李佩佩，龙 举，方 益，严忠雍，张小军

(浙江省海洋水产研究所，浙江省海洋渔业资源可持续利用技术研究重点实验室，舟山 316021)

全氟化合物(PFCs)是一类人工合成的化合物，其分子结构由疏水骨架([F(CF2)x]和亲水端基官能团(羧基、磺酸基、膦酸基、季铵基等)构成，按照官能团可分为全氟烷基羧酸类(PFCAs)、全氟烷基磺酸类(PFSAs)、全氟烷基磺酰胺类(PFOSAs)、全氟调聚醇类(FTOHs)、全氟磷酸及其酯等。自1947年3M 公司首次合成全氟辛酸(PFOA)以来，PFCs已有70年多年的发展历史，包含3 000多种化合物。PFCs具有表面活性高、热稳定性和化学稳定性好等特点，在纺织、造纸、皮革处理、消防泡沫、地板抛光剂、洗发剂、涂料、炊具等消费品制造业和工业生产中应用广泛[1-2]。由于PFCs的分子结构式中含有大量完全氟化的碳链，而C－F 键是已知最强的高能共价化学键，使其具有强稳定性、难降解性、持久性和生物富集性等特点，在水体[3-4]、大气[5-6]、沉积物[7-8]、生物体[9-10]、人体[11-12]甚至鲜有人类活动的大洋、南北两极和青藏高原等偏远地区的哺乳动物和水体中[13-14]均有分布，已成为一类广受关注的新型有机污染物。除PFCs外，PFCs的前体物质也是环境中PFCs污染的重要来源，其主要包括氟调聚丙烯酸酯(FTACs)和氟调聚酸(FTCAs)。氟辛烷磺酸(PFOS)和PFOA 是环境中最典型的两种PFCs，也是其它PFCs及前体物质在环境中的最终转化产物。

PFCs及其前体物质的迁移和分布、生物转化、毒理效应及健康风险评估等的研究已受到非常多的关注。环境流行病学研究揭示人体全氟烷基酸含量与癌症、哮喘等多种不良健康效应之间存在正相关性[15-17]，毒理学研究表明PFCs具有肝脏毒性、免疫毒性、生殖和发育毒性、内分泌干扰性以及潜在致癌性。因此，许多国际组织和国家对PFCs进行了限制。2009 年PFOS 及其盐和全氟辛基磺酰氟(POSF)作为新的持久性有机污染物被列入《斯德哥尔摩公约》；2011 年欧盟发布的调查报告显示PFCs在水产动物源食品中的残留水平明显高于陆源食品的，提出要对水产动物源性食品进行PFCs常态化监控；2017 年欧盟法规(EU)2017/1000 将PFOA 列为限制物质，PFOA 及其盐类含量应小于25μg·kg－1，PFOA 相关物质单项或者多项总含量应小于1 000μg·kg－1。

建立可靠灵敏的样品前处理和测定方法是分析方法开发的首要基础。目前国内外的相关研究较多，而涉及环境水体和沉积物中PFCs的分析方法的研究较多，水产品的相对较少。在综述类文献方面，关于环境样品中PFCs分析方法的综述已有报道，但水产品的较少。

食物特别是海鲜类食物是人体PFCs的主要暴露源[18]，但是水产品中PFCs的分析非常具有挑战性，面临许多问题:①PFCs种类多，异构体多，不同基团的极性相差大；②PFCs在环境和生物体中的含量低，处于痕量水平，鱼类样品中的PFCs的质量分数低至亚ng·g－1，甚至ng·g－1水平；③试验器材，如质谱检测仪器管路，广泛采用PFCs材料，会带来严重的背景污染；④水产品组成相比于水体和沉积物的更为复杂。针对以上问题，根据所测PFCs的种类和样品基质的类型选择合适的前处理方法和测定方法是很有必要的。因此，本工作对近年来水产品中PFCs的前处理方法、测定方法和分布特征进行归纳总结，以期为水产品中PFCs的研究提供参考。

1 前处理方法

1.1 提取

水产品中PFCs的提取方法主要包括有机溶剂-水提取[19-20]、碱性消化提取[21-23]、离子对液液提取(IPE)[24-25]、加压液体萃取[26]以及超声萃取[27-28]等。

