Simultaneous determination of 12 heterocyclic aromatic amines infish processing products by UPLC/ESI-MS/MS
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摘要:
建立了超高效液相色谱-电喷雾串联质谱法同时测定鱼类加工品中12种杂环胺类化合物(HAAs)的分析方法。经过条件优化，肉样选用乙酸乙酯、氨水和三乙胺提取，提取液经MCX固相萃取小柱净化，按V(甲醇)∶V(氨水)=9 : 1洗脱，采用Thermo Hypersil Gold C18色谱柱，以甲醇和5 mmol·L-1乙酸铵溶液为流动相进行梯度洗脱分离，电喷雾离子源(ESI), 正离子模式，采用选择反应监测(SRM)扫描模式，内标法进行定量分析。结果表明，12种HAAs在1.0~100.0 μg·L-1范围内线性关系良好，相关系数R>0.99，在12 min内实现分离，3个加标水平的平均回收率为42.98%~125.00% (n=6)，相对标准偏差(RSD)为1.49%~9.88%，检测限(LOD)为0.3~1.0 μg·kg-1。该方法简便快捷，准确度高，易推广应用，可作为快速测定鱼类加工品中多种HAAs的有效方法。
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关键词:
- 超高效液相色谱-电喷雾串联质谱法 /
- 杂环胺 /
- 鱼类加工品
Abstract:We established a method for simultaneous determination of 12 heterocyclic aromatic amines (HAAs) in fish processing products using ultra-high performance liquid chromatography-electrospray ionization tandem mass spectrometry (UPLC/ESI-MS/MS). After optimizing the conditions, taking ethyl acetate, ammonia and triethylamine as extraction solutions, we purified the extract with MCX SPE column, and eluted by V(methanol) : V(ammonia)=9 : 1. Based on a Thermo Hypersil Gold C18 column, we performed a gradient elution separation by methanol and a gradient elution with the mobile phase of 5 mmol·L-1 ammonium acetate. Electrospray ionization source was applied and operated in positive ion mode, using selected reaction monitoring (SRM) scan mode and internal standard method for quantitative analysis. The results reveal that 12 HAAs show a good linear relationship within 1.0~100.0 μg·L-1 (R>0.99). The separation was finished within 12 min. The average recovery (n= 6) of the 12 HAAs spiked in tested samples at 3 levels ranged from 42.98% to 125.00% with the relative standard deviation (RSD) between 1.49% and 9.88%, and the limit of detection (LOD) was in the range of 0.3~1.0 μg·kg-1. This simple, rapid and highly accurate method can effectively determine various HAAs in fish processing products, easily be applied and popularized.
