摘 要 多環芳烴(PAH)物質具有致癌和致畸性，因此，食品中的PAH物質需要嚴格檢測和控制。本文介紹了食品中的PAH物質的提取和純化，重點綜述對提取和純化得到的含有PAH物質的測試方法，包括高效液相色譜法、氣相色譜法、色質聯用分析方法、二階雷射質譜法和酶聯免疫分析方法，並對其檢測方法的發展趨勢進行了評述和展望。
關鍵詞 食品 多環芳烴(PAH) 檢測方法 研究進展
引言
多環芳烴（polycyclic aromatichydrocarbons,以下簡稱PAH）是指兩個以上苯環以稠環形式相連的化合物，是有機化合物不完全燃燒和地球化學過程中產生的一類致癌物質，由於這些化合物的致癌和致畸性，對PAH痕量分析成為一個重要課題[1]。食品中的PAH汙染有不同的來源，主要是環境和食品加工過程的汙染。其中，加工過程又被認為是最主要的方式，包括食品的煙燻、烘乾和烹飪過程。國際食品法典已規定了加工(如煙燻、烘乾)及高溫烹調 (燒烤、煎炸) 食品的PAH值，如在個別的煙燻魚和肉製品中的PAH限值為200μg/kg。
由於PAH化合物的毒性，應嚴格控制其在食品中的含量。因此，食品中PAH的檢測十分重要。本文首先介紹了食品中PAH的提取和純化的手段和途徑，然後介紹幾種PAH的檢測方法，以期更好地保障食品的衛生安全。
食品中PAH的提取和純化
食品的成分一般包括水、脂肪類化合物、芳香烴和有機酸等，其中含有的PAH物質是非極性物質，可以使用多種有機溶劑如氯仿、石油醚、醇類、丙酮、苯等多種物質進行提取。目前提取PAH物質的主要方法有固相萃取、超臨界流體萃取、超聲波提取和索式提取等幾種。
通過有機溶劑提取到的PAH物質中可能還含有一定量的非芳烴雜質，這些雜質可能干擾PAH的定量檢測。因此，對於提取到的試樣，可以根據PAH具有的兩個特點即脂溶性和芳香性進行濃縮或純化。
PAH的檢測方法
對於提取和純化得到的試樣，需要藉助一些高精儀器進行分析。目前，PAH的檢測方法為高效液相色譜法、氣相色譜法、色質聯用分析方法、二階雷射質譜法和酶聯免疫分析方法等。
1.高效液相色譜法（high performance liquidchromatography, HPLC）
目前，PAH的常規檢測方法為高效液相色譜法，其分離方法大多為梯度淋洗法。我國的國家標準為甲醇和水的梯度淋洗[2]，而國外的方法為乙腈和水的梯度淋洗[3]。上述兩種方法儘管能夠實現多環芳烴的分離，但其缺點是分析時間長（我國的國家標準為60min），並存在基線漂移的問題。
很多研究者在PAH的富集方面進行了方法的探索和創新。液-液萃取的方法需要耗費大量的超純試劑，並且萃取液有時會出現乳化現象，既浪費試劑又容易導致誤差。鬱建栓[4]採用固相萃取（solidphase extraction,SPE）技術對痕量多環芳烴化合物進行富集，採用90%乙腈作為流動相進行等梯度洗脫，用螢光檢測器進行檢測，實現了試樣中痕量多環芳烴化合物的分離分析，富集和分離效果好，分析時間短，無基線漂移，同時節省了試劑，每個樣品的分析時間小於15min，利用螢光檢測技術實現了試樣中7種多環芳烴的痕量分析。7種多環芳烴的檢出限（ng/L）分別為：熒蒽1.17，苯並(a)蒽0.68，苯並(b) 熒蒽1.02，苯並(k) 熒蒽0.26，苯並(a)芘 0.46，二苯並(a h) 0.70，苯並(ghi)北1.29。試樣過柱流速為2ml/min時，7種多環芳烴的吸附回收率分別為：熒蒽125.5%，苯並(a)蒽 98.5%，苯並(b)熒蒽95%，苯並(k) 熒蒽73.7%，苯並(a)芘 72.4%，二苯並(a h) 78.5%，苯並(ghi) 北78%。
LiuYu等人[5]採用多孔層的固相微萃取技術（SPME）對試樣中的多環芳烴化合物進行富集，再聯合HPLC進行測定。多孔覆蓋層是通過5μm的矽石顆粒連接苯基、C8及單性和多性的C18固相以進行HPLC分析。該法也有幾個因素影響到PAH物質的萃取，如連接相的官能團、鏈的長短以及相的性質（單性或多性）。
