《Journal of Hazardous Materials Advances》：Quaternary ammonium compounds as food and environmental contaminants: occurrence, biodegradation, toxicity, analytical challenges, and removal– A critical review
摘要
季铵化合物（QACs）被广泛用于防止许多领域（如医疗保健、食品加工、制药工业和家庭环境）中的病原体污染。其使用强度（尤其是近年来）日益加剧，引发了人们对其在环境和食品相关区域中持久性与传播的日益关注。本综述对QACs残留在水、土壤、空气、食品及工业表面中的赋存情况进行了全面而批判性的评估，强调了食品和环境暴露的多重途径。相关风险从食品安全和生态毒理学影响的角度进行了讨论。除赋存情况外，通过分析QACs的生物降解机制和转化途径，审查了其环境归趋，并指出了当前的知识空白及不同环境介质间的差异性。现有监测策略的局限性受到特别关注。常规分析方法虽然灵敏且具有选择性，但仍然成本高昂且依赖实验室条件，而快速检测工具往往缺乏足够的灵敏度和可靠性。在此背景下，新兴的生物传感方法被批判性地评估为分散化和实时监测的有前景替代方案。此外，本综述比较了当前环境和工业场景中QACs去除技术的效率、优势和局限性，并确定了实现可持续和可扩展解决方案的关键挑战。最后，概述了主要研究空白，包括对协调统一的监测框架、改进的风险评估方法以及创新检测和修复策略的需求。总体而言，本工作为QACs作为新兴污染物提供了综合视角，并为未来研究和监管发展提供了指导。
1. 引言
QACs是一大类阳离子表面活性剂，因其在食品加工、医疗保健和家庭环境中的抗菌特性而被广泛使用。结构上，QACs的特征在于一个带正电的氮原子与四个烷基或芳基结合，这赋予其表面活性和杀菌特性。常见代表包括苯扎氯铵类化合物（BACs）和二癸基二甲基氯化铵（DDAC），它们的理化特性影响其抗菌功效和环境行为。QACs被广泛纳入清洁和消毒（C&D）实践，特别是在食品工业中，用于控制设备、表面和包装材料上的微生物污染。然而，区分清洁和消毒很重要：清洁涉及使用高压和/或洗涤剂去除有机物，而消毒针对微生物灭活。最后一步包括用水冲洗场所、材料和设备以去除微生物并尽可能消除消毒剂残留。在实践中，这些过程常常结合，导致频繁甚至不必要地使用消毒剂。在此背景下，“不当使用”是指过量施用、冲洗不足或在非关键情况下使用等条件，这些都可能造成残留物的持久存在。欧盟法规No 528/2012规定了不同类型的杀生物产品，分为四大组共22种杀生物产品类型（PT）。本综述重点关注第1组（消毒剂），包括人类卫生（PT1）、不直接用于人或动物的消毒剂和除藻剂（PT2）、兽医卫生（PT3）、食品应用（PT4）和饮用水（PT5）。QACs的广泛使用导致其在环境和食品相关基质中被越来越多地检出。残留物已在废水、地表水、沉积物和农业系统以及食品和食品接触表面中报告。这些发生情况源于多种污染途径，包括生活污水和工业废水排放、处理表面的转移以及通过水和空气等环境区域的间接污染。水生环境是QACs的主要储库和途径，通过灌溉、生物积累和与加工环境的接触促进其向食物链转移。QACs的环境归趋与其理化性质密切相关，包括对有机物和表面的强吸附性、相对持久性和可变的生物降解性。这些特性虽有助于其消毒效果，但也促进其在环境区域中积累，并可能限制其在常规处理系统中的去除。此外，包括好氧和厌氧生物降解在内的转化过程可能导致具有不同行为和潜在影响的副产物形成。越来越多的证据表明，暴露于QACs可能对人类健康和生态系统构成风险。从食品安全角度看，食品中残留物的存在引发对慢性膳食暴露的担忧。