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洞庭湖位于湖南省北部，长江南岸，是我国第二大淡水湖，也是第一个与长江中下游直接连通的吞吐型湖泊，是长江最大的过水性调蓄湖泊，其渔业资源丰富，是内陆水域重要的水生生物种质资源库[1-2]。洞庭湖按地理位置分为东洞庭湖、南洞庭湖和西洞庭湖，其中东洞庭湖位于湖南省东北部，湖区面积最大，约占全湖的50%，是鲤 (Cyprinus carpio)、鲫 (Carassius auratu) 等多种经济鱼类的索饵场、越冬场和湖泊定居性鱼类的产卵场，也是濒危物种长江江豚 (Neophocaena asiaeorientalis asiaeorientalis) 的重要栖息地之一[3-4]。
调查发现，洞庭湖的鱼类种类逐年减少[5-7]。随着洞庭湖周围经济的发展，水工建筑兴建、淤泥围垦、环境污染等使其水文环境发生了改变，鱼类的栖息生境遭到破坏，而过度捕捞更导致其渔业资源出现严重衰退[10−12]。为保护长江水系渔业资源与生物多样性，农业农村部、财政部、人社部联合出台了《长江流域重点水域禁捕和建立补偿制度实施方案》，明文规定洞庭湖从2020年1月1日起开启为期十年的全面禁捕[13]。自此洞庭湖水系生态系统开始进入恢复期。
水声学调查方法具有快速高效、调查区域广、不损伤生物资源等优势，结合GPS、GIS等先进技术已广泛应用于海洋和内陆水域的鱼类资源监测中[14-18]。谢意军等[8]采用水声学方法对东洞庭湖湖区鱼类进行了空间分布调查和资源量评估，结果显示东洞庭湖不同区域内鱼类分布差异显著；王崇瑞等[9]采用水声学方法对东洞庭湖鱼类资源进行调查，并研究了长江江豚 (N. asiaeorientalis) 的动态分布及其与鱼类资源的相关关系，发现长江江豚可能具有随鱼群迁徙的行为特征。目前有关禁渔后洞庭湖水系鱼类资源的研究尚未见报道。本研究于2020年11月采用以水声学为主、渔获物调查为辅的方法，对东洞庭湖渔业资源进行调查，以摸清东洞庭湖鱼类空间分布和密度变化，通过对比禁渔前后东洞庭湖水域鱼类资源的变动情况，为后续禁渔效果评估和渔业资源保护提供数据支撑。
1. 材料与方法
1.1 调查时间和区域
本研究于2015年11月15—22日、2020年11月2—10日对东洞庭湖水域 (112°43'E—113°15'E, 28°59'N—29°38'N) 开展调查。根据东洞庭湖各区域生境特点，将东洞庭湖分为中心湖区 (以下简称湖区) 和湘江洪道 (以下简称洪道)，再根据探测距离，将探测范围分为6个调查区域 (表1和图1)。
表 1 东洞庭湖水声学调查的基本信息Table 1. Basic information of hydroacoustic survey in East Dongting Lake日期
Date区域类型
Area type编号
No.调查区域
Survey area航程
Voyage/km平均水深
Average depth/m温度
Temperature/°C11月2日 Nov.2nd 湖区 Lake area A 东北湖 The northeast of lake 25.7 3.32 18.5 11月4日 Nov.4th B 中部湖区 The center of lake 25.8 3.11 18.4 11月5日 Nov.5th 洪道 Flood way C 岳阳—扁山 Yueyang–Bianshan 11.0 7.98 18.4 11月6日 Nov.6th D 扁山—鹿角 Bianshan–Lujiao 21.5 10.43 18.9 11月7日 Nov.7th E 鹿角—鲇鱼口 Lujiao–Nianyukou 27.6 12.45 19.0 11月8日 Nov.8th F 鲇鱼口—屈原 Nianyukou–Quyuan 18.0 6.15 19.1 1.2 水声学调查
本研究使用的设备为SIMRAD公司生产的EY60分裂波束回声探测仪，换能器频率为200 kHz，半功率角 (3 dB Beam width) 为7°，换能器的发射功率为300 W，脉冲宽度64 μs。
探测时将探头通过钢管固定于调查船只右方，垂直放置于水下0.5 m，在湖区采用“之”字形调查，其余地方进行近“之”字形走航探测 (图1)，船速约为6~10 km·h−1 (在探测水位较浅的A、B区域时，将探头向水平方向偏移，保证探测水体深度大于5 m)。同时使用导航仪记录地理坐标信息。开始调查前，已用直径13.7 mm的钨铜金属球对仪器进行校准[19-20]。为避免风浪干扰，特选择晴朗无风的白天进行水声学调查。
1.3 渔获物调查
经湖南省农业农村厅批准，本研究于水声学调查的同期，在城陵矶入湖口和出湖口进行渔获物采样。使用两套三层流刺网 (长200 m×宽1.2 m，网目分别为5、25、40、60、80、100 mm各2 张) 与水流垂直的方向置于河道中间，第一次在当日傍晚下网，次日凌晨收起；第二次在次日凌晨下网，傍晚收起；每次网具放置时间约为10 h。鱼类经鉴定后记录种类，计数并测量体长[21] (精确到小数点后两位)。
