多環芳烴控制策略及在中草藥中污染情況分析

劉文青，趙小寧，孫 巍，張 磊，王 萍，章順楠*

（1.中國藥科大學，江蘇 南京 211198； 2.天士力醫藥集團股份有限公司，天津 300410）

多環芳烴是指由2 個或2 個以上苯環鍵合形成的一類化合物，由礦物燃料、木材等含碳氫化合物的不完全燃燒或在還原狀態下熱解而產生［1］，至今已發現三萬余種多環芳烴。多環芳烴具有毒性、致畸性、致癌性，人體攝入后其代謝產物與蛋白質、脫氧核糖核酸等大分子結合，損害機體［2］。根據苯環之間的鍵合方式不同可將多環芳烴分為稠環型和非稠環型，重質稠環芳烴（包含大于4 個的稠合環） 的毒性大于輕質稠環芳烴（包含小于等于4 個的稠合環），且隨著苯環數量的增加毒性增強。國內外關于環境和食品的多環芳烴污染報道較多，近年來中草藥多環芳烴殘留也逐漸受到重視。本文將對多環芳烴的國內外限制要求、檢測方法、修復方法，以及中草藥的多環芳烴污染來源進行綜述，以期為完善相關法規及中草藥多環芳烴污染風險評估提供參考。

1 多環芳烴的國內外限制要求

由于食品中的多環芳烴更容易在哺乳動物的胃腸道吸收產生危害，因此相比環境和消費品，不同領域對多環芳烴種類及限值的規定差異較大。食物領域以管控苯并（a）芘為主，歐盟、韓國關注多環芳烴污染風險較高的食用油、油脂、熏烤肉、谷物類食品，同時嚴格限制嬰幼兒食品中多環芳烴。韓國食品法典涉及對熟地黃、生地黃、黑參及其粉末和濃縮物的限制。2015 年歐盟修訂No1881/2006 文件增加對干草藥的多環芳烴限制，但并未具體說明對哪一類干草藥適用。相較之下，我國控制多環芳烴風險的食物類別范圍窄，暫未涉及中草藥和嬰幼兒食品。

1.1 環境 環境領域更關注輕質多環芳烴污染，1976 年美國環境保護署頒布的《清潔水法》 對工業廢水中優先監測的129 種污染物中包括16 種多環芳烴。美國、中國、歐盟出臺的飲用水水質國家標準均提及對苯并（a） 芘的控制要求［3-5］； 歐洲議會和理事會指令2020/2184［6］規定供人類消費用水中苯并（a） 芘限值0.000 01 mg/L，苯并（b）熒蒽、苯并（k） 熒蒽、苯并（g，h，i） 二萘嵌苯、茚并（1，2，3-cd） 芘濃度總和不得超過0.000 1 mg/L。

1.2 消費品 2019 年德國消費品安全委員會發布的新版標準GS2019 ∶01PAK［7］中更新多環芳烴測試要求，刪除苊、苊烯、芴，總測試項目由18 項更新為15 項，“類別1消費品” 中15 項多環芳烴總和限值為1.0 mg/kg。2021 年歐洲化學品管理局修訂法規《常見限制物質清單附錄XVII（No1907/2006） 》 第50 項［8］規定橡膠填充油、運動場地橡膠顆粒和覆蓋物等消費品多環芳烴的限制要求，其中與人體皮膚反復接觸或放入口中的含橡膠塑料制品8 種多環芳烴各自含量不得超過1.0 mg/kg； 與皮膚反復接觸的兒童玩具8 種多環芳烴含量不得超過0.5 mg/kg。