碱性消化法可以破坏水产品中的脂肪和蛋白质，碱性消化法常用的碱为Na OH 或KOH，介质为甲醇或水。一般情况下，碱-甲醇溶液的消解效果好于碱-水溶液的。此种方法的消化过程与酶解法的类似，存在消化时间长(10～16 h)，操作步骤繁琐等问题。

离子对提取的原理和一般操作步骤为:在碱性条件下(pH 10)，样品中的PFCs与四丁基硫酸氢铵(TBA)结合成中性分子，再用叔甲基丁基醚(MTBE)进行提取。生物基质中应用离子对萃取一般需要先将样品进行碱消化。其优点是操作简便，缺点是共提取物多，基质干扰大，特别是在处理含脂肪多的样品基质时会出现乳化现象，影响定量的准确性。

有机溶剂-水提取法中有机溶剂一般采用乙腈、甲醇以及其酸化液、四氢呋喃等，此方法具有净化效果好，操作时间短，基质干扰小，操作简便等特点，更适合水产品中PFCs的提取。

1.2 净化

净化方法主要包括:离子液液提取后，用硫酸洗涤和二氧化硅柱层析或者直接采用二氧化硅柱清洗[29-30]。有机溶剂-水提取法的提取液可采用分散石墨化碳(Envi-carb)和/或弱阴离子交换(WAX)固相萃取、混合模式(C8＋氨基丙基)固相萃取(SPE)[27，31-32]、QuECh ERS 或分散固相萃取(d-SPE)[33-35]、反向液液萃取[36]、凝胶渗透色谱[37]、低温冷冻去脂[19，38]等方法净化。

目前，固相萃取和基质分散固相萃取是水产品中PFCs分析最常用的净化方法，而常用的固相萃取柱主要为HLB，WAX 和Envi-carb固相萃取柱。其中，WAX 固相萃取柱基于离子交换作用机制，对强酸性化合物(lg pKa＜5)有较强的保留作用而应用最多，采用WAX 净化提取液时，短链PFCs(C4－C6)的回收率高于长链PFCs(nC＞7)的；当采用Envi-carb柱净化时则得到相反的结果；这是由于长链PFCs比短链PFCs具有更强的疏水性和更弱的酸性，致使其在WAX 柱中保留较弱[19]，而Envi-carb柱则正好相反。Qu ECh ERS法或分散固相萃取法具有样品量低、提取率和检测效率高的优点，其常用的吸附剂有C18、石墨化碳黑(GCB)等。

低温冷冻去脂相较之其他几种方法更简便，水产品有机提取液中90%(体积分数)以上的脂肪可以在低于－20 ℃的温度下被分离和去除。GAO等[20]考察了在－30 ℃下冷冻0.5，2，6 h时对水产品提取液的去脂效果，发现在－30 ℃下冷冻2 h的去脂效果较好。

近年来，随着社会环保意识的不断提高，研究者开始关注绿色的化学分析方法，如聚焦超声固液提取(FUSLE)和湍流色谱(TFC)[39-40]。

在对水产品进行前处理时，还要特别注意背景污染的控制。在样品采集、储存和分析过程中应避免接触含PFCs的器材。分析中使用的容器需要先用水和甲醇清洗。由于长链PFCs会不可逆的吸附到玻璃表面，分析此类化合物时，最好使用聚乙烯(PE)或聚丙烯(PP)材质的容器。

2 测定方法

目前，水产品中PFCs的含量的测定方法主要包括液相色谱-质谱法(LC-MS)和气相色谱-质谱法(GC-MS)。

2.1 液相色谱-质谱法

LC-MS是最为广泛的测定PFCs含量的方法，其优点是选择性和灵敏度高、检出限低、测定范围宽，可根据目标物的性质选择离子源，缺点是选择性差、样品基质效应影响大、不适合FTOHs等挥发性PFCs的测定。

在用LC-MS 测定PFCs时，色谱分析多选用C18色谱柱为固定相进行分离，以固定或变化比例的极性溶剂(甲醇、乙腈或者两者的混合物)-水体系为流动相进行梯度洗脱(可适当加入乙酸铵或甲酸铵以改善峰形和提高灵敏度)；在质谱分析中，多采用电喷雾离子源正离子模式(ESI＋)和多反应监测(MRM)模式。LC-MS的检出限一般为1～10 ng·kg－1。在测定过程中，通常加入同位素内标以增加结果的准确性。

