFASs的前处理有液液萃取、液固萃取、固相萃取等技术[27]。研究发现液固萃取技术中，增加碱消解法会增加样品中PFASs的回收率。据报道，碱消解及甲醇萃取加固相萃取（Solidphase extraction，SPE）小柱净化技术已经被应用到植物源食品、动物源食品、饮用水等多种食品基质中PFASs的前处理，并呈现良好的回收率[28−30]。此外，高效液相色谱-串联质谱（High performance liquid chromatography-tandem mass spectrometry，HPLCMS/MS）法由于具有高选择性、低检测限的优点，该方法已被许多学者用于食品中PFASs的定量分析。

湖北省某典型地区建有PFASs化工厂，当地动物源食品中PFASs的污染情况不可忽视，因此本研究选取湖北该典型地区的动物源食品（肉类、水产类、蛋类产于本地，乳制品产于外地）作为研究对象，结合中国第五次膳食调查中湖北省居民各类食物的日平均摄入量，分析各类动物源食品中PFASs的含量及污染特征，以评估PFASs给当地居民带来的潜在健康风险。

1 材料与方法

1.1 材料与仪器

氢氧化钠、氨水 分析纯，国药集团化学试剂有限公司；甲醇 色谱级，美国Sigma公司；乙腈、乙酸铵、甲酸 色谱级，美国Fisher公司；WAX 6cc Cartridge 150 mg 30 μm 美国Waters公司；PFASs混合标准溶液、PFASs同位素（MPFASs）内标混合标准溶液 均购于加拿大Wellington公司，各组分的详细情况见表1和表2；实验过程中用水 Mill-Q水。

表1 14种全氟及多氟烷基化合物标准溶液Table 1 Standard solutions of 14 per- and polyfluoroalkyl substances

表2 定量内标标准溶液Table 2 Quantitative internal standard solution

超高效液相色谱三重四极杆质谱联用仪ACQUITY UPLC-TQS 美国Waters公司；N-EVAPTM-112水浴氮吹仪 中国天津恒奥；超声仪 中国鼎泰恒；Thermo Scientific Heraeus multifuge x3r冷冻离心 230VACH2050R，美国Thermo Scientific Heraeus Multifuge；超纯水机 德国Merck公司；XH-B涡旋混合器 中国天翎。

1.2 实验方法

1.2.1 样品采集 结合当地居民的饮食习惯以及第五次中国总膳食调查结果，选取湖北省典型地区（建有PFASs化工厂）居民摄入量最多的动物源食品为分析对象。其中水产类（鲢鱼、鲫鱼、草鱼、鳊鱼、乌鳢）、蛋类（鸡蛋、鸭蛋）、肉制品类（牛肉、猪肉、鸡肉、鸭肉）、乳制品（酸奶）购置于五个当地的主要菜市场。样品采集于2020年9月，共采集鲢鱼（n=6）、鲫鱼（n=3）、草鱼（n=3）、鳊鱼（n=3）、乌鳢（n=3）、鸡蛋（n=4）、鸭蛋（n=4）、猪肉（n=4）、牛肉（n=4）、鸡肉（n=3）、鸭肉（n=3）、酸奶（n=4），鸡蛋匀浆处理后于4 ℃保存，肉类和水产类食品匀浆处理后于−20 ℃保存。

1.2.2 样品前处理 鉴于碱消化加固相萃取净化的方法适用于各种基质食品中PFASs的提取和净化，本实验采用此方法对食品样品进行前处理，具体方法如下。

蛋类食品要进行冷冻干燥24 h后，研磨成粉状。其他食品不做冷冻干燥处理。取1.00 g食物样品于15 mL聚丙烯离心管中，加入10 μL 10 ng/mL内标溶液和10 mL 50 mmol/L NaOH-甲醇，涡旋混匀、加热超声30 min，摇床16 h后取下，在9500 r/min 0 ℃条件下离心15 min，取上清液。将上清液置于40 ℃水浴下氮吹至近0.5 mL，加入超纯水定容至8 mL，涡旋混匀后在9500 r/min条件下冷冻离心15 min，取上清液上样，同时对WAX固相萃取柱进行活化，依次使用6 mL 9%（v/v）氨水甲醇、6 mL甲醇、6 mL水活化，上样后依次用2 mL 2%（v/v）甲酸水、2 mL 2%（v/v）甲酸-甲醇水（v:v=1:1）、2 mL甲醇淋洗，抽干，最后用6 mL 9%（v/v）氨水甲醇洗脱至15 mL聚丙烯离心管中，在40 ℃下水浴氮吹吹干，准确加入1 mL甲醇水溶液（v:v=1:1）复溶，涡旋混匀，过0.22 μm尼龙膜。