Garica等人[6]考察了採用SPE（固相萃取）、SPME（固相微萃取）技術聯合HPLC以及螢光監測器測定飲用水中的PAH物質的可行性。研究了纖維性質、萃取化合物的量以及有機溶劑、鹽的投加量、取樣溫度、取樣時間對SPME萃取效果的影響。對SPE技術考察了試樣投加乙腈的量、試樣存放的條件如溫度和時間以及萃取溶劑的類型、體積對萃取效果的影響。試驗結果表明，兩種萃取技術聯合HPLC都可以用於飲用水中PAH物質的測定。相比之下，SPE技術比SPME技術在回收、準確性以及測定範圍上更有優越性。Yang等人[7]採用臨界水的萃取方法，並採用HPLC技術進行測定PAH物質，也具有一定的可行性。
2.氣相色譜法（gas chromatography, GC）
王丹華[1]等人採用溶膠凝膠技術，加入自製的新化合物端羥基冠醚，成功地塗制了固相微萃取塗層，用半揮發性的有機汙染物多環芳烴評價了塗層的基本性能，並對實際水樣中的多環芳烴採用GC方法進行了分析。該方法的線性範圍在0.1～10μg/L，檢出限在0.001～0.03μg/L，8種多環芳烴化合物測定的相對標準偏差在2.05%～9.80%，回收率在85%以上。其微萃取塗層是由4,5-二羥(丙基)甲醚基-苯並15冠-5合成。塗層主要由端羥基矽油、二端羥基冠醚、四乙氧基矽烷、含氫矽油組成，冠醚在塗層中的含量為9％(g/g)，經三氟乙酸(含5％水)催化水解，發生縮聚反應形成三維空間網絡結構。該方法重現性好，塗層厚度易控制，本實驗採用自製80μm聚矽氧烷冠醚的萃取頭，萃取頭長度1cm。
3.色質聯用分析方法（gas chromatography-massspectrometry, GC-MS）
潘海洋等人[8]參照美國EPA525.1方法，C18-固相萃取膜萃取飲用水中的有機物，利用GC/MS法鑑定多環芳烴(PAH)，使用16種多環芳烴混合標準樣繪製標準曲線，以內標法對PAH進行定量分析。採用本方法研究某水樣中的7種多環芳烴的含量，PAH的平均回收率為94.0%～97.7%，檢測限為0.001g/L。
Veronica等人[9]研究了固相微萃取技術（SPME）對水中的多環芳烴化合物進行富集並聯合GC-MS進行測定的情況，考察了PAH物質在離子和非離子膠束影響下的分離情況。使用85μm聚丙烯酸和100μm二甲基矽氧烷聚合物塗層的纖維和陰離子（十二烷基硫酸,SDS）、陽離子（十六烷基三甲基色氨酸, CTAB）、非離子（聚乙氧基-10-月桂醇,POLE）表面活性劑進行了PAH物質的萃取，結果表明SPME技術是一個可行的處理手段。
Steven 等人[10]採用SPME萃取和GC-MS測定空隙水（porewater，沉澱物中的空隙水）中的PAH物質（測定範圍ng/L～mg/L）。這種方法可以達到測定範圍的要求，同時要求的水樣體積小，可以減少水樣的收集、運輸以及貯存等程序。四種汙染程度不同的沉積物（50mg/kg34PAH～10000mg/kg總PAH）用SPME技術進行預處理，每次用1.5ml的空隙水進行分析測定34種PAH。水樣通過離心這些沉澱物，並進行絮凝沉澱後獲得。定量校準通過向標準水樣中和空隙水中加入15種2～6環的、全氘化的PAH進行。SPME聯合GC-MS的響應因子可以進行22烷基的PAH的測定，也可以用來校準18組烷基PAH物質。DOC（4mg/L～7mg/L）不影響2～3環的PAH物質的測定；而4～6環的PAH的測定受DOC的濃度影響，其與DOC/水的分配係數有關（KDOC），logKDOC的範圍為4.1(熒蒽)～5.6(苯並[ghi]芘)。但是DOC的影響對EPA規定的34中PAH物質並沒有很大的影響，因為86％～99％的PAH物質是2環和3環的PAH。
4.二階雷射質譜法