1.4 数据处理与分析
使用Sonar-5分析软件 (Lindem Data Acquisition, Oslo, Norway) 对水声学数据进行转换和分析，表层线设置为探头下0.8 m，消除0.75 m的探测盲区。参数设置如表2所示，采用回声计数法计算鱼体密度。目标强度和鱼体体长之间的关系采用Foote[19]提出的公式：
表 2 ER60主要参数设置Table 2. Main parameters of ER60Sonar X参数
Sonar X parameter参数设置
Parameter setting前景滤波器 Foreground filter [1,3] 背景滤波器 Background filter [55,1] 目标平滑滤波 Target smooth filter [1,3] 信号长度 Signal length [3,50] 最大增益补偿 Maximum gain compensation 6 dB 最小目标长度 Min. track length 2 ping 最大脉冲缺失 Max. ping gap 2 ping 门阀过滤范围 Gating range 0.3 m $$ {\rm{TS}} = 20\;\log L - 71.9 $$ (1) 式中：TS为目标强度 (dB)；L为体长 (cm)。
将本次探测航线分为85个单元，总航程约为150 km，每个单元航程约为1.5 km，参照Balk和Lindem[22]的方法，单独计算各单元的鱼类密度。再将获取的单元鱼类密度和坐标信息导入ArcGIS 10.2 (Environmental Systems Research Institute, U.S.A.) 软件，采用反距离加权法 (IDW) 进行插值运算，作出鱼类密度水平分布图[23-24]。
在分析东洞庭湖鱼类密度空间分布规律时，预先对不同调查区域鱼类密度进行log(X+1)转换，使其具有齐性；对不同区域的鱼类目标强度进行非参数检验、鱼类密度进行One-way ANOVA分析。数据统计和分析采用SPSS 25.0和Excel 2016软件进行。禁渔前后的数据采集和分析方法均一致。
2. 结果
2.1 鱼类的个体特征分布
2020年11月在东洞庭湖水域共探测到鱼类信号17 330 个，TS介于−67.67~−30.80 dB，均值为 −46.48 dB，根据体长-TS转换公式，鱼类平均体长为18.66 cm (图2和图3)，TS介于−70~−40 dB的个体最多，相应体长约为1.24~39.36 cm，占比高达96.44%。
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图 2 东洞庭湖鱼类目标强度分布Figure 2. Distribution of fish target strengths in East Dongting Lake计算各个调查区域的TS所处区间，发现湖区超过80%的鱼类平均TS介于−55~−28 dB，体长范围为7.00~156.68 cm；而洪道超过80%的调查鱼类的TS介于−70~−46 dB，体长范围为1.24~19.72 cm，且湖区鱼类的TS (−39.81±6.23) 显著大于洪道 (−49.86±4.32) (F=9.11, P<0.05)。
B区域平均TS最大 (−39.29 dB)，C区域最小 (−51.22 dB)。利用非参数检验分析6个调查区域鱼类TS的差异性，结果见表3。6条航线区域内的鱼类回声信号TS差异显著 (P<0.5)。其中A与C区域之间的鱼类TS存在极显著差异 (P<0.01)；B与C、D、E、F区域之间的鱼类TS存在极显著差异 (P<0.01)。
表 3 东洞庭湖鱼类目标强度空间分布Table 3. Spatial distribution of fish target strengths in East Dongting LakedB 调查航段
Survey segment平均值
Average标准差
Standard deviation最大值
Max. TS最小值
Min. TSA −40.32ab 7.60 −30.97 −65.03 B −39.29a 3.93 −30.80 −67.01 C −51.22c 7.04 −50.67 −67.36 D −50.39bc 3.93 −43.90 −60.72 E −48.57bc 8.35 −47.64 −62.42 F −49.11bc 8.03 −51.90 −67.67 注：不同上标字母表示差异显著 (P<0.05)，后表同此。 Note: Different superscript letters indicate significant difference (P<0.05). The same below. 2.2 鱼类密度空间分布