1.3 食品 多環芳烴具有致癌性，國際癌癥研究機構致癌物清單將25 種多環芳烴認定為1～3 類致癌物，基本信息見表1。其中苯并（a） 芘是唯一被評為1 類致癌物的多環芳烴。食品科學委員會在2002 年提出苯并（a） 芘可作為食品中致癌多環芳烴發生和影響的標志，隨后食品添加劑聯合專家委員會證實這些發現，同時提議將7H-苯并芴添加到食品中需要關注的多環芳烴中。歐洲食品安全局食物鏈污染物專家組決定將食品科學委員和食品添加劑聯合專家委員認定的16 種列入優先監管多環芳烴清單［9］。歐盟法規2020/1255［10］、韓國食品法典［11］及我國食品安全國家標準（GB2762-2017） 中規定的食品中苯并（a） 芘等多環芳烴限值［12］見表2。

表1 25 種多環芳烴基本信息

表2 歐盟、韓國和中國對食品中苯并（a） 芘含量限制要求

目前國內外法規的多環芳烴限制對象聚焦于環境、食品和消費品，中草藥鮮有涉及，而對醫藥產品的多環芳烴限值還不存在。雖然中草藥多環芳烴總暴露量對于人體健康的潛在危害貢獻非常低，但在中藥質量控制方面，應確定潛在的中草藥多環芳烴污染源，并深入研究其對產品質量的影響。對于中藥質量控制行業而言，全面評估中草藥種植、加工、炮制、貯藏等每一環節引入多環芳烴的風險，根據評估結果決定是否需要對中草藥進行多環芳烴檢測是有效控制中草藥多環芳烴污染的重要步驟。

2 多環芳烴的檢測方法

多環芳烴的檢測方法有多種，以HPLC 法、GC 法、HPLC-MS 法和GC-MS 法最為常見，其中HPLC 法和GC 法為美國環境保護署發布文件Method610 中多環芳烴的檢測方法。

HPLC 法分辨率、重復性高，定性定量分析多環芳烴時常用的檢測器有二極管陣列檢測器、紫外檢測器、熒光檢測器等。周浩豐等［13］使用改進的HPLC 法測定大氣顆粒物PM2.5 中苯并（a） 芘等16 種多環芳烴的含量，低環數芳烴回收率和整體分離效果有所提高。GC 法分離效率高，樣品用量少。Mehrani 等［14］建立注射器填充微萃取-氣相色譜-火焰離子化檢測法考察3 種合成吸附劑對水樣中多環芳烴的富集效果，所得方法簡單快速，可用于環境水樣分析，但對樣品中多環芳烴直接進行定性分析時，須用已知物或已知數據與相應的色譜峰進行對比。HPLC-MS 法對高沸點、不揮發和熱不穩定化合物的分離和鑒定具有獨特優勢，適用于分析小分子量極性大的多環芳烴。石龍凱等［15］使用HPLC-MS 法測定食用油脂中16 種多環芳烴，與單用HPLC法相比，選擇性和靈敏度更高，檢測結果能更加全面、準確地反映油脂中多環芳烴各組分的含量。

隨著國內外對多環芳烴污染問題的重視，待測物種類愈加多樣復雜，多環芳烴檢測技術也在不斷發展，2008 年歐洲食品安全局收集食物中多環芳烴污染數據結果顯示，4%的研究者使用GC 法，53%使用HPLC 法，43%使用GCMS 法。歐盟標準16619 ∶2015 規定食品中4 種多環芳烴檢測的GC-MS 法。我國2021 年發布《食品安全國家標準食品中多環芳烴的測定》 將GC-MS 法調整為第一法。崔宗巖等［16］采用GC-MS 法測定市售79 種中草藥中16 種多環芳烴，總濃度范圍在21.1 ～2 856.0 μg/kg 之間。Chen 等［17］采用GC-MS 法對污水處理廠污泥樣品中16 種多環芳烴進行定性定量分析，加標樣品中多環芳烴的回收率為74.3% ～108.7%，檢出限為0.001 0～0.004 6 mg/kg。由于待測物基質效應差異和前處理條件差異均對分析結果產生影響，因此多環芳烴檢測的國家標準并不適用于所有類別分析物的檢測。目前，關于食品、水源、土壤、消費品（紡織品、塑料玩具等） 已有適用檢測標準，而中草藥及其制劑的多環芳烴檢測并沒有官方測定法。