1.2.3 检测条件 样品经过前处理，采用HPLCMS/MS对14种PFASs进行分析测定。色谱参数：色谱柱采用ACQUITY UPLC BEH-C18，2.1 mm×50 mm×1.7 μm；柱温：40 ℃；流速：0.4 mL/min；进样体积：10 μL；有机相：甲醇；无机相：2 mmoL/L醋酸铵水溶液；梯度洗脱程序，见表3；质谱参数见表4。电离模式采用电喷雾负离子化模式（ESI）；毛细管电压：0.5 kV；离子源温度：150 ℃；脱溶剂温度：550 ℃；锥孔气流量：50 L/h；脱溶剂气流量：1000 L/h；碰撞气：氩气。

表3 PFASs梯度洗脱程序Table 3 PFASs gradient elution procedure

表4 PFASs的质谱采集参数Table 4 Mass spectrometric collection parameters of PFASs

式中：D为PFASs通过食用途径进入人体的日均摄入量，ng/（kg·d）；CPFASs为样品中PFASs的含量，ng/g；DC为食物的日均消费量，ng/（kg·d），BW代表人的体重，按照我国一个标准人（18~45岁，体重为63 kg，从事轻体力劳动的成年男性）的平均体重为63 kg[31]，日均参考摄入量（reference dose，RfD）为PFOS和PFOA的日均参考剂量，ng/（kg·d），参照欧洲食品安全局的剂量值，PFOS和PFOA的AWI分别为13和6 ng/kg BW/week[20]，即两类物质的RfD分别为1.857和0.857 ng/kg BW/day，在其他PFASs没有参考剂量的情况下，本研究均采用PFOA的参考剂量；HR为危害指数，HR>1表示人体暴露污染物具有潜在健康风险，HR<1表示人体暴露污染的潜在健康风险较低。

1.3 数据处理

数据的统计分析及绘图采用SPSS19.0、Origin Pro 8软件。

2 结果与分析

2.1 方法学考察

为了验证食品中PFASs萃取、分析流程的可靠性，每一类样品都进行了0.5、2、10 ng/g浓度水平（n=6）的加标回收率实验。通过回收率和相对标准偏差（relative standard deviation，RSD）来确定方法的精密度和准确度。定量方法采用基线-内标法，以3倍信噪比（Signal-noise ratio，S/N）确定目标化合物的检出限（limit of detection，LOD），以10倍的S/N确定目标化合物的定量限（limit of Quantitation，LOQ）。本研究中14种PFASs的LOD为0.003 ng/g，LOQ为0.01 ng/g，基质标准曲线的线性范围为0.100~20.000 ng/g，浓度范围内决定系数（R2）在0.9940~0.9998之间，加标回收率（n=6）范围为81%~120%，相对标准偏差为0.70%~12.28%，满足分析要求。数据统计分析时，低于检测限的结果记为ND。