本次调查东洞庭湖鱼类平均密度为150.20 尾·(1 000 m3)−1，湖区为 (192.56±221.82) 尾·(1 000 m3)−1，洪道为 (107.925±159.35) 尾·(1 000 m3)−1，经t检验这两类调查区域之间的鱼类密度差异显著 (F=5.200, P<0.05)。
6个调查区域中 (图4)，B区域的平均密度最大[272.93 尾·(1 000 m3)−1]，F区域的最小[14.52尾·(1 000 m3)−1]。单元密度最大值为1 823.95尾·(1 000 m3)−1，位于A调查区域君山岛—扁山范围内。单因素方差结果显示，不同区域之间的差异显著 (F=4.974，P<0.05，表4)。区域B与A、D和E、F均存在显著差异(P<0.05)，区域C与E、F也存在显著差异 (P<0.05)，其余区域之间差异不显著 (P>0.05)。
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图 4 东洞庭湖鱼类密布水平分布Figure 4. Horizontal distribution of fish density in East Dongting Lake表 4 东洞庭湖鱼类密度空间分布Table 4. Spatial distribution of fish density in East Dongting Lake调查航段Survey
segment平均密度Average density/
[尾·(1 000 m3)−1]最大密度Max density/
[尾·(1 000 m3)−1]最小密度Min density/
[尾·(1 000 m3)−1]A 112.24b 1 549.84 10.01 B 272.93a 671.69 9.12 C 263.56ab 1 823.95 11.03 D 121.72b 473.00 12.67 E 31.96bc 136.36 11.97 F 14.52bc 54.08 2.96 2.3 渔获物组成
在渔获物调查中，共采到鱼类18种，隶属2目3科18属，其中鲤科15 种，主要组成鱼类尾数比例为短颌鲚 (Coilia brachygnathus) 23.67%、鲫13.76%、似鳊 (Pseudobrama simoni) 11.55%、鲢 (Hypophthalmichthys molitrix) 10.95%、鲤10.25%、䱗 (Hemiculter leucisculus) 5.30%、麦穗鱼 (Psetudosasbora parva) 3.89%、鳑鲏 (Rhodeinae) 3.53%、银鲴 (Xenocypris argentea) 2.83%、草鱼 (Ctenopharyngodon idellus) 2.47%、团头鲂 (Megalobrama amblycephala) 2.47%、黄颡鱼 (Pelteobagrus fulvidraco) 1.35%、鳊 (Parabramis pekinensis) 1.06%、翘嘴鲌 (Culter alburnus) 1.06%和其他鱼类6.07%。鱼类体长平均值为13.38 cm，分布范围介于5.00~39.2 cm (表5)。
表 5 东洞庭湖渔获物鱼类种类组成Table 5. Composition of fish species in East Dongting Lake种类
Species数量占比
Quantity percentage/%体长
Body length/cm范围
Range平均值
Average短颌鲚 C. brachygnathus 23.67 11.00~26.00 15.12 鲫 C. auratus 13.76 6.00~18.20 11.38 似鳊 P. simoni 11.55 6.00~8.20 6.96 鲢 H. molitrix 10.95 11.50~36.50 17.29 鲤 C. carpio 10.25 15.20~36.10 20.45 䱗 H. leucisculus 5.30 7.00~12.50 9.58 麦穗鱼 P. parva 3.89 7.20~9.90 7.64 鳑鲏 Rhodeinae 3.53 10.10~10.40 11.03 银鲴 X. argentea 2.83 8.30~18.40 9.63 草鱼 C. idellus 2.47 21.60~39.20 23.16 团头鲂 M. amblycephala 2.47 9.30~22.50 14.14 翘嘴鲌 C. alburnus 1.06 16.70~26.50 22.50 鳊 P. pekinensis 1.06 8.80~27.50 14.58 2.4 禁渔前后鱼类空间分布变化