与此同时，通过水、空气和表面的环境暴露可能导致人类多种途径暴露，包括摄入、吸入和皮肤接触。报告的健康影响包括刺激、致敏和呼吸系统结局，而在水生生物和微生物群落中观察到生态毒理学影响。此外，QACs的广泛存在引起人们对其在抗菌素耐药性发展中潜在作用的担忧。在此背景下，可靠检测和定量复杂环境和食品基质中的QACs对于评估其赋存和相关风险至关重要。先进的分析方法，特别是色谱与质谱联用技术，提供高灵敏度和特异性，但仍然是资源密集型和实验室依赖性的。相反，快速、可现场部署的检测工具仍在开发中，面临灵敏度和稳健性的挑战。鉴于对QACs污染及其对食品安全和环境健康影响的日益关注，需要对当前知识进行有针对性的结构化综合。我们在PubMed、Scopus和Web of Science数据库中进行了文献检索，使用与QACs相关的关键词，结合布尔运算符AND和OR。选取1952年至2026年间以法语或英语发表的文章，根据预定义的纳入标准，重点关注最近15年的文献。我们发现了关于QACs的知识空白。事实上，农食工业中的QACs污染——以及由此产生的食品污染——在综述文献中仅得到非常有限地涉及。QACs的赋存、污染来源和途径以及相关风险在文献中很少讨论，尽管这构成公共健康问题。大多数综述从环境角度处理污染和风险。因此有必要制作一篇综述，通过审查污染来源和转移机制来突出食品中QACs的存在。环境污染也被纳入本综述，因为它导致食品污染（植物和动物来源）。此外，缺乏关于农食工业中食品污染相关特定危害（如对杀生物剂的耐药性和对抗生素的交叉耐药性）的文献综述。在本综述中，我们纳入了关于QACs在环境和污水处理厂中生物降解和去除的总结，因为这些过程会影响植物性食品的污染，进而影响动物性食品。本综述汇集了关于QACs分类、理化性质、应用、污染来源和途径、环境和食品基质中的赋存、环境归趋、生物降解过程、毒理学意义、分析方法和去除策略的现有知识。此外，本综述纳入了来自不同地理区域（包括欧洲、美国和东亚）的研究结果。这一广泛视角能够对时间趋势、区域差异、新兴关注点和现有知识空白进行批判性评估。本综述的目的不仅是总结现有文献，还要批判性地分析当前知识，确定研究优先事项，并支持为QACs在食品和环境系统中制定更有效的监测、风险评估和管理策略。
2. QACs的化学结构、分类和关键性质
2.1 QACs的化学结构和分类
QACs可分为五个化学结构组。从总体上看，所有QACs具有通式N?R?，至少有一个长烷基链（通常C8至C18）连接到带正电的氮离子上。然而，烷基咪唑鎓（第5组）和烷基吡啶鎓（第4组）也因其理化性质和生物活性而被视为QACs，尽管从结构角度看它们并非QACs。经典地，铵的反离子是氯离子，或更罕见地是溴离子、乙基硫酸根或丙酸根。第1组为烷基二甲基苄基铵/二烷基甲基苄基铵，典型分子为苯扎氯铵（BACs）；第2组为二烷基二甲基铵/二烷基甲基乙基铵，典型分子为二癸基二甲基氯化铵（DDACs）；第3组为烷基三甲基铵，典型分子为烷基三甲基氯化铵（ATMACs）；第4组为烷基吡啶鎓，典型分子为十六烷基吡啶鎓（CPC）；第5组为新兴化合物，包括酯基季铵盐、烷基咪唑鎓、二聚体Gemini和多功能QACs。
2.2 QACs化学结构与理化性质的联系
这些性质极大地影响这些化合物的消除动力学。QACs带正电的铵头基促进这些化合物吸附到带负电的表面上，包括污水污泥、土壤和沉积物。这种吸附对QACs的生物降解产生负面影响。
2.2.1 杀生物活性