2.2 湖北某地动物源食品中PFASs的污染水平和残留特征

该典型地区动物源食品中，水产类食品、蛋类食品和肉类食品的检出种类较乳制品高（表5）。其中对于该典型地区水产类食品中14种PFASs，PFOA、PFOS、PFNA、PFDA、PFUdA这5种PFASs的检出率达到了100%，另外PFBA（94.74%）、PFHxA（52.63%）、PFDS（73.68%）、PFDoA（63.16%）、PFTrDA（78.95%）和PFTeDA（78.95%），这6种检出率大于50%；PFBS（10.53%）、PFHxS（47.37%）、PFHpA（21.05%）这3种PFASs的检出率低于50%。该典型地区蛋类食品中，14种PFASs中有6种PFASs达到了100%，分别是PFBA、PFOA、PFOS、PFDS、PFUdA、PFDoA，另外检出率大于50%的物质有3种，分别为PFHxA（87.50%）、PFNA（75.00%）、PFDA（87.50%），检出率小于50%的PFASs有5种，为PFHxS（37.50%）、PFHpA（12.50%）、PFTrDA（12.50%）、PFBS（0.00%）、PFTeDA（0.00%）。该典型地区肉类食品中PFASs的检出率在100%的有1种，为PFDoA；检出率在50%以上的有8种，分别为PFBA（78.57%）、PFOA（85.71%）、PFOS（85.71%）、PFNA（78.57%）、PFDA（85.71%）、PFDS（85.71%）、PFUdA（92.86%）、PFTrDA（92.86%）；检出率在50%的有PFHxS；检出率小于50%的有4种，分别为PFBS（0%）、PFHpA（0%）、PFHxA（7.14%）、PFTeDA（7.14%）。对于该典型地区的乳制品中14种PFASs，PFOA、PFDS、PFTeDA这3种PFASs的检出率达到了100%；PFBS和PFDoA这2种PFASs的检出率为50%；PFBA（21.43%）的检出率小于百分之50%；其他8种PFASs的检出率均为0%。乳制品中大多数PFASs检出率较低，原因是没有本地生产的乳制品，本次采集的乳制品是当地销量较高并且产自外地的乳制品。该地动物源食品中PFASs的检出率，高于我国东部地区鸡肉中PFASs的检出率[32]。从∑PFASs浓度范围来看，该典型地区水产类食品中∑PFASs的浓度范围最大，为0.381~75.114 ng/g，乳制品中∑PFASs的浓度范围最小为0.116~0.275 ng/g。从∑PFASs的均值来看，该地四类动物源食品中∑PFASs平均浓度呈现水产品（8.655 ng/g）>蛋类（4.163 ng/g）>肉类（0.742 ng/g）>乳类（0.167 ng/g）。蛋类食品中∑PFASs的均值略低于长三角珠三角地区蛋类食品中∑PFASs的均值（1.873 ng/g）[33]。水产类食品的∑PFASs的均值低于黄海水域水产中的均值（15.7 ng/g）[34]，略高于北京市密云水库水产中的均值（7.05 ng/g）[35]。肉类食品中∑PFASs均值低于我国长三角和珠三角地区肉类中的均值（2.929 ng/g）[33]，高于新疆地区肉类中的对应值（0.7618 ng/g）[25]。乳制品中∑PFASs的均值低于中国台湾乳制品中∑PFASs平均浓度[36]。整体来看，湖北某典型地区动物源食品受到PFASs的污染程度在全国范围内处于中等水平。但是，该地动物源食品中各类PFASs的检出率在全国范围内处于较高水平，表明当地存在PFASs的污染，这与当地有氟化工厂的实际情况一致。

表5 湖北某典型地区动物源食品中PFASs的污染水平和检出率Table 5 Contamination level and detection rate of PFASs in animal food from a typical area in Hubei Province

2.3 湖北某地各类动物源食品中PFASs残留情况对比

湖北某地各类动物源食品中∑PFASs污染水平不尽相同，水产类食品（鳊鱼、乌鳢、鲫鱼、鳊鱼、草鱼）和蛋类食品（鸡蛋、鸭蛋）中PFASs的污染水平高于肉类食品（鸭肉、鸡肉、猪肉）和乳制品（酸奶）中PFASs的污染水平。从动物源食品中PFASs的种类来看，该地动物源食品中PFASs以中短链（碳原子的数目小于11）为主（图1）。

图1 我国某地动物源食品中PFASs的残留水平Fig.1 Concentration of PFASs in animal food from a typical area in China

在肉类食品，牛肉食品的∑PFASs污染水平最高，为0.765 ng/g。猪肉的∑PFASs污染水平最低，为0.535 ng/g。牛肉食品中浓度最高的两种物质是PFBA（0.257 ng/g）和PFOS（0.249 ng/g）。与本研究结果类似，新疆地区牛肉中的主要污染物质为PFOS，但是新疆地区牛肉中PFOS的浓度水平仅仅为0.010 ng/g[37]，远远低于本研究中PFOS的浓度水平。这可能是由于两地经济发展水平存在差异，新疆地区地处我国西北边陲，工业发展水平尚不如内陆地区，环境受工业氟化物污染水平较低，因此牛肉中PFOS的污染水平远远低于本研究中牛肉的PFOS污染水平。当地鸭肉食品中含量最高的PFASs也是PFOS（0.157 ng/g），其次为PFDoA（0.121 ng/g）、PFBA（0.097 ng/g），当地鸡肉食品中浓度最高的PFASs是PFOS（0.286 ng/g），其次为PFDoA（0.117 ng/g）和PFUdA（0.047 ng/g）。可见当地鸭肉中PFASs的浓度水平略高于当地鸡肉中PFASs的浓度水平，可能的原因在于鸭生活的环境（陆地、池塘等）较鸡生活的环境（陆地）较为复杂。PFASs在水中和藻类植物中普遍存在，饮池塘水和摄食藻类，都增加了鸭PFASs的暴露水平[38]。当地猪肉食品中浓度最高的为PFBA（0.229 ng/g），其次是PFDoA（0.132 ng/g）>PFOA（0.060 ng/g）>PFOS（0.042 ng/g）。可见，当地猪肉中PFASs的污染主要来自于中短链的PFASs。而有关中国台湾的猪肉报道中PFASs主要来自于中长链，含量最高的三种PFASs分别为PFOA（5.91 ng/g）、PFDA（3.68 ng/g）、PFDoA（1.68 ng/g）[32]。