对比禁渔前后东洞庭湖的水声学调查数据发现 (图5—图8)：2015年11月湖区鱼类的平均目标强度[(−42.05±3.21) dB]显著小于2020年11月 [(−39.81±6.23) dB] (F=7.677, P<0.05)；2015年11月洪道鱼类的平均目标强度 [(−45.12±2.80) dB]显著大于2020年11月 [(−49.86±4.32) dB] (F=16.006, P<0.05)。
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图 5 禁渔前后湖区 (a) 和洪道 (b) 鱼类目标强度分布Figure 5. Distribution of fish target strength in lake area and floodway before and after fishing ban![]()
图 8 禁渔前后东洞庭湖鱼类密度Figure 8. Distribution of fish density in East Dongting Lake before and after fishing ban![]()
图 6 禁渔前后湖区 (a) 和洪道 (b) 鱼类目标强度均值Figure 6. Distribution of fish average target strength in lake area and floodway of East Dongting Lake before and after fishing ban![]()
图 7 禁渔前后湖区和洪道鱼类密度分布Figure 7. Distribution of fish density in lake area and floodway of East Dongting Lake before and after fishing ban2015年东洞庭湖鱼类平均目标强度 [(−44.66±3.03) dB]大于2020年 (−46.48 dB)，2015年鱼类平均体长 (23.01 cm) 大于2020年 (18.24 cm)；2015年东洞庭湖鱼类平均密度 [(67.90±53.50) 尾·(1 000 m3)−1] 小于2020年 [150.20 尾·(1 000 m3)−1]。
3. 讨论
3.1 鱼类密度空间分布特征
本次水声学调查发现东洞庭湖的湖区鱼类的平均目标强度大于洪道，即湖区鱼类的体长大于洪道，主要原因是：1) 在进行调查前，东洞庭湖渔政码头处进行过四大家鱼增殖放流，因此不仅使位于洪道东北端的岳阳—扁山河段鱼类平均目标强度要小于其他区域，而且造成整个洪道区域鱼类TS平均值整体低于湖区。2)有研究表明幼鱼偏好栖息于岸边浅滩处[25]，但由于东洞庭湖湖区近岸边水位太浅无法行船形成探测盲区，导致近岸边幼鱼无法被探测到。根据Holles等[26]的调查发现，人为噪声可能会对幼鱼的种群动态产生影响，因此调查船只行驶过程中产生的噪音会对幼鱼造成影响使其躲避至湖岸边的探测盲区，也可能导致本次调查湖区的平均目标强度大于洪道。
本次调查中，洞庭湖湖区的平均鱼类密度大于洪道，结果与谢意军等[8]于2015年7月对东洞庭湖的水声学调查结果总体相符。洞庭湖鱼类密度的空间分布可能与环境因子有关，其中总磷、Chl-a浓度、高锰酸盐指数反映的是水体营养物质的多寡[27]，其浓度越高越有利于饵料生物的生长。周磊等[28]对洪潮江水库鱼类进行水声学调查发现鱼类密度分布与Chl-a呈正相关，用Chl-a浓度与鱼类分布关系间接反映了饵料生物与鱼类密度的相关性。李胜男等[29]调查发现东洞庭湖南北部湖区的浮游藻类Chl-a和藻蓝素浓度均大于东部行洪道，与本次调查鱼类密度分布的差异一致；而且中部湖区及君山岛附近景区水质较好，水生植物丰富，能为鱼类提供较好的觅食场所，因此鱼类探测密度高；另一方面东洞庭湖岳阳至鲇鱼口水域流速较大，往来航船对鱼类产生干扰，鱼探仪无法探测到目标，因此探测密度低。
王崇瑞等[9]调查发现，东洞庭湖低水位期鱼类资源水平密度分布不均，与本次水声学调查结果显示鱼类密度最大的区域为扁山—君山区域，以及谢意军等[8]的研究结果一致。这可能与扁山处于江水汇入处的特殊性有关，Fernandas等[30]认为河流交汇处存在温度梯度和漩涡，聚集了丰富的营养物质和有机物，是独特的栖息地，因此鱼类多样性更高[31]；另外鱼类分布与浮游生物之间具有相关性，傅园园等[32]对东洞庭湖浮游藻类调查显示，11月扁山区域附近藻类较东洞庭湖其他区域平均密度大，这也可能是导致扁山区域鱼类平均密度较大的重要原因。
本次渔获物调查地点为区域C，优势种为短颌鲚，平均体长为13.38 cm，而区域C鱼类水声学调查平均目标强度转化的鱼类体长为10.81 cm，两种方式调查结果基本一致。
3.2 禁渔前后鱼类密度分布差异
