多环芳烃控制策略及在中草药中污染情况分析

刘文青，赵小宁，孙 巍，张 磊，王 萍，章顺楠*

（1.中国药科大学，江苏 南京 211198； 2.天士力医药集团股份有限公司，天津 300410）

多环芳烃是指由2 个或2 个以上苯环键合形成的一类化合物，由矿物燃料、木材等含碳氢化合物的不完全燃烧或在还原状态下热解而产生［1］，至今已发现三万余种多环芳烃。多环芳烃具有毒性、致畸性、致癌性，人体摄入后其代谢产物与蛋白质、脱氧核糖核酸等大分子结合，损害机体［2］。根据苯环之间的键合方式不同可将多环芳烃分为稠环型和非稠环型，重质稠环芳烃（包含大于4 个的稠合环） 的毒性大于轻质稠环芳烃（包含小于等于4 个的稠合环），且随着苯环数量的增加毒性增强。国内外关于环境和食品的多环芳烃污染报道较多，近年来中草药多环芳烃残留也逐渐受到重视。本文将对多环芳烃的国内外限制要求、检测方法、修复方法，以及中草药的多环芳烃污染来源进行综述，以期为完善相关法规及中草药多环芳烃污染风险评估提供参考。

1 多环芳烃的国内外限制要求

由于食品中的多环芳烃更容易在哺乳动物的胃肠道吸收产生危害，因此相比环境和消费品，不同领域对多环芳烃种类及限值的规定差异较大。食物领域以管控苯并（a）芘为主，欧盟、韩国关注多环芳烃污染风险较高的食用油、油脂、熏烤肉、谷物类食品，同时严格限制婴幼儿食品中多环芳烃。韩国食品法典涉及对熟地黄、生地黄、黑参及其粉末和浓缩物的限制。2015 年欧盟修订No1881/2006 文件增加对干草药的多环芳烃限制，但并未具体说明对哪一类干草药适用。相较之下，我国控制多环芳烃风险的食物类别范围窄，暂未涉及中草药和婴幼儿食品。

1.1 环境 环境领域更关注轻质多环芳烃污染，1976 年美国环境保护署颁布的《清洁水法》 对工业废水中优先监测的129 种污染物中包括16 种多环芳烃。美国、中国、欧盟出台的饮用水水质国家标准均提及对苯并（a） 芘的控制要求［3-5］； 欧洲议会和理事会指令2020/2184［6］规定供人类消费用水中苯并（a） 芘限值0.000 01 mg/L，苯并（b）荧蒽、苯并（k） 荧蒽、苯并（g，h，i） 二萘嵌苯、茚并（1，2，3-cd） 芘浓度总和不得超过0.000 1 mg/L。

1.2 消费品 2019 年德国消费品安全委员会发布的新版标准GS2019 ∶01PAK［7］中更新多环芳烃测试要求，删除苊、苊烯、芴，总测试项目由18 项更新为15 项，“类别1消费品” 中15 项多环芳烃总和限值为1.0 mg/kg。2021 年欧洲化学品管理局修订法规《常见限制物质清单附录XVII（No1907/2006） 》 第50 项［8］规定橡胶填充油、运动场地橡胶颗粒和覆盖物等消费品多环芳烃的限制要求，其中与人体皮肤反复接触或放入口中的含橡胶塑料制品8 种多环芳烃各自含量不得超过1.0 mg/kg； 与皮肤反复接触的儿童玩具8 种多环芳烃含量不得超过0.5 mg/kg。

1.3 食品 多环芳烃具有致癌性，国际癌症研究机构致癌物清单将25 种多环芳烃认定为1～3 类致癌物，基本信息见表1。其中苯并（a） 芘是唯一被评为1 类致癌物的多环芳烃。食品科学委员会在2002 年提出苯并（a） 芘可作为食品中致癌多环芳烃发生和影响的标志，随后食品添加剂联合专家委员会证实这些发现，同时提议将7H-苯并芴添加到食品中需要关注的多环芳烃中。欧洲食品安全局食物链污染物专家组决定将食品科学委员和食品添加剂联合专家委员认定的16 种列入优先监管多环芳烃清单［9］。欧盟法规2020/1255［10］、韩国食品法典［11］及我国食品安全国家标准（GB2762-2017） 中规定的食品中苯并（a） 芘等多环芳烃限值［12］见表2。

表1 25 种多环芳烃基本信息

表2 欧盟、韩国和中国对食品中苯并（a） 芘含量限制要求

目前国内外法规的多环芳烃限制对象聚焦于环境、食品和消费品，中草药鲜有涉及，而对医药产品的多环芳烃限值还不存在。虽然中草药多环芳烃总暴露量对于人体健康的潜在危害贡献非常低，但在中药质量控制方面，应确定潜在的中草药多环芳烃污染源，并深入研究其对产品质量的影响。对于中药质量控制行业而言，全面评估中草药种植、加工、炮制、贮藏等每一环节引入多环芳烃的风险，根据评估结果决定是否需要对中草药进行多环芳烃检测是有效控制中草药多环芳烃污染的重要步骤。