3 多環芳烴修復技術

生物修復（微生物修復、植物修復）、物理修復（超臨界萃取、活性炭吸附、淋洗等） 和化學修復（氧化降解） 技術可對多環芳烴污染的水體、土壤、蔬菜進行改善。

生物修復通過微生物代謝將環境中有毒污染物降解或轉化為無毒或低毒物質，或通過植物轉化、固化等途徑改善水土污染情況，其處理成本低但修復周期長，適用于對低濃度污染土壤水源的修復。王嬌嬌等［18］考察黑麥草、蘇丹草、香根草與甜菜間作對土壤中菲、熒蒽、芘和苯并（a） 芘的修復作用，發現3 種牧草對土壤多環芳烴的去除率最高可達84.85%。中草藥的種植年限從幾個月到幾年不等，對于種植周期長的中草藥或可尋找合適的共生植物，以改善藥材在生長期間受自然環境中多環芳烴污染的情況。

物理修復技術通過轉移樣品中污染物來達到修復目的，以表面活性劑淋洗去除多環芳烴的方式最為常見，此外還有熱處理、萃取、吸附等物理修復方式。王卓然等［19］采用生物表面活性劑鼠李糖脂與吐溫-80 對含熒蒽、芘、苯并（k） 熒蒽、苯并（b） 熒蒽、苯并（a） 芘污染土壤進行淋洗，結果表明，單獨使用鼠李糖脂有利于對熒蒽、芘的淋洗，吐溫-80 有利于對苯并（k） 熒蒽、苯并（b） 熒蒽與苯并（a） 芘的淋洗，當吐溫-80 在復配體系中的占比為90%時淋洗效果最佳，對熒蒽和芘的單次淋洗率可達65%以上，對5 環及以上的多環芳烴淋洗率可達36%以上。然而此方法成本較高，并不適合大量樣品的修復。

化學修復原理為氧化劑產生強氧化自由基迅速破壞有機污染物的雙鍵生成低分子物質以達到修復目的，對污染物降解率高，修復時間短，長期使用或引起土壤原有結構變化，常用試劑包括高鐵酸鉀、高錳酸鉀、臭氧、紫外光等。楊永奇［20］使用活化過硫酸鹽降解土壤中多環芳烴，發現其對土壤中芴、菲、熒蒽、芘的去除效果最好。喬雙雨［21］發現，臭氧水對油麥菜體內5 種多環芳烴降解率表現為菲＞熒蒽＞萘＞苯并（b） 熒蒽＞苯并（a） 芘，最大降解率為45.60%； 不同芬頓試劑對于油麥菜體內5 種多環芳烴降解率隨環數增加而降低，隨試劑添加量增加而升高，比例為8 ∶1 時降解效果更好。中草藥在產地采收后的初加工過程涉及清洗步驟，對于長時間暴露在大氣中的葉類中草藥，可參考對蔬菜多環芳烴的化學淋洗劑修復方法，嘗試在產地初加工時選擇合適試劑淋洗藥材，通過此方法盡可能地控制藥材多環芳烴殘留量。

4 中草藥多環芳烴污染情況

多環芳烴具有親脂性，使其能夠吸附到大氣顆粒上或直接沉積到土壤中，植物可通過富集作用受到污染。近年來多環芳烴污染問題已成為國際上草藥外源性有害殘留物研究的新關注點。歐洲藥品管理局指南《關于草藥物質、草藥制劑和草藥/傳統草藥產品的檢測程序和驗收標準》［22］多次提及應考慮控制中草藥中多環芳烴等外源性污染物。迄今關于中草藥的多環芳烴污染途徑及控制方法鮮有報道?，F參考對植物和食品中多環芳烴的已有研究，分析中草藥的多環芳烴污染途徑及各環節污染風險。