禁渔前后的调查结果均显示湖区的鱼类密度大于洪道，且2020年禁渔后东洞庭湖调查水域鱼类密度显著大于2015年禁渔前。与2015年东洞庭湖禁渔期前的调查结果相比，本次调查东洞庭湖鱼类目标强度平均值较低，即探测鱼类体长较小，可能是由调查前的四大家鱼鱼苗增殖放流所致。
禁渔后东洞庭湖鱼类密度总体增多，除了增殖放流外，主要原因可能是洞庭湖实施全面禁渔后，禁止商业捕捞，使鱼类资源量得到极大幅度的增加，减少了部分人为干扰，鱼类数量逐渐增多。禁渔制度在保护鱼类产卵亲体繁殖、鱼类资源数量补充等方面发挥了重要作用，很大程度上促进了我国渔业的可持续发展。相关研究表明，2003年长江实施春禁制度后，上游部分江段单位捕捞努力量渔获物表现出一定的上升趋势[33]，下游安庆、常熟等江段的鱼类群落结构有所改善，生物多样性逐步回升[34-35]。2011年珠江开始实施禁渔期制度，伍智等[36]使用鱼探仪于禁渔前后对珠江西江段进行探测，结果显示禁渔期间鱼类密度增加，很大程度上护养了鱼类的自然生长，起到了资源保护作用。
此外，东洞庭湖实施禁捕之后，湖区内网箱全部拆除，可调查面积增大，探测的鱼类数量增多；且2020 年11月东洞庭湖水位较2015 年11 月高，水域体积较大，江湖洄游性鱼类尚未出湖，可探测目标也更多。
3.3 展望与不足
使用水声学方法研究内陆淡水湖泊已较成熟，但仍需与传统渔获物的方法相结合。洞庭湖鲤科鱼类占主导且大多数为喉鳔型，因此本次研究使用Foote[19]提出的喉鳔型鱼类的TS-体长公式进行转换，但洞庭湖鱼类种类较多，缺乏识别个体鱼类的TS-体长经验公式，若要利用水声学识别鱼类种类及体型大小还需加强该方面研究。
东洞庭湖有“水涨为湖，水落为洲”的特殊景观，11 月临近枯水期，水深较浅。本研究的调查结果难以全面、完整地反映禁渔前后东洞庭湖鱼类资源量的动态变化。今后可以在本调查的基础上增加丰水期探测；此外，东洞庭湖鱼类资源的空间分布与饵料生物等环境因子密切相关，本研究中只粗略讨论了水深和噪音对鱼类的影响，未全面客观解释原因，后续可加强该方面调查。渔业资源恢复是个缓慢的过程，且洞庭湖禁渔时期不足一年，若要对洞庭湖禁渔效果进行鱼类资源评估需要长期持续的监测和调查。
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图 1 优化条件下的12种杂环胺的SRM图
Figure 1. SRM mass spectrum of 12 HAAs under optimized conditions
表 1 流动相梯度洗脱程序
Table 1 Gradient elution with mobile phases
t/min φ(5 mmol·L-1乙酸铵溶液)/%
ammonium acetate
(A)φ(甲醇)/%
methanol
(B)0 90 10 2.0 90 10 3.0 20 80 5.5 20 80 7.5 90 10 12.0 90 10 
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表 2 12种杂环胺类化合物的定性与定量特征离子及优化的质谱参数
Table 2 Qualitative and quantitative characteristic ions and optimized MS/MS parameters of 12 HAAs
杂环胺名称
compound母离子/(m/z)
mother ion子离子/(m/z)
daughter ion碰撞能量/V
collision energyIQ 198.9 184.0* 27 157.0 35 MeIQ 212.9 198.0* 27 197.0 36 MeIQx 213.9 199.0* 28 131.1 39 PhIP 225.0 210.0* 30 140.0 50 4, 8-DiMeIQx 227.9 213.0* 30 212.0 50 7, 8-DiMeIQx 227.9 213.0* 28 131.1 29 Harman 182.9 115.1* 33 89.1 51 AaC 183.9 140.1 33 167.1* 24 Trp-p-1 197.8 181.1* 23 154.1 29 MeAaC 197.8 197.0* 25 181.1 24 Norharman 168.9 115.1* 34 89.1 47 Trp-p-2 211.9 195.1* 35 167.1 38 Norharman-d7 175.9 120.2* 35 Trp-p-2-13C12, 15N 200.9 155.1* 31 MeIQx-d3 216.9 199.0* 28 注：*.定量离子
Note: *. MS/MS quantitative ion
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表 3 不同洗脱条件及其2种比例时杂环胺回收率