QACs是两亲性分子（亲水头（N?），疏水尾（烷基链）），赋予表面活性剂性质并可形成胶束。在临界胶束浓度（CMC）以上形成胶束解释了其去污活性和杀生物功效。胶束形成与链长有关。这种两亲性特征也解释了它们与细胞膜的相互作用以及由此产生的杀生物活性。亲水头N?的永久正电荷导致与细菌膜的强烈相互作用。QACs破坏微生物的机制是：i）QACs的烷基链插入微生物脂质膜中，随后改变磷脂双层的结构，ii）这种修饰导致膜破裂，从而打开微生物外壳，导致细胞内成分泄漏。此外，烷基链越长，分子越疏水，其杀生物活性越大。QACs已知对细菌、真菌、病毒和藻类具有高活性。
2.2.2 稳定性
由于稳定的C–N键和低反应性，QACs对温度和pH相对稳定，且具有低挥发性，这解释了其环境持久性和积累。不同组QACs的结构差异导致不同程度的生物降解性。具有长烷基链和高分支结构的QACs生物降解性较差。其稳定性使其能够在环境中持久存在或污染食品，可能造成毒理学风险。
2.2.3 QACs在表面上的粘附
QACs在表面上的粘附取决于其化学结构和与表面的相互作用（如静电和范德华力）。由于疏水性烷基链，一些QACs对聚苯乙烯和硅酮等疏水表面具有高亲和力。相反，对玻璃和不锈钢等亲水表面的粘附是通过QACs极性头的吸附发生的。然而，消毒程序后QACs在表面上的粘附可因其与表面的低能相互作用而导致其释放，从而增加食品和环境化学污染的风险并危害人类健康。
2.2.4 抗粘附特性
QACs在表面上的粘附使其能够抵抗微生物的粘附和生长，因此可能抑制生物膜的形成。单体QACs（具有较小烷基链，较高扩散性）对革兰氏阳性细菌的浮游形式具有比二聚体结构更好的功效。结果显示，在疏水性聚苯乙烯和硅酮表面上，单体和多功能QACs对微生物粘附具有高抑制作用。相反，单体QACs在 hydrophilic不锈钢表面呈现最低抗粘附性能（低至80%）。将二氧化硅纳米颗粒与QACs偶联来改性玻璃表面后，细菌粘附被季铵硅烷的疏水性质所阻止，且观察到互补的杀生物活性，对大肠杆菌（96.6%）、金黄色葡萄球菌（98.5%）和耐辐射奇球菌（99.6%）的生长抑制率如上。
2.2.5 在环境中的吸附和持久性
QACs通常溶于水，特别是当疏水烷基链较短时，这解释了它们在水中的分散和对废水的污染。然而，QACs的阳离子表面活性剂性质增强了它们在土壤、有机物和食品工业设备表面的吸附能力。因此，它们在表面上的持久性可能污染食品，从而危及消费者健康。一项研究得出结论，QACs在固体介质上的吸附与其理化性质密切相关。吸附和生物降解与烷基链长度（即疏水性）的关系比与所属结构组的关系更密切。另一项研究确定了BACs在泥炭和粘土上的吸附主要机制是阳离子交换和范德华相互作用。阳离子交换是BACs在这些土壤中吸附的主要机制，而烷基链长度是这些土壤吸附能力的主要决定因素。吸附速率取决于土壤中粘土含量、土壤pH和QACs的烷基链长度。总之，QACs的两亲性与其永久正电荷相结合，产生特征性理化性质，这解释了其抗菌功效、在环境中的持久性以及食品表面潜在污染。
3. 污染来源和途径
了解排放来源对于减少环境污染和可能实施新法规很重要。QACs主要通过密集的人类活动进入环境和食品系统。
3.1 食品相关来源
食品中的QACs主要来源于两个方面：在食品工业中作为防腐剂或杀生物消毒剂的使用（即表面、包装），以及植物中的生物积累。食品污染的第一个来源与食品工业中的活动有关，即使用消毒剂对表面、设备和生产线进行C&D程序。QACs残留可能因冲洗后仍残留在表面上，因为它们具有吸附到固体表面的潜力，并在食品通过时释放。QACs的阳离子表面活性剂性质增强了它们在食品工业设备表面上的吸附能力。因此，其在表面上的持久性可能污染食品并因此危害消费者健康。2013年欧洲食品安全局（EFSA）强调动物产品（即乳制品如冰淇淋、黄油、未加工牛奶）、水果和坚果被QACs污染，特别是DDAC和BACs C10-16之和。此外，在食品工业中使用QACs后冲洗表面和设备导致其排放到废水中。虽然废水经过处理，但一些QACs仍进入河流。