Thomas[11]等人採用二階雷射質譜儀（two-step laser massspectrometry, L2MS）測定PAH。採用自製的L2MS系統進行測定，用多模式的CO2雷射儀(Alltec 853 MS,Lübeck, 德國。λ= 10.6 μm,，0.6 J/cm2,107.5ns)與樣品表面形成45℃的傾角進行消融。採用遠端機械控制方式使樣品能夠進行自動旋轉到新的角度以進行雷射消融。通過光參振蕩器（OPO）(MOPO-730D10,Spectra Physics Lasers Inc., Mountain View,CA)提供離子化的雷射輻射，並通過應用Nd:YAG激發的雷射調諧技術(GCR-230, Spectra Physics LasersInc.)進行三次諧波輸出。在波長225～280nm範圍內進行離子化效率的研究，脈衝幅長為8ns。對水樣進行分析時，雷射波長為250nm。
Emmenegger等人[12]採用二階雷射質譜法進行定量分析水中的痕量PAH物質（ng/L）。30ml水樣經過PVC膜進行萃取後，直接進行L2MS的測定。該方法可以進行3環到6環的PAH物質的定量測定，測定的範圍為2～125ng/L。此方法的萃取效率為75％～90％。
5.酶聯免疫分析方法 （enzyme-linked immunosorbentassay, ELISA）
免疫分析法是近幾年發展起來以抗原與抗體的特異性、可逆性結合反應為基礎的新型分析技術。免疫反應具有很高的選擇性和靈敏性。作為相對獨立的檢測方法，即基於競爭結合分析原理的免疫測定法，包括酶聯免疫吸附測定(ELISA)、放射免疫測定法(RIA)、固相免疫傳感器等方法。目前使用最普遍的是酶聯免疫法(ELISA)，具有操作簡便、靈敏度高、樣品容量大、儀器化程度和分析成本低的優點，是目前理想的殘留篩選性分析方法之一，該方法在美國已經得到了很大程度的接受和應用[13]。Barcelo等人[14]採用ELISA的方法測定和水中的PAH，同時將測定結果與GC-MS方法進行對比。其採用的預處理程序同Manuel等人的方法相同[15]，水樣放置於經過Mucasol(Merz+Co)試劑洗滌和二氯甲烷浸洗的棕色玻璃瓶中（容積2.5l）。水樣經過玻璃纖維過濾，同時加入80mg/L的Na2S2O3（通過精加工的飲用水配置）作為脫氯劑。為了進一步抑制生物活性，所有的水樣通過加入6NHCl 調節pH值為2。然後通過C18 Empore disks (商品型號及產地： JT Baker, Deventer,NL)進行萃取，PAH的回收率為70%～95%。
Dietmar[16]等人研究了採用ELISA方法測定PAH的可行性，並與HPLC測定的結果進行了對比。採用HPLC方法測定的水中主要含有2環和3環的PAH物質（萘、苊、芴、菲、蒽），也包含芘和熒蒽這些化合物。採用ELISA方法沒有發現假陰性（falsenegative）的樣品（即測定濃度小於0.2μg/L），但是存在18％假陽性（falsepositive）樣品存在（即測定濃度大於0.2μg/L）。
綜上所述，儘管目前已發展了多種分離和檢測PAH物質的方法，HPLC方法和GC-MS方法是具有普遍應用價值的方法。它們的測量精度高，適於標準化，但往往需要進行複雜的樣品處理，檢測靈敏度也受限於配套的檢測器，對設備的要求較高，隨著技術的發展可革新。酶聯免疫分析方法也會引起較大的關注，免疫法對樣品處理要求低、設備和操作簡單，比現行的方法靈敏度更高，特別適合於基層單位進行簡單快速的檢測使用以及大批量樣品的普檢初篩，但因其自身的局限性，重現性和準確定量方面不及HPLC等方法，在實際工作中可將兩者結合，實現從初篩到定量的快速準確檢測。
參考文獻
[1] 王丹華，邢鈞，吳採櫻.用自製新型端羥基冠醚固相微萃取塗層快速監測水中痕量多環芳烴. 分析科學學報，2003，19(2): 109-112.