Table 3 Recovery of HAAs with different eluents and at different ratios
% 杂环胺
HAAsV(甲醇)：V(氨水) =8：2
methanol：ammoniaV(甲醇)：V(氨水) =9：1
methanol：ammoniaV(甲醇)：V(0.1% 甲酸)=8：2
methanol：0.1% formic acidV(甲醇)：V(0.1% 甲酸)=9：1
methanol：0.1% formic acidV(甲醇)：V(0.5% 甲酸)=8：2
methanol：0.5% formic acidV(甲醇)：V(0.5% 甲酸)=9：1
methanol：0.5% formic acidIQ 66.37 89.65 17.00 36.47 ND 66.03 MeIQ 96.08 94.90 74.10 70.46 54.17 69.87 MeIQx 93.03 108.40 99.29 34.58 85.38 26.91 PhIP 80.84 89.59 62.14 29.36 36.63 25.42 4, 8-DiMeIQx 92.40 95.80 85.80 86.15 136.90 52.05 7, 8-DiMeIQx 92.40 95.80 85.80 86.15 136.90 52.05 Harman 29.05 115.70 19.80 ND ND ND AaC 33.25 93.87 27.52 ND ND ND Trp-p-1 78.34 98.65 60.57 ND ND 60.41 MeAaC 38.69 108.24 ND 17.31 ND ND Norharman 81.99 94.12 50.48 ND ND ND Trp-p-2 88.70 97.20 79.60 ND 73.90 ND 注：ND.未检出; 后表同此
Note: ND.not detected.The same case in the following table.
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表 4 方法的检出限
Table 4 Limits of detection of method
物质
compound检出限/μg·kg-1
LODIQ 0.50 MeIQ 0.30 MeIQx 1.00 PhIP 0.30 4, 8-DiMeIQx 0.40 7, 8-DiMeIQx 0.40 Harman 0.30 AaC 0.40 Trp-p-1 0.50 Trp-p-2 0.50 Norharman 0.30 MeAac 0.30
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表 5 空白草鱼肉样中12种杂环胺化合物的加标回收率和精密度(n=6)
Table 5 Recovery and precision of 12 HAAs spiked in blank grass carp samples
物质
compound加标量/μg·kg-1
added amount回收率/%
recovery相对标准偏差/%
RSDIQ 5 70.49 6.32 10 77.80 5.73 20 89.46 3.36 MeIQ 5 42.98 1.72 10 57.27 7.05 20 84.91 9.22 MeIQx 5 77.24 3.12 10 76.04 3.17 20 95.44 6.04 PhIP 5 62.51 8.08 10 75.71 8.34 20 82.28 6.77 4, 8-DiMeIQx 5 68.92 4.61 10 78.08 6.64 20 78.78 7.93 7, 8-DiMeIQx 5 68.92 4.61 10 78.08 6.64 20 78.78 7.93 AaC 5 51.90 7.45 10 57.85 1.74 20 90.87 5.71 Harman 5 83.10 9.88 10 94.05 5.08 20 125.0 9.26 Norharman 5 63.44 7.38 10 81.39 3.44 20 87.38 4.18 Trp-p-2 5 64.61 4.61 10 79.03 1.66 20 83.20 9.03 Trp-p-1 5 50.08 1.49 10 79.75 5.08 20 83.06 3.11 MeAaC 5 52.45 1.49 10 92.53 7.59 20 95.38 5.38
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表 6 空白鲫鱼肉样中12种杂环胺化合物的加标回收率和精密度(n=6)
