《Journal of Environmental Sciences》：Contamination profiles of legacy and emerging per- and polyfluoroalkyl substances in various vegetable oils collected in Chinese markets
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食用油中全氟化合物（PFAS）污染特征及健康风险评估，通过96份中国市售食用植物油样本分析，检测到37种PFAS，总浓度范围0.00723–1454 pg/g，精炼度高的油品短链PFAS和新兴PFAS（如6:2 FTS和HFPO-DA）浓度更高，日均摄入量低于安全限值。
冯文峰|卢月鹏|胡云宁|程静|王玲|周珍|梁勇
国家市场监督管理总局食用油质量安全重点实验室，中国武汉430040
摘要
饮食摄入是人类接触全氟和多氟烷基物质（PFAS）的主要途径之一。本研究分析了从中国市场上收集的96份含有11种植物油的样本，使用液-液萃取和固相萃取相结合的方法提取37种PFAS，随后通过高效液相色谱-串联质谱（HPLC-MS/MS）进行检测。所有油样中都以短链（CF2 < 7）和新兴PFAS为主，总（ΣPFAS）浓度范围为<0.00723–1454 pg/g。葵花籽油、山茶油和芝麻油中的ΣPFAS浓度高于其他类型的油。首次在食用油中检测到替代PFAS，即6:2氟代烃磺酸盐（6:2 FTS）和六氟丙烯氧化物二聚酸（HFPO-DA），其最大浓度分别为1438 pg/g和182 pg/g。高度精炼的油样中短链和新兴PFAS的平均浓度高于低度精炼的油样，这表明在评估PFAS污染情况时需要考虑精炼过程的影响。同时，不同的油加工方法对油样中PFAS的存在也有不同的影响。通过食用油摄入的PFAS的日估计摄入量均低于可容忍摄入水平。
引言
全氟和多氟烷基物质（PFAS）是一类具有强碳-氟（C–F）键的合成有机化合物。由于其卓越的化学稳定性、疏水性和疏油性（Buck等人，2011年），PFAS被广泛应用于各种消费品中，如水成膜泡沫、不粘炊具涂层、防水纺织品、食品包装、阻燃服装和灭火剂（Wang等人，2017年）。然而，这些特性也导致PFAS具有环境持久性、抗降解性、生物累积潜力、长距离传输能力和毒性（Sadia等人，2023年；Xu等人，2021年）。大量研究表明，PFAS可以通过食物链生物放大（Zheng等人，2021年），最终导致人类暴露并可能对人类健康构成威胁（Lau等人，2007年）。为应对环境问题，国际上对PFAS的生产和使用进行了越来越多的监管。2009年、2019年和2022年，《斯德哥尔摩公约》分别将全氟辛烷磺酸（PFOS）、全氟辛酸（PFOA）和全氟己烷磺酸（PFHxS）及其盐类列为持久性有机污染物（权威机构，2008年；联合国环境规划署，2023a、2023b、2023c）。欧盟于2023年9月为特定食品类别中的四种PFAS及其总浓度（ΣPFAS）制定了严格的最大限值。例如，食用鱼肌肉中的PFOS最大限值为2.0 μg/kg，PFOA为0.20 μg/kg，全氟壬酸（PFNA）为0.50 μg/kg，PFHxS为0.20 μg/kg（欧盟，2023年）。同样，美国环境保护署在2024年4月将饮用水中的PFOA和PFOS的最大污染物水平设定为4.0万亿分之一，PFHxS、PFNA和六氟丙烯氧化物二聚酸（HFPO-DA为10万亿分之一，并规定两种或更多PFAS混合物的累积危害指数为1.0（EPA，2024c）。尽管美国食品药品监督管理局尚未为食品中的PFAS制定标准化限值，但自2024年起已禁止在纸质食品包装材料中使用PFAS，以防止这些化学物质迁移到食品中（FDA，2024年）。
人类通过多种途径接触PFAS，包括吸入空气中的颗粒物、皮肤接触和饮食摄入（Kissel等人，2023年；Torres和De-la-Torre，2022年）。在这些途径中，饮食摄入被认为是人类接触PFAS的主要途径（Schrenk等人，2020年）。PFAS污染已在多种食品中被记录到，不同食品类型的污染水平各不相同（Ahrens等人，2016年；Kause等人，2024年；Kumar等人，2022年；Pasecnaja等人，2022年）。除了食品本身的污染外，烹饪方法和包装材料也会影响PFAS的暴露（Hu等人，2020年）。防水和防油食品包装材料（如快餐包装纸）中的PFAS可能会迁移到食品中，增加膳食PFAS的摄入量（Hsu等人，2025年）。此外，对传统PFAS的限制促使人们生产和使用了许多新兴PFAS，包括替代的多氟/全氟化合物，如6:2氟代烃磺酸盐（6:2 FTS）和HFPO-DA（Feng等人，2020年）。在最近的一项研究中，2020-2024年间15个国家的牛奶样本中，传统PFAS的浓度显著下降85.9%，而新兴PFAS（特别是HFPO-DA和6:2 FTS）的浓度分别上升了251%和146%（Li等人，2025a）。