4.1 生長環境 環境來源造成的中草藥多環芳烴污染難以避免，藥材根部或葉片在生長過程中可從空氣、土壤、水源中直接吸收多環芳烴并在體內不斷富集、傳輸、遷移、轉化。一般認為葉片中的多環芳烴主要來自大氣，吸附在植物葉片內部的多環芳烴類型與周圍空氣中多環芳烴的組成相似［23］，葉中多環芳烴含量與其表面形態學特征有關，如絨毛葉片吸附空氣中多環芳烴的能力更強。而植物根、莖中的多環芳烴主要來自土壤，多環芳烴可穿過植物根皮層而進入木質部，通過根毛細胞的作用在莖中累積，或通過運輸作用達到葉部并累積。植物對多環芳烴吸收量與土壤中多環芳烴濃度呈正相關，且更容易吸收水溶性高的低分子量多環芳烴［24］。

研究表明，綠色植物的內源性苯并（a） 芘含量在1.0～10.0 μg/kg 之間，波動范圍在0.1～150.0 μg/kg 之間，但工廠附近的植物根部多環芳烴總含量超過12 300.0 μg/kg［25］。郭佳佳［26］采集山西4 個區間的樣方表層土壤（0 ～25 cm）、連翹葉片和果實進行相關性分析，發現4 個地區土壤多環芳烴污染水平差異顯著，波動范圍在0.210 ～11.600 mg/kg之間，但土壤中多環芳烴與連翹葉中多環芳烴相關性不顯著，推測連翹中多環芳烴主要來自于大氣。汪浩［27］分析長白山地區5 個地點的54 種植物葉片中7 種低分子量的多環芳烴，結果表明，不同地點的植物葉中總多環芳烴濃度水平有所變化，范圍在73.9～398.0 μg/kg 之間，整體變化趨勢與各自大氣污染水平吻合。Feng 等［28］對河南省選定地區采集20 塊農田和相應小麥組織的土壤樣品并進行分析，結果表明，小麥組織中多環芳烴與土壤中多環芳烴呈正相關，且沿根、秸稈、籽粒遷移，根部積累升溫環芳烴最多，籽粒中最少，低環芳烴更易從土壤轉移到小麥中。

4.2 炮制加工過程 中草藥采收后的初加工例如干燥過程可能會引入多環芳烴。由于部分地區中草藥種植及采收仍未實現規?；?、標準化，中草藥種植散戶將藥材采收后直接在瀝青路面上曬干或晾干，增加多環芳烴污染風險。王小娜等［29］以山西某煤焦油深加工企業產生的煤焦油瀝青為研究對象，發現煤瀝青中16 種多環芳烴主要以低環（2～3環） 和中環（4 環） 為主，高致突變性物質、致癌性物質總含量均超過國家標準規定的限值； 煤瀝青的總苯并（a）芘等效毒性濃度為746.46 mg/kg。此外，不同的干燥方式水分蒸發速率差別大，水分蒸發過快造成萎蔫會導致單位質量中多環芳烴殘留量較高，且在較低的干燥溫度下微生物代謝速率下降，代謝水平降低，使得多環芳烴的降解能力下降，多環芳烴殘留量升高［21］。

中草藥經過炮制可起到增效減毒、緩和藥性、矯味矯臭等作用，但高溫加熱過程或增加多環芳烴污染風險［30］，不同的炮制工藝參數例如炮制溫度、時間的不同皆可能導致最終炮制品中的多環芳烴有較大差異［31］。歐洲藥品管理局在《關于草藥產品/傳統草藥產品中多環芳烴的回顧》 中提及100～150 ℃較長時間下發生芳香化作用會生成大量的烷基化多環芳烴。此外，硫熏法所用硫磺多為石油裂解加工的副產品，石油的裂解或不完全燃燒會產生多環芳烴可能污染藥材［32］； 炮制所用輔料的多環芳烴可能會向藥材轉移，如麩炒法所用麥麩為小麥磨取面粉后篩下的種皮，是受多環芳烴污染最嚴重的部分［33］。