LC-MS的选择性较差，容易出现假阳性和假阴性结果，可通过采用高分辨质谱(HRMS)来解决这一问题。轨道阱-质谱法(Orbitrap-MS)具有分辨率高、扫描速度快、选择性高和低至1 mg·L－1的准确度等优点，适用于分析复杂基质中多种痕量化合物，是目前应用较多的方法。郭萌萌等[41]采用通过式固相萃取技术去除样品基质中脂肪和磷脂等杂质干扰，利用液相色谱-四极杆/静电场轨道阱-高分辨质谱(LC-Q/Exactuve Orbutrap-HRMS)的同时定性定量功能，建立了鱼肉中18种PFCs及其21种前体物质的同时分析方法。通过在液相色谱系统混合器和进样器之间串联一根延迟色谱柱来去除液相色谱系统的背景干扰，采用含5 mmol·L－1乙酸铵的5%(体积分数)甲醇溶液和95%(体积分数)甲醇溶液为流动相梯度洗脱以确保化合物离子化过程稳定。39种目标物的精确质量数偏差小于3×10－6，检出限为0.02～0.50 ng·g－1，基质加标回收率为61.7%～122%。ZACS等[42]采用液相色谱的C18色谱柱和Orbitrap-MS负离子加热电离源模式测定了水产品中的PFOAs 和PFOS，两者的回收率为107%～108%。

在对PFCs的同分异构体进行定性和结构解析时，应选用HRMS，如离子阱质谱。

2.2 GC-MS

GC-MS是分析传统持久性有机污染物的经典方法，适用于分子量低、挥发性强的物质的分析。分析中性化合物时，该方法具有较高的灵敏度和较好的线性范围。对于挥发性的PFCs(如PFOSAs和FTOHs等)，GC-MS 中质谱通常采用正化学电离(PCI)或大气化学电离(APCI)离子源。对于沸点高、饱和蒸气压低、较难挥发的PFCAs和PFSAs，需先将其衍生化生成酯类化合物才能采用GC-MS进行测定。常用衍生化方法包括烷基化、酰胺化或硅烷化等；常用衍生剂包括重氮甲烷，甲基碘-乙腈、三氟化硼-甲醇、氯甲酸丙酯-吡啶和丙醇等。由于衍生化步骤繁琐、额外干扰较多，且衍生化试剂一般具有毒性、腐蚀性、易燃易爆等特点，GC-MS多用于水质和沉积物的分析，而在非挥发性PFCs和水产品中的应用较少。SZOSTEK 等[43]采用GC-MS(质谱采用电子轰击(EI)离子源)测定了大鼠血浆、肝脏、肾脏和脂肪组织中的8∶2 FTOHs。TITTLEMIER 等[29]采用GC-MS(质谱采用PCI离子源)测定了快餐、鱼类及北极海洋哺乳动物肝脏样品中3种疏水性全氟辛烷磺酰胺类化合物、全氟磺酰胺、N-乙基全氟磺酰胺、N，N-二乙基全氟磺酰胺的回收率分别为83%±6%，84%±9%和89%±19%，检出限分别为100，120，250 pg·g－1。

表1列出了近年来有关水产品中PFCs的前处理和测定方法。

表1 分析不同水产品中PFCs所用的前处理和测定方法Tab.1 Pretreatment and determination methods for analyzing PFCs in different aquatic products

表1 (续)

3 生物基质中PFCs的分布特征

3.1 新鲜的海产品

PFCs在全球环境中广泛分布，由于其易溶于水的理化性质，在水生环境中分布最为广泛，最近的调查研究显示世界各地包括北极和南极地区的鱼类、贝类和海洋哺乳动物中均有PFCs的踪迹[52-54]。饮食是人体PFAS 暴露的重要摄入途径[55]。2008年欧洲食品安全局(EFSA)制定的PFOS 和PFOA 的每日耐受量分别为150，1 500 ng·kg－1d－1。水生生物研究比较多的种类为鱼类和贝类。包括波兰、德国、挪威、瑞典、英国、中国和加拿大在内的许多国家研究表明，鱼类是PFASs暴露的重要来源[56-57]。有研究显示人血清中PFASs的含量与鱼类和贝类的消费之间具有一定的潜在相关性[58-60]。