这导致通过灌溉造成作物污染，进而造成植物性食品污染。一项研究表明BAC可在植物暴露于受污染环境基质后发生生物积累。QACs还用作食品包装中的抗菌剂以保存食品，这造成了QACs残留对食品化学污染的风险。一项研究分析了来自埃及当地市场的143种包装食品，只有一个婴儿食品样品超过DDAC和BAC的最大残留限量（MRL，100 μg/kg）。许多将QACs掺入聚合物的食品包装材料因其抗菌和杀生物特性而被开发以保存食品。然而，缺乏关于QACs从包装中浸出和转移到食品中的风险研究，特别是当包装被重复使用时。包装的再利用正在上升，但用杀生物消毒剂（如QACs）清洗包装存在杀生物残留物留在包装上并随后浸入食品的风险。总之，很少有文章涉及食品工业中QACs食品污染来源，有必要开展关于这些污染来源的研究。
3.2 环境来源
环境QACs污染来源包括医院、污水处理厂、污水污泥施用、洗衣废水、工业设施和屋顶径流、畜牧场和无下水道家庭。尽管污水处理厂被公认为QACs释放的主要途径，但工业设施也可产生远高于市政污水系统中观察到的局部污染水平。工业、临床和家庭使用QACs是环境中QACs残留的主要来源，特别是在水处理厂和地表水中。QACs通过废水排放（即医疗保健和畜牧部门的流出物）释放到环境中。多项研究已确定工业活动是QACs水生环境污染的重要热点。韩国一家制药制造综合体下游地表水中BAC同系物浓度极高，C12-BAC达到35.8 μg/L，C14-BAC达到21.6 μg/L。生态毒理学评估表明这些工业排放存在重大生态风险。含有BAC的杀生物产品也用于屋顶维护，处理后径流水立即受到显著污染。进入废水处理的一小部分QACs最终进入液体流出物，而大部分QACs吸附到污泥等固体上。这些工厂的流出物可污染环境，但主要污染来源是随后施用于田地的污水污泥，可能严重污染生长在那里的作物。畜牧养殖也是QACs环境污染的重要来源，主要由于广泛用作消毒剂以维持农场生物安全。日本一个以养猪为主的分水岭的实地观察表明，地表水中DDAC浓度达到极高水平，远远超过先前全球报告的浓度。无下水道家庭代表河流中QACs污染的重要来源，家庭废水直接排放是主要途径。总体而言，QACs的主要来源仍未得到充分表征，并可能因流域特征和国家背景而异。
3.3 空气/大气
尽管QACs是非挥发性化合物，但由于其强吸附特性，它们可以与空气颗粒物（如室内灰尘）结合。多项研究报告了QACs在住宅和公共场所室内灰尘中的广泛存在，主要与消毒剂和清洁产品的大量使用有关。室内灰尘可作为QACs的次级储库，通过清洁活动促进其重新分配到废水系统，并可能间接污染食品制备环境。
3.4 转移途径
最近一项研究在13个国家分析了COVID-19疫情危机的时间影响，该危机导致QACs使用量暂时急剧增加。在废水处理后，QACs由于其强亲和力而大部分分配到污水污泥中。因此，污泥的土地施用代表了将QACs从废水系统转移到农业土壤的关键途径。一旦进入土壤，QACs可能根据其化学性质（如烷基链长度和疏水性）和土壤特性而持久存在和积累。证据还表明植物可能吸收，引起人们对其通过作物消费或间接通过动物产品转移到食物链中的担忧。室内灰尘也是环境污染的间接途径。QACs在哺乳动物（尤其是人类）中的生物积累源于在工业、公共场所或家庭中接触，这些地方广泛使用QACs进行C&D。
4. QACs在环境和食品基质中的出现
QACs的大量使用及其稳定性导致QACs残留物在不同区域中持久存在和出现：环境（水、空气和土壤）、养殖动物以及食品（原料和衍生产品）。
4.1 环境
4.1.1 水