2 多环芳烃的检测方法

多环芳烃的检测方法有多种，以HPLC 法、GC 法、HPLC-MS 法和GC-MS 法最为常见，其中HPLC 法和GC 法为美国环境保护署发布文件Method610 中多环芳烃的检测方法。

HPLC 法分辨率、重复性高，定性定量分析多环芳烃时常用的检测器有二极管阵列检测器、紫外检测器、荧光检测器等。周浩丰等［13］使用改进的HPLC 法测定大气颗粒物PM2.5 中苯并（a） 芘等16 种多环芳烃的含量，低环数芳烃回收率和整体分离效果有所提高。GC 法分离效率高，样品用量少。Mehrani 等［14］建立注射器填充微萃取-气相色谱-火焰离子化检测法考察3 种合成吸附剂对水样中多环芳烃的富集效果，所得方法简单快速，可用于环境水样分析，但对样品中多环芳烃直接进行定性分析时，须用已知物或已知数据与相应的色谱峰进行对比。HPLC-MS 法对高沸点、不挥发和热不稳定化合物的分离和鉴定具有独特优势，适用于分析小分子量极性大的多环芳烃。石龙凯等［15］使用HPLC-MS 法测定食用油脂中16 种多环芳烃，与单用HPLC法相比，选择性和灵敏度更高，检测结果能更加全面、准确地反映油脂中多环芳烃各组分的含量。

随着国内外对多环芳烃污染问题的重视，待测物种类愈加多样复杂，多环芳烃检测技术也在不断发展，2008 年欧洲食品安全局收集食物中多环芳烃污染数据结果显示，4%的研究者使用GC 法，53%使用HPLC 法，43%使用GCMS 法。欧盟标准16619 ∶2015 规定食品中4 种多环芳烃检测的GC-MS 法。我国2021 年发布《食品安全国家标准食品中多环芳烃的测定》 将GC-MS 法调整为第一法。崔宗岩等［16］采用GC-MS 法测定市售79 种中草药中16 种多环芳烃，总浓度范围在21.1 ～2 856.0 μg/kg 之间。Chen 等［17］采用GC-MS 法对污水处理厂污泥样品中16 种多环芳烃进行定性定量分析，加标样品中多环芳烃的回收率为74.3% ～108.7%，检出限为0.001 0～0.004 6 mg/kg。由于待测物基质效应差异和前处理条件差异均对分析结果产生影响，因此多环芳烃检测的国家标准并不适用于所有类别分析物的检测。目前，关于食品、水源、土壤、消费品（纺织品、塑料玩具等） 已有适用检测标准，而中草药及其制剂的多环芳烃检测并没有官方测定法。

3 多环芳烃修复技术

生物修复（微生物修复、植物修复）、物理修复（超临界萃取、活性炭吸附、淋洗等） 和化学修复（氧化降解） 技术可对多环芳烃污染的水体、土壤、蔬菜进行改善。

生物修复通过微生物代谢将环境中有毒污染物降解或转化为无毒或低毒物质，或通过植物转化、固化等途径改善水土污染情况，其处理成本低但修复周期长，适用于对低浓度污染土壤水源的修复。王娇娇等［18］考察黑麦草、苏丹草、香根草与甜菜间作对土壤中菲、荧蒽、芘和苯并（a） 芘的修复作用，发现3 种牧草对土壤多环芳烃的去除率最高可达84.85%。中草药的种植年限从几个月到几年不等，对于种植周期长的中草药或可寻找合适的共生植物，以改善药材在生长期间受自然环境中多环芳烃污染的情况。

物理修复技术通过转移样品中污染物来达到修复目的，以表面活性剂淋洗去除多环芳烃的方式最为常见，此外还有热处理、萃取、吸附等物理修复方式。王卓然等［19］采用生物表面活性剂鼠李糖脂与吐温-80 对含荧蒽、芘、苯并（k） 荧蒽、苯并（b） 荧蒽、苯并（a） 芘污染土壤进行淋洗，结果表明，单独使用鼠李糖脂有利于对荧蒽、芘的淋洗，吐温-80 有利于对苯并（k） 荧蒽、苯并（b） 荧蒽与苯并（a） 芘的淋洗，当吐温-80 在复配体系中的占比为90%时淋洗效果最佳，对荧蒽和芘的单次淋洗率可达65%以上，对5 环及以上的多环芳烃淋洗率可达36%以上。然而此方法成本较高，并不适合大量样品的修复。