在蛋类食品中，鸡蛋中∑PFAS的污染水平大于鸭蛋中∑PFAS的污染水平，其中鸡蛋中∑PFAS的浓度高达6.049 ng/g，鸭蛋中∑PFAS的浓度为2.514 ng/g。这与齐彦杰等[24]和Qi等[33]的调查结果相反，Qi和齐彦杰等的调查结果表明，鸭蛋中PFASs的含量高于鸡蛋中PFASs的含量。这类差异产生的原因可能是本次采集的市售鸭蛋来自于外地，鸡蛋产于典型地区本地（存在氟化工厂），本地鸡蛋较受到PFASs排放物的污染的可能性比较大。此外，本研究结果显示，该地蛋类食品中PFASs的污染以中短链为主，且鸡蛋和鸭蛋中含量最高的两类物质均为PFOS和PFBA，其中鸡蛋中PFOS和PFBA的浓度水平分别为5.580、0.319 ng/g；鸭蛋中PFOS和PFBA的含量分别为1.737、0.391 ng/g。

在水产品中，各水产食品中∑PFAS污染水平呈现鲢鱼（11.680 ng/g）>乌鳢（2.156 ng/g）>鲫鱼（1.766 ng/g）>鳊鱼（1.216 ng/g）>草鱼（0.754 ng/g）的趋势。其中，鲢鱼和乌鳢为肉食性鱼类，鲫鱼为杂食性鱼类，鳊鱼和草鱼属于草食性鱼类。而浮游动物中PFASs的含量普遍高于浮游植物中的PFASs的含量，因此以动物基质为食的肉食性鱼类中∑PFAS污染水平大于杂食鱼类中∑PFAS污染水平，杂食性鱼类中∑PFAS污染水平大于素食性鱼类中∑PFAS污染水平。从北京水库的鱼类样品中，同样发现不同鱼之间的摄食差异会显著影响PFASs在鱼体内的富集浓度[35]。此外，本研究中鲢鱼中PFOS（9.817 ng/g）、PFUdA（0.359 ng/g）和PFBA（0.350 ng/g）为主要的污染成分，乌鳢中PFOS（0.705 ng/g）、PFUdA（0.411 ng/g）和PFTrDA（0.209 ng/g）为主要的污染成分。鲫鱼中PFBA（0.830 ng/g）和PFOS（0.345 ng/g）和PFDA（0.179 ng/g）为主要的PFASs，鳊鱼中PFUdA（0.142 ng/g）、PFDA（0.135 ng/g）和PFOS（0.127 ng/g）为主要的PFASs，草鱼中PFBA（0.344 ng/g）、PFUdA（0.081 ng/g）和PFDA（0.071 ng/g）为主要的PFASs。可见，除草鱼外，该地水产样品的主要成分中都含有PFOS，且当地鲢鱼中PFOS的污染较为严重，说明当地水域受到较为严重的PFOS污染。另外，当地水产中PFASs的污染以中链的PFASs为主。Han等[23]发现，我国胶州湾地区水产品中残留的PFASs以中链为主，与本研究一致。

在乳制品中，当地市售酸奶的∑PFAS的污染水平为0.138 ng/mL,其中PFTeDA为主要的污染来源，浓度为0.060 ng/mL，其次为PFOA（0.025 ng/mL）和PFBA（0.023 ng/mL）。余宇成[26]的研究结果表明，我国牛奶（乳制品）中的排名前三的PFASs分别为PFOS（0.126 ng/mL）、PFOA（0.093 g/mL）、PFBA（0.072 g/mL）。对比发现，两地乳制品中主要的PFASs均含有PFOA与PFBA，可见乳制品较容易受到上述两种PFASs的污染。