BACs在医院废水中被广泛检测到，反映了它们作为消毒剂的广泛使用。对德国、意大利、奥地利、荷兰和比利时医院废水的研究报告了相对较高的浓度，范围从0.05到6.03 mg/L。COVID-19疫情导致公共场所和私人场所消毒用QACs使用量急剧但暂时增加。一项覆盖欧洲、北美和南美及亚洲13个国家的多国调查评估了这一增加的环境后果。BACs在广泛的环境介质中被检测到，包括市政和地表水、地下水、再生水、污泥、沉积物、土壤、屋顶径流和住宅灰尘。
4.1.2 沉积物和污泥
在奥地利和美国进行的研究报告了污水处理厂污泥样本和不同河流沉积物中存在不同烷基链长度的DDAC、BAC和ATMAC。值得注意的是，具有最长烷基链（C18）的DDAC是最丰富的QAC。一项研究调查了QACs在沉积物中的时间积累，分析了两个城市河口（中国珠江口和日本东京湾）的沉积物芯中BACs和DADMACs的垂直分布。在两个河口均报告了BACs和DADMACs的高浓度污染。
4.2 食品产品和食品接触表面
人类通过食物接触QACs主要源于它们在食品工业中作为杀生物剂的使用、在食品包装材料中的存在以及通过环境途径的潜在转移。QACs残留在工业和家用表面上的持久性也可导致食品产品的间接污染，引起对消费者健康的关注。监测研究已确认它们在广泛的商业食品产品中出现。欧洲一项调查报告了动物来源产品和植物性食品中的QACs污染，某些基质中浓度高达mg/kg水平。
4.3 动物
美国最近一项研究调查了纽约市狗和猫的尿液和粪便中27种QACs的出现，包括BAC、BAC代谢物、DDAC和ATMAC。狗和猫粪便中发现的最丰富化合物是BAC（64%和57%），其次是DDAC（33%和34%），最后是ATMAC（4%和9%）。粪便中QACs污染比尿液高3至4倍，表明粪便是生物监测人类和宠物QACs暴露的合适基质。这项研究表明，家养动物（狗和猫）以及推而广之的人类暴露于显著水平的QACs。
5. QACs的环境归趋和生物降解
QACs的环境归趋由其强吸附能力控制，导致它们跨多个区域重新分布。生物降解是环境中消除表面活性剂的自然现象。微生物活动是环境中表面活性剂降解的主要现象。
5.1 好氧生物降解
许多细菌在有氧条件下生长旺盛，因此能够代谢和降解QACs。氧气的存在允许高微生物活性，因此QACs在好氧条件下的生物降解相当有效。烷基三甲基铵（ATMAC）和烷基二甲基铵（DMAC）的降解通过N-脱烷基化，随后进行N-脱甲基化。QACs的生物降解取决于烷基链的长度。在好氧条件下，QACs的生物降解性通常随非甲基烷基数量的增加而降低（即R?N? < R?MeN? < R?Me?N? < RMe?N? < Me?N?），因此添加苄基可降低生物降解性。一项研究表明QACs的化学结构（即烃链长度、芳环或环的存在以及烷基取代基中氧和硫原子的存在）影响其在水生环境中的生物降解性。测试的QACs在水生环境中可生物降解，半衰期根据化合物性质为0.5至1.6天。链越长，生物降解性越低。
5.2 厌氧生物降解
在厌氧条件下，可生长的细菌较少，微生物代谢比好氧条件下慢。因此，QACs表现出较低的一级生物降解，导致QACs在沉积物和污泥中积累。例如，二牛油基二甲基氯化铵（DTDMAC）在厌氧筛选试验期间未显示降解。相比之下，DEEDMAC在结构上与DTDMAC不同之处在于乙基和牛油链之间包含两个酯键，可快速且完全降解。一项综合综述得出结论，ADBAC和DDAC化合物的高固有毒性潜力被这些QACs的高生物降解性及其与固体的强结合所强烈缓解。另一方面，DADMAC显示出低生物降解性和高吸附效率。BAC同系物的差异是由于BAC在固体上的吸附较低和生物降解较快，DADMAC C18是最丰富的物种且链最长。另一团队得出结论，QACs对环境特别是水生环境构成高毒性风险，因为即使在污水污泥中它们的降解率也很低。QACs的持久性及其毒性作用与QACs的理化特性及其烷基链长度有关。QACs的不完全生物降解和中间产物的形成导致可能的持久毒性。