Table 6 Recovery and precision of 12 HAAs spiked in blank crucian carp samples
物质
compound加标量/μg·kg-1
added amount回收率/%
recovery相对标准偏差/%
RSDIQ 5 73.48 2.37 10 77.92 2.88 20 89.55 3.65 MeIQ 5 52.69 2.25 10 62.35 3.34 20 94.60 5.41 MeIQx 5 76.86 4.42 10 85.10 3.75 20 96.39 3.98 PhIP 5 66.82 2.58 10 74.92 1.94 20 95.39 5.87 4, 8-DiMeIQx 5 67.58 3.31 10 72.33 4.27 20 78.82 5.48 7, 8-DiMeIQx 5 67.58 3.31 10 72.33 4.27 20 78.82 5.48 AaC 5 58.16 6.06 10 66.90 4.93 20 92.02 5.15 Harman 5 88.99 4.07 10 93.57 4.53 20 104.67 5.58 Norharman 5 62.97 3.41 10 77.54 5.92 20 82.41 2.53 Trp-p-2 5 64.92 4.59 10 80.35 1.76 20 88.20 2.31 Trp-p-1 5 69.36 3.13 10 80.90 2.58 20 98.92 2.75 MeAaC 5 61.20 1.58 10 89.33 2.15 20 97.18 4.96
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表 7 空白鳊鱼肉样中12种杂环胺化合物的加标回收率和精密度(n=6)
Table 7 Recovery and precision of 12 HAAs spiked in blank white bream samples
物质
compound加标量/μg·kg-1
added amount回收率/%
recovery相对标准偏差/%
RSDIQ 5 75.53 1.72 10 88.52 2.82 20 92.01 2.24 MeIQ 5 50.20 4.47 10 64.23 3.95 20 83.30 6.23 MeIQx 5 76.86 5.35 10 87.43 4.21 20 96.80 6.72 PhIP 5 64.82 4.43 10 78.35 1.76 20 85.53 2.23 4, 8-DiMeIQx 5 69.92 2.18 10 76.33 4.51 20 85.46 5.57 7, 8-DiMeIQx 5 69.92 2.18 10 76.33 4.51 20 85.46 5.57 AaC 5 53.47 1.85 10 58.38 2.23 20 97.99 3.32 Harman 5 82.71 3.72 10 99.54 3.88 20 115.95 4.07 Norharman 5 67.29 3.48 10 80.40 4.12 20 86.27 1.78 Trp-p-2 5 64.50 1.86 10 80.22 3.71 20 85.16 2.97 Trp-p-1 5 72.45 1.98 10 85.76 3.83 20 96.55 2.89 MeAaC 5 55.88 4.81 10 92.74 3.53 20 102.10 2.29
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表 8 炸鱼肉、烤鱼肉样品中杂环胺类化合物质量分数(n=3)
Table 8 Content of HAAs in fried and roasted samples
ng·g-1 化合物
compoundw(油炸样品)
fried samplew(烧烤样品)
roasted sampleIQ 5.03 1.92 MeIQ 4.65 1.23 MeIQx 1.69* 1.56* PhIP 0.51* ND 4, 8-DiMeIQx 1.10* ND 7, 8-DiMeIQx 1.10* ND AaC ND ND Harman 13.29 10.08 Norharman 26.85 26.46 Trp-p-2 ND ND Trp-p-1 ND ND MeAaC ND ND 注：*.高于检出限而低于定量限
Note: *. beyond the limit of detection but under the limit of quanlification
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