化学修复原理为氧化剂产生强氧化自由基迅速破坏有机污染物的双键生成低分子物质以达到修复目的，对污染物降解率高，修复时间短，长期使用或引起土壤原有结构变化，常用试剂包括高铁酸钾、高锰酸钾、臭氧、紫外光等。杨永奇［20］使用活化过硫酸盐降解土壤中多环芳烃，发现其对土壤中芴、菲、荧蒽、芘的去除效果最好。乔双雨［21］发现，臭氧水对油麦菜体内5 种多环芳烃降解率表现为菲＞荧蒽＞萘＞苯并（b） 荧蒽＞苯并（a） 芘，最大降解率为45.60%； 不同芬顿试剂对于油麦菜体内5 种多环芳烃降解率随环数增加而降低，随试剂添加量增加而升高，比例为8 ∶1 时降解效果更好。中草药在产地采收后的初加工过程涉及清洗步骤，对于长时间暴露在大气中的叶类中草药，可参考对蔬菜多环芳烃的化学淋洗剂修复方法，尝试在产地初加工时选择合适试剂淋洗药材，通过此方法尽可能地控制药材多环芳烃残留量。

4 中草药多环芳烃污染情况

多环芳烃具有亲脂性，使其能够吸附到大气颗粒上或直接沉积到土壤中，植物可通过富集作用受到污染。近年来多环芳烃污染问题已成为国际上草药外源性有害残留物研究的新关注点。欧洲药品管理局指南《关于草药物质、草药制剂和草药/传统草药产品的检测程序和验收标准》［22］多次提及应考虑控制中草药中多环芳烃等外源性污染物。迄今关于中草药的多环芳烃污染途径及控制方法鲜有报道。现参考对植物和食品中多环芳烃的已有研究，分析中草药的多环芳烃污染途径及各环节污染风险。

4.1 生长环境 环境来源造成的中草药多环芳烃污染难以避免，药材根部或叶片在生长过程中可从空气、土壤、水源中直接吸收多环芳烃并在体内不断富集、传输、迁移、转化。一般认为叶片中的多环芳烃主要来自大气，吸附在植物叶片内部的多环芳烃类型与周围空气中多环芳烃的组成相似［23］，叶中多环芳烃含量与其表面形态学特征有关，如绒毛叶片吸附空气中多环芳烃的能力更强。而植物根、茎中的多环芳烃主要来自土壤，多环芳烃可穿过植物根皮层而进入木质部，通过根毛细胞的作用在茎中累积，或通过运输作用达到叶部并累积。植物对多环芳烃吸收量与土壤中多环芳烃浓度呈正相关，且更容易吸收水溶性高的低分子量多环芳烃［24］。

研究表明，绿色植物的内源性苯并（a） 芘含量在1.0～10.0 μg/kg 之间，波动范围在0.1～150.0 μg/kg 之间，但工厂附近的植物根部多环芳烃总含量超过12 300.0 μg/kg［25］。郭佳佳［26］采集山西4 个区间的样方表层土壤（0 ～25 cm）、连翘叶片和果实进行相关性分析，发现4 个地区土壤多环芳烃污染水平差异显著，波动范围在0.210 ～11.600 mg/kg之间，但土壤中多环芳烃与连翘叶中多环芳烃相关性不显著，推测连翘中多环芳烃主要来自于大气。汪浩［27］分析长白山地区5 个地点的54 种植物叶片中7 种低分子量的多环芳烃，结果表明，不同地点的植物叶中总多环芳烃浓度水平有所变化，范围在73.9～398.0 μg/kg 之间，整体变化趋势与各自大气污染水平吻合。Feng 等［28］对河南省选定地区采集20 块农田和相应小麦组织的土壤样品并进行分析，结果表明，小麦组织中多环芳烃与土壤中多环芳烃呈正相关，且沿根、秸秆、籽粒迁移，根部积累升温环芳烃最多，籽粒中最少，低环芳烃更易从土壤转移到小麦中。

4.2 炮制加工过程 中草药采收后的初加工例如干燥过程可能会引入多环芳烃。由于部分地区中草药种植及采收仍未实现规模化、标准化，中草药种植散户将药材采收后直接在沥青路面上晒干或晾干，增加多环芳烃污染风险。王小娜等［29］以山西某煤焦油深加工企业产生的煤焦油沥青为研究对象，发现煤沥青中16 种多环芳烃主要以低环（2～3环） 和中环（4 环） 为主，高致突变性物质、致癌性物质总含量均超过国家标准规定的限值； 煤沥青的总苯并（a）芘等效毒性浓度为746.46 mg/kg。此外，不同的干燥方式水分蒸发速率差别大，水分蒸发过快造成萎蔫会导致单位质量中多环芳烃残留量较高，且在较低的干燥温度下微生物代谢速率下降，代谢水平降低，使得多环芳烃的降解能力下降，多环芳烃残留量升高［21］。