鱼类不同组织中PFASs的分布特征为肝脏组织含量远大于肌肉组织。PAN 等[61]研究发现珠三角淡水鱼肝脏组织PFASs含量远远高于肌肉组织的含量，类似的结果在虹鳟、草鱼、鲤鱼、黑鱼及罗非鱼中也有发现[62-64]。

胡哲[65]分析比较了武汉汤逊湖中草食性的草鱼和滤食性的白鲢以及其不同组织中17种PFASs(C4－C18等13种PFCAs，3种PFSAs和全氟辛基磺酞胺(FOSA))的分布富集情况，发现PFASs的污染水平与鱼的食性有关，在草鱼中PFASs的测定值为51.82～2 070.02(μg·L－1，ng·g－1)，白鲢中的为36.23～1 268.79(μg·L－1，ng·g－1)，白鲢胆汁中总PFASs浓度水平高于草鱼的，但肝脏、肾脏、血液和肌肉组织中均为低于草鱼的，2种鱼中肌肉的PFASs污染水平最低，肾脏和肝脏的污染水平相当。PFOS/FOSA 值存在着食性差异和组织差异，草鱼各个组织的PFOS或FOSA含量均大于白鲢对应组织的；对于各个组织中PFOS和FOSA 含量按照从大到小依次为胆汁、肝脏、肌肉、肾脏、血液。试验发现，鱼肉对PFASs的富集作用随着PFCAs碳链长度的增加而增加。

GUO 等[33]研究了中国渤海沿岸海洋贝类23种PFASs的分布特征。从渤海周围的重要水产养殖点共5种230份海洋贝类样品。23种物质的检出率由大到小为全氟辛酸PFOA、全氟壬酸、全氟癸酸、PFOS。PFOA 不仅在贝类样品中检出率最高(98.3%)，且其含量为总PFASs 总含量的87.2%，表明PFOA 是贝类产品安全性的主要威胁。不同贝类品种中总PFASs含量的分布由大到小依次为蛤、贻贝、扇贝、海螺、牡蛎。

国佼等[66]分析了黄海青岛和大连海域的45个双壳贝类样品中13种PFCAs及9种前体物质的污染情况。结果表明PFOA 检出率(90%)和质量分数均最高(5.34 ng·g－1)。多种前体物质均有检出，其中7∶3 FTCA 的质量分数最高(2.33 ng·g－1)。13种PFCAs及9种前体物质在贝类组织中的含量按从大到小依次为肝脏、性腺、鳃、外套膜、肌肉。

3.2 加工过的海产品

文献[67-69]对水产加工品中的PFCs的含量和分布规律进行了研究[67-69]，研究表明由于PFCs的蒸气压低，气相分配能力小，其在烹饪过程中不会从样品中消除，且PFCs易于和血清蛋白结合并对脂蛋白具有亲和力，更加强了其在加工后在样品中的保留能力。

文献[70-71]显示加工后的海鲜中PFCs的含量高于未加工过的。VASSILIADOU 等[72]对新鲜或加工过的爱琴海和地中海最常见的凤尾鱼、鳕鱼、棒鲈、沙丁鱼等7种有鳍鱼和地中海贻贝、虾和鱿鱼3种甲壳类海鲜进行了PFCs水平调查，加工方式包括油炸、烧烤等。结果显示，除沙丁鱼、贻贝和鱿鱼外，其他海产品中的PFCs含量均高于检出限。PFOS是最主要的PFCs，其最高检出质量分数为20.4 ng·g－1。油炸或烧烤过的样品中PFCs含量普遍升高。

JEONG 等[73]研究了鱼加工品、干海产品、罐装海鲜、腌渍海鲜、调味紫菜等5大类水产加工品共计302个样品中19种PFCs的含量。结果显示，干海产品、罐装和盐渍海鲜、加工鱼食和调味紫菜中中最高含量的PFCs分别为PFOA、PFTr DA、PFOS和全氟戊酸(PFPe A)。该文献还根据命名法，生物分类法和海鲜来源栖息地3种标准分类方法对PFOA和PFOS的水平进行了比较。