2.4 湖北某典型地区PFASs的膳食摄入风险

当污染物浓度数据量较少或呈偏态分布时,通常以浓度的中位数水平评估暴露的一般水平为宜[39]。因此，本研究以食品中PFASs的中位数评估反映湖北省某典型地区标准人的一般暴露水平。湖北某典型地区各类动物源食品中各类PFASs的污染水平不同，不同种类的动物源食品中PFASs的浓度有差异，因此危害指数也不同。由于PFOA和PFOS是目前受关注最多的PFASs，而PFBA是本研究结果中动物源食品中存在的主要PFASs，因此本研究选取动物源食品中的PFBA、PFOA和PFOS对当地一个标准人产生的暴露风险进行评估。评估结果显示（表6）,水产类食品和蛋类食品中PFOS的危害指数分别达到了2.462和1.581，表明会对当地居民的身体健康产生潜在危害。蛋类食品中PFOS的危害指数高于长三角、珠三角地区[29]，水产类食品中PFOS的危害指数高于中国台湾水产类PFOS的危害指数[32]。值得注意的是，当地居民摄食水产中的PFOS产生的潜在危害主要来自于鲢鱼，摄食蛋类产生的潜在危害主要来自于鸡蛋，因此这两类食物应当引起当地居民的注意。此外，水产类食品中PFBA的危害指数达到了0.483，是排名第三的危害指数（表6）。研究证明，长链PFASs的毒性比短链PFASs的毒性强[40]，这里以PFOA（中链）作为PFBA（短链）和PFDoA （长链）的参考剂量标准，故对PFBA（短链）的危害指数估值偏高，即PFBA（短链）的危害指数可能低于估值，这还需要进一步研究。本研究的结果显示（表6），只有两大类（水产类食品和蛋类食品）中PFOS的危害指数超过了1。但是由于这四类动物源食品（水产类、蛋类、肉类、乳制品）是人们日常饮食不可缺少的膳食组成，会通过摄食一起进入人们体内，会增加人们膳食暴露PFASs的风险，因此不容忽视。

表6 湖北某典型地区动物源食品PFASs危害指数Table 6 PFASs hazard index of animal food in a typical area of Hubei Province

3 结论

我国某典型地区动物源食品中，14种PFASs均有不同程度被检出，检出以PFBA、PFOA、PFOS为主要污染物。同时，食品中PFASs的浓度受食品基质的影响，各种类动物源食品中PFASs残留组成有差异，从∑PFASs浓度范围来看，该典型地区动物源食品中，水产类食品∑PFASs的浓度范围最大，为0.381~75.114 ng/g，乳制品∑PFASs的浓度范围最小为0.116~0.275 ng/g。从∑PFASs的均值来看，该地四类动物源食品中∑PFASs平均浓度呈现水产品（8.655 ng/g）>蛋类（4.163 ng/g）>肉类（0.742 ng/g）>乳类（0.7167 ng/g）。此外，各类食品不同种食品PFASs也呈现各自的特征，其中不同水产品中∑PFASs的中位数呈现鲢鱼（11.680 ng/g）>乌鳢（2.156 ng/g）>鲫鱼（1.766 ng/g）>鳊鱼（91.216 ng/g）>草鱼（0.754 ng/g）的趋势，不同蛋类食品中∑PFASs的中位数呈现鸡蛋（6.049 ng/g）>鸭蛋（2.514 ng/g）的趋势，不同肉类食品中∑PFASs的中位数呈现牛肉（0.765 ng/g）>鸭肉（0.665 ng/g）>鸡肉（0.547 ng/g）>猪肉（0.535 ng/g）的趋势，乳制品中，酸奶中∑PFASs的中位数为0.138 ng/g。

摄食食品中PFASs产生的危害指数结果显示，该典型地区鲢鱼和鸡蛋中PFOS的危害指数分别达到了2.369和1.572，会对人体产生潜在健康危害，建议当地居民减少这种食品的膳食摄入量。

此外，由于本研究涉及到的食品只占据我国人类膳食结构的一部分，若要较准确且全面地评估当地居民摄食食品中PFASs产生的潜在健康风险，还需探究当地植物源食品和生活饮用水中PFASs的污染水平并进行暴露评估。