尽管人们对富含蛋白质和水分的食品中的PFAS关注较多，但对于富含脂质的基质（如食用油）中的PFAS关注较少。根据美国农业部2025年5月发布的最新报告，2023-2024年全球植物油消费量达到了2.179亿吨（USDA，2025年）。联合国粮食及农业组织2024年的数据显示，在欧洲、美洲和大洋洲，脂肪和油类约占饮食总能量的20%–21%（FAO，2024年）。由于食用油是人类日常饮食的基本组成部分，其安全性受到了越来越多的关注。2010年，Ballesteros-Gómez等人研究了荷兰市售葵花籽油样本中的14种PFAS，包括C4、C6、C8 PFCAs和C4–C14全氟磺酸（PFSAs），但未检测到目标PFAS（Ballesteros-Gómez等人，2010年）。同样，在2011年，研究人员分析了荷兰多个零售店的植物油中的这14种PFAS，所有浓度均低于方法检测限（Noorlander等人，2011年）。2013年，意大利研究人员分析了橄榄油和花生油中的PFOA和PFOS污染情况，报告称ΣPFAS浓度低于500 ng/g的检测限（Guerranti等人，2013年）。这些研究表明，食用油中的PFAS浓度较低；然而，这仍需要进一步研究。鉴于食用油中PFAS的微量浓度以及其高脂含量，开发可靠的分析方法对于准确评估污染情况和确保食品安全至关重要。食用油的复杂基质常常干扰PFAS的提取和检测，这意味着在预处理过程中需要严格的样品纯化（Zhang等人，2019年）。已经探索了几种从食用油样本中提取PFAS的方法，包括使用深共晶溶剂、液-液萃取（LLE）和固相萃取（SPE）（Han和Cao，2023年）。然而，这些方法存在局限性，例如凝胶渗透色谱能有效去除大部分大分子和残留杂质，但耗时且需要大量有机溶剂，从绿色分析化学的角度来看这是不利的（Yang等人，2015年）。因此，优化合适的预处理方法仍然非常重要。
本研究的主要目的是评估中国市场上收集的食用植物油中PFAS的污染情况和潜在健康风险。从当地市场收集了96份国产食用油样本，包括11个品种，涵盖了不同的加工技术（如压榨和溶剂萃取）以及三个级别的精炼。所有样本在高效液相色谱-串联质谱（HPLC-MS/MS）分析前均经过了LLE和SPE预处理。优化后的分析方法用于系统地表征食用油中37种PFAS的检测频率、浓度分布和分布模式。此外，还研究了精炼程度和加工方法对PFAS分布的影响。最后，通过估算日摄入量（EDI）来评估中国人群通过食用油摄入PFAS的健康风险。
样本采集
2024年7月至10月期间，在中国湖北省的市场收集了96份食用植物油样本（附录A 表S1）。样本包括亚麻籽油（n = 8份）、玉米胚芽油（n = 5份）、山茶油（n = 4份）、菜籽油（n = 19份）、芝麻油（n = 8份）、混合油（n = 19份）、花生油（n = 7份）、大豆油（n = 11份）、米糠油（n = 4份）和葵花籽油（n = 7份）。这些样本涵盖了不同的油种类和加工技术。
食用油中PFAS的样品制备优化
C18 SPE方法已被广泛用于从富含脂质的食品基质中同时提取多种化合物（Vavrou?等人，2019年）。这种方法依赖于疏水相互作用来保留非极性到中等极性的 analytes；然而，它在捕获短链和高极性物质方面的效率有限。鉴于食用油样本中PFAS的浓度通常很低，评估不同SPE方法的性能非常重要
结论
总之，本研究系统地调查了中国食用油中的传统和新兴PFAS，发现油类、不同的油水平和生产过程可能是影响PFAS污染特征的重要因素。然而，本研究存在一定的局限性。尽管样本类别较为全面，但采样区域相对集中，可能无法完全反映空间分布情况
作者贡献声明
冯文峰：调查、数据分析、初稿撰写。卢月鹏：数据管理、项目协调。胡云宁：初稿修订。程静：数据分析。王玲：初稿修订。周珍：概念构思、撰写及审稿编辑。梁勇：监督。
作者贡献声明
冯文峰：初稿撰写、调查、数据分析。卢月鹏：项目协调、数据管理。胡云宁：撰写及审稿编辑。程静：数据分析。王玲：撰写及审稿编辑。周珍：撰写及审稿编辑、概念构思。梁勇：监督。