3.3 食物链

水生生物还会通过捕食作用和被动扩散吸收PFCs并随食物链或食物网中的传递通过生物富集形成营养级放大现象。

MUNOZ等[74]对温带大潮差海湾-纪龙德湾中采集到的18 种共147 个生物样品中的19 种PFASs进行了检测，检测结果显示PFASs的质量分数为0.66～45 ng·g－1。其中，PFOS、PFOSAs以及氟化碳原子数8 到14 的PFCAs的检出率最高。底栖生物中PFASs的浓度相对较高，并表现出独特的PFASs组成结构。

韩同竹等[75]对胶州湾海洋生物样品包括浮游植物(硅藻和甲藻)、贝类(菲律宾帘蛤、贻蛏)、乌贼、凡纳滨对虾、草食性鱼类、杂食性鱼类和肉食性鱼类(鲈鱼、小黄鱼和黄鮟鱇)中的14种PFCs含量进行了测定，结果分析显示PFOS是胶州湾水生生物中最主要的PFASs，质量分数为0.87～16.15 ng·g－1，占PFASs总含量的23.26%～68.39%。PFOS和PFASs总含量的比值按从大到小依次为鱼类、软体动物、虾、底栖生物、浮游植物，具有随营养级逐渐放大的趋势。氟化碳原子数8～11的PFCAs，其生物富集潜力随其碳链的增长而增加，而氟化碳原子为12的PFCAs由于分子较大的原因，其生物富集作用受到限制。

FAIR 等[9]研究了从南卡罗来纳州查尔斯顿采集的6种鱼的全鱼和肌肉11种PFASs的含量。全鱼的总PFASs含量高于肌肉2～3倍。6种鱼中检出率最高的化合物是PFOS，占总PFASs总含量的25.5%～69.6%。不同种类鱼中PFASs的浓度水平有差异。

WU 等[67]采用UPLC-MS/MS 测定了从中国6个沿海省份(辽宁、山东、江苏、浙江、福建和广东)采集的47 个脂肪鱼和45 个贝类样品中的13 种PFCs。结果显示PFOS是脂肪鱼中的主要PFCs，占总PFCs总含量的38%，而PFOA 是贝类中的主要PFCs。

目前大多数关于PFCs分布特征的报道均基于其含量及分布评估膳食暴露的风险评估，以欧盟的规定限量为标准，得出的结论很一致，即PFCs均低于允许摄入量，膳食暴露风险低。

4 结论和展望

针对目前测定水产品中的PFCs的前处理和测定方法面临的困难和挑战，对未来的工作进行了展望:①应开发前处理简便环保、仪器分析灵敏可靠、测试种类多且覆盖范围广的方法；②PFCs同分异构体不仅包括常见的PFSAs(C4，C6，C8)和PFCAs(C6－C13)的支链和对映异构体，还包括一些新鉴定的因碳链长度改变、不同官能团的添加和电化学氟化和调聚制造工艺的影响而产生的一系列PFASs异构体，如不饱和PFESAs和氢取代PFSAs的异构体[76]，全新的PFCs的分离和鉴定是未来研究工作研究的热点；③在质量平衡分析中，二氧化硅建模和HRMS数据挖掘等方法已经应用于追踪未识别的有机氟组分和识别新的PFASs污染物，但由于多级质谱(MSn)的信息不足，许多新型PFAS化合物的特定化学结构尚未完全确定，因此，HRMS数据挖掘和化学识别技术研究、新型氟化结构碎裂模式的研究、MS数据库中氟化学品数据的扩展等也是未来工作的方向；④鉴于长链全氟化合物(nC＞7)的毒性和危害性，短链(nC＝4－7)和超短链(nC＝2－3)全氟化合物开始作为代替品使用，但短链PFASs在水中的高溶解度，对土壤和沉积物的低/中等吸附以及对生物和化学降解的抗性导致其广泛存在在各种水生环境中，因此对于短链物质的检测分析、毒性作用、环境迁移和分布以及危害评估也是今后研究的目标。