[2] GB13198-91，六種多環芳烴的測定高效液相色譜法.
[3] SUPELCO Separation technologies， GC/HPLCBulletin 773G1-3.
[4] 鬱建栓. 固相萃取/等梯度高效液相色譜快速分析地表水中痕量多環芳烴化合物.現代科學儀器， 2000， 2: 26-37.
[5] Liu Yu， Lee L Milton. Solid-phasemicroextraction of PAH from aqueous samples using fibers Coatedwith HPLC chemically bonded silica stationary phases. Anal.Chem，1997， 69，5001-5005.
[6] Garcia-Falcon M S，Perez-Lamela M，Simal-Gandara J. Comparison of strategies for extraction of highmolecular weight polycyclic aromatic hydrocarbons from drinkingwaters. J. Agri Food Chem. 2004， 52， 6897-6903.
[7] Yang Yu， Li Bin. Subcritical waterextraction coupled to high-performance liquid chromatography. Anal.Chem.1999, 71, 1491-1495.
[8] 潘海祥，麥碧嫻，莊漢平，等.使用C18-固相萃取膜-色質聯用定量分析飲用水中痕量多環芳烴的初步研究.分析化學，1999，27(2): 140-144.
[9]Veronica Pino， Juan H. Ayala， VenerandoGonzalez， et al. Solid-Phase Microextraction Coupled to GasChromatography/Mass Spectrometry for Determining PolycyclicAromatic Hydrocarbon-Micelle Partition Coefficients. Anal. Chem.2004， 76，4572-4578.
[10] Steven B H， Carolb G， David J M，et al.Solid-phase microextraction measurement of parent and alkylpolycyclic aromatic hydrocarbons in milliliter sediment pore watersamples and determination of KDOC values. Environ. Sci. Technol.2005， 39， 2795-2803.
[11] Thomas D. Bucheli， Olivier P. Haefliger,Rolf Dietiker Jr. et al. Analysis of water contaminants and naturalwater samples using Two-Step Laser Mass Spectrometry. Anal. Chem.2000, 72，3671-3677.
[12] Emmenegger C， Kalberer M， Morrical B， etal. Quantitative analysis of polycyclic aromatic hydrocarbons inwater in the low-nanogram per liter range with two-step laser massspectrometry. Anal. Chem.2003，75，4508-4513.
[13] Van Emon， J. M.Gerlach， C. L. A StatusReport on Field-Portable Immunoassay. Environ.Sci. Technol. 1995，29(7): 312A-317A.
[14] Barcelo D, Oubina A, Salau J.S， etal. Determination of PAH in river water samples by ELISA. AnalyticaChimica Acta.1998，376: 49-53.
[15] Manuel J. Fernandez, Ce′sar Garcia，Rafael J. Garcia-Villanova, et al. Evaluation of Liquid-LiquidExtraction and Liquid-Solid Extraction with a New Sorbent for theDetermination of Polycyclic Aromatic Hydrocarbons in Raw andFinished Drinking Waters. J. Agric. Food Chem. 1996， 44，1785-1789.
[16] Dietmar K， Martin S，Virpi V， et al.Determination of polycyclic aromatic hydrocarbons in contaminatedwater and soil samples by immunological and chromatographicmethods. Environ. Sci. Technol. 2000，34， 2035-2041.
（作者單位：河南省商丘市質量技術監督局檢驗測試中心）