葉定江等［34］對干姜、荊芥、黃芩等20 種中藥炒炭前后苯并（a） 芘進行含量測定，炒炭后有6 種中藥苯并（a）芘含量升高，文火炒地榆炭苯并（a） 芘含量低于武火炒者。薄海波［35］檢測多批生地黃與熟地黃樣品的苯并（a）芘含量，其中有1 批生地黃和3 批熟地黃檢出苯并（a） 芘含量最高分別為9.2、4.0 μg/kg，提示炮制與藥材多環芳烴殘留量變化有關。劉玉蘭等［36］發現在焙炒油菜籽的過程中，隨著焙炒溫度升高和時間延長，苯并（a） 芘等多環芳烴含量均呈上升趨勢，且高溫焙炒有利于重質多環芳烴的積累。鄭波等［37］考察不同加熱模式對山茶油中18 種多環芳烴積累的影響，結果表明，加熱時間延長或加熱溫度提升均對山茶油中多環芳烴的累積有明顯促進作用。當加熱時長為6 h，重復加熱次數為12 次，加熱溫度200 ℃接近山茶油煙點時，苯并（b） 熒蒽、苯并（a） 芘和苯并（g，h，i） 二萘嵌苯這3 種高致癌性多環芳烴含量達到該實驗的最大值。研究表明，食品經高溫熏、烤、炸后可能導致重質多環芳烴的含量升高，而對于中草藥炮制前后多環芳烴的變化情況鮮有報道，仍需深入研究。

4.3 包裝貯藏過程 包裝材料多環芳烴超標會導致貯存過程中多環芳烴向內容物遷移，在不同貯藏條件下內容物的多環芳烴殘留量可能發生變化。陳沙等［38］發現，較高的溫度對聚乙烯包裝材料中16 種多環芳烴的溶出遷移具有明顯影響，且接觸時間越長，多環芳烴向食品中的遷移濃度也不斷增大。喬雙雨［21］通過比較常溫貯藏、15 ℃冷藏、4 ℃冷藏下油麥菜體內多環芳烴含量變化情況，發現多環芳烴含量變化隨貯藏時間增加和貯藏溫度升高而降低。

4.4 其他 研究表明，闊葉植物多環芳烴含量較窄葉植物高，灌木中的多環芳烴含量較喬木高［39］。此外，由于藥材各部位發育期和環境暴露時間不同，可能導致多環芳烴在同一藥材不同部位分布情況存在較大差別。崔宗巖等［16］對包括根類、莖類、葉類、花類、果實類、種子類、皮類、全草類在內的79 種中藥中的16 種多環芳烴進行檢測，79種中藥中均檢出多環芳烴，總含量以花類最高，根莖葉類次之，果實、種子類最低。中草藥存在藥材多基原、同一藥材多藥用部位的情況，而其與多環芳烴污染情況之間的關聯尚無相關報道，有待系統性研究。

5 結語

近年來，醫學檢測技術的快速發展促進對多環芳烴毒性的研究，同時也將多環芳烴污染問題推入大眾視野。隨著檢測水平的提高，國內外相關法規逐年修訂完善。對于環境、食品多環芳烴污染和控制方法的研究已較為深入，而中草藥多環芳烴污染的研究則多聚焦于建立快速檢測方法上，關于影響因素、控制策略及修復技術鮮有報道。中草藥中多環芳烴的變化與生長環境、藥材品種、炮制加工條件等密切關聯，因此，控制策略應當以考察產地環境污染情況為著眼點優選原藥材，結合多環芳烴含量和藥材指標成分優化炮制工藝，規范種植、生產過程，同時可參考對水體、土壤及蔬菜的多環芳烴修復技術達到去除或降低中草藥多環芳烴含量的目的。鑒于國內外對中草藥的質量要求日益嚴格，未來我國藥用資源研究相關機構對中草藥多環芳烴污染途徑、影響因素及控制方法的深入探索已成為必然趨勢。