中草药经过炮制可起到增效减毒、缓和药性、矫味矫臭等作用，但高温加热过程或增加多环芳烃污染风险［30］，不同的炮制工艺参数例如炮制温度、时间的不同皆可能导致最终炮制品中的多环芳烃有较大差异［31］。欧洲药品管理局在《关于草药产品/传统草药产品中多环芳烃的回顾》 中提及100～150 ℃较长时间下发生芳香化作用会生成大量的烷基化多环芳烃。此外，硫熏法所用硫磺多为石油裂解加工的副产品，石油的裂解或不完全燃烧会产生多环芳烃可能污染药材［32］； 炮制所用辅料的多环芳烃可能会向药材转移，如麸炒法所用麦麸为小麦磨取面粉后筛下的种皮，是受多环芳烃污染最严重的部分［33］。

叶定江等［34］对干姜、荆芥、黄芩等20 种中药炒炭前后苯并（a） 芘进行含量测定，炒炭后有6 种中药苯并（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］检测多批生地黄与熟地黄样品的苯并（a）芘含量，其中有1 批生地黄和3 批熟地黄检出苯并（a） 芘含量最高分别为9.2、4.0 μg/kg，提示炮制与药材多环芳烃残留量变化有关。刘玉兰等［36］发现在焙炒油菜籽的过程中，随着焙炒温度升高和时间延长，苯并（a） 芘等多环芳烃含量均呈上升趋势，且高温焙炒有利于重质多环芳烃的积累。郑波等［37］考察不同加热模式对山茶油中18 种多环芳烃积累的影响，结果表明，加热时间延长或加热温度提升均对山茶油中多环芳烃的累积有明显促进作用。当加热时长为6 h，重复加热次数为12 次，加热温度200 ℃接近山茶油烟点时，苯并（b） 荧蒽、苯并（a） 芘和苯并（g，h，i） 二萘嵌苯这3 种高致癌性多环芳烃含量达到该实验的最大值。研究表明，食品经高温熏、烤、炸后可能导致重质多环芳烃的含量升高，而对于中草药炮制前后多环芳烃的变化情况鲜有报道，仍需深入研究。

4.3 包装贮藏过程 包装材料多环芳烃超标会导致贮存过程中多环芳烃向内容物迁移，在不同贮藏条件下内容物的多环芳烃残留量可能发生变化。陈沙等［38］发现，较高的温度对聚乙烯包装材料中16 种多环芳烃的溶出迁移具有明显影响，且接触时间越长，多环芳烃向食品中的迁移浓度也不断增大。乔双雨［21］通过比较常温贮藏、15 ℃冷藏、4 ℃冷藏下油麦菜体内多环芳烃含量变化情况，发现多环芳烃含量变化随贮藏时间增加和贮藏温度升高而降低。

4.4 其他 研究表明，阔叶植物多环芳烃含量较窄叶植物高，灌木中的多环芳烃含量较乔木高［39］。此外，由于药材各部位发育期和环境暴露时间不同，可能导致多环芳烃在同一药材不同部位分布情况存在较大差别。崔宗岩等［16］对包括根类、茎类、叶类、花类、果实类、种子类、皮类、全草类在内的79 种中药中的16 种多环芳烃进行检测，79种中药中均检出多环芳烃，总含量以花类最高，根茎叶类次之，果实、种子类最低。中草药存在药材多基原、同一药材多药用部位的情况，而其与多环芳烃污染情况之间的关联尚无相关报道，有待系统性研究。

5 结语

近年来，医学检测技术的快速发展促进对多环芳烃毒性的研究，同时也将多环芳烃污染问题推入大众视野。随着检测水平的提高，国内外相关法规逐年修订完善。对于环境、食品多环芳烃污染和控制方法的研究已较为深入，而中草药多环芳烃污染的研究则多聚焦于建立快速检测方法上，关于影响因素、控制策略及修复技术鲜有报道。中草药中多环芳烃的变化与生长环境、药材品种、炮制加工条件等密切关联，因此，控制策略应当以考察产地环境污染情况为着眼点优选原药材，结合多环芳烃含量和药材指标成分优化炮制工艺，规范种植、生产过程，同时可参考对水体、土壤及蔬菜的多环芳烃修复技术达到去除或降低中草药多环芳烃含量的目的。鉴于国内外对中草药的质量要求日益严格，未来我国药用资源研究相关机构对中草药多环芳烃污染途径、影响因素及控制方法的深入探索已成为必然趋势。