6. 对食品安全和环境的毒理学意义
评估QACs的毒理学效应对于更好地理解其存在于食品和环境基质中的相关风险至关重要。
6.1 食品安全关注
6.1.1 细菌对杀生物剂的耐药性和对抗生素的交叉耐药性
2019年，世界卫生组织将细菌耐药性列入全球公共卫生十大主要威胁名单。由于细菌对众多抗生素的耐药性不断演变，估计到2050年每年将导致1000万人死亡。反复接触消毒剂可增加细菌耐药性。然而，现在出现对消毒剂耐药的微生物。这种对消毒剂敏感性降低可能促进生物膜形成，从而增加其在医疗保健设施、畜牧场、家庭和食品生产工厂中的持久性。反复接触杀生物剂可能导致细菌适应，导致对杀生物剂敏感性降低和潜在出现对其他抗菌剂（如抗生素、染料和金属）的交叉耐药性。MIC值是评估微生物对杀生物剂敏感性的最常用方法，定义为完全阻止细菌生长的最低杀生物剂浓度。最小杀菌浓度（MBC）定义为杀死细菌的最低杀生物剂浓度。一些研究表明使用杀生物剂可能导致对杀生物剂的耐药性以及对抗生素的交叉耐药性，而其他研究发现杀生物剂耐药性的证据但未发现交叉耐药性。
6.1.2 生物膜形成
许多工业环境中的细菌存在于生物膜内，暴露于远低于C&D程序中使用的消毒剂亚抑制浓度。这种低水平暴露可促进细菌存活、适应和持久性，可能导致杀生物剂和/或抗生素耐药性。在细菌悬浮液和生物膜中，耐药细菌可通过质粒等可移动遗传元件水平转移耐药基因，从而促进抗生素耐药性的传播。生物膜可在实际条件下显著降低消毒剂功效，并可能为更敏感的邻近细菌提供保护益处。目前，没有标准化测试或明确临界浓度来分类细菌对消毒剂的敏感性。开发与抗生素可比拟的标准化敏感性测试方法对于未来评估和管理杀生物剂耐药性至关重要。
6.2 环境毒性
水生环境污染源于QACs通过废水的排放。主要毒理学风险针对水生生物。
6.2.1 对水生植物群和动物群的毒性效应
QACs的毒性仍然可变且有时矛盾，特别是关于其遗传毒性潜力。其细胞毒性受化学结构强烈影响，如烷基链长度，通常链越长毒性越高，并可通过环境因素如共污染物或消毒剂混合物增强。QACs还可能干扰关键生物过程，包括乙酰胆碱酯酶活性和细胞功能如膜完整性和线粒体活性，尽管结果仍然不一致且取决于物种。QACs由于带正电的铵基团可与AChE活性位点相互作用，与天然底物乙酰胆碱竞争并可能抑制酶活性。然而实验发现仍不一致。潜在机制包括细胞膜破裂、线粒体功能障碍和线粒体ATP合成抑制。Gemini QACs含有可裂解基团时对微生物种群表现出毒性作用，抑制QACs生物降解。
6.2.2 微生物生态系统中耐药群落的选择
中国南方一项研究表明，暴露于QACs的土壤细菌表现出1.6%至29%的耐药率，MIC在4至64 mg/L之间。致病性耐药分离株主要来自赖氨酸芽孢杆菌属、芽孢杆菌属和克雷伯菌属。这些结果表明土壤可作为QACs耐药性和抗生素共耐药性的储库。一项研究调查了从鱼类产品和鱼类加工环境分离的单核细胞增生李斯特菌菌株对消毒剂的敏感性及其对不同抗生素的交叉耐药性。在254个分离株中，MIC值呈双峰分布，区分出敏感菌株和耐药菌株两个种群。大多数耐药菌株与鲑鱼加工设施的样品相关。
6.2.3 厌氧消化、甲烷生产和废水处理
QACs可对生物废水处理过程产生负面影响，特别是厌氧消化。这些化合物常见于废水和有机残留物中，可能抑制产甲烷微生物，导致甲烷产量减少和处理效率降低。在各种外源性化合物中，BACs表现出特别强的抑制作用。抑制程度取决于QACs浓度和结构特征，如烷基链长度，并且与微生物群落组成变化相关。链越短，对甲烷化的抑制越强。
6.3 监管框架和最大残留限量
最大残留限量（MRL）是定义食品中物质最高允许水平的监管阈值，基于毒理学风险、药代动力学和膳食暴露认为对动物和人类健康安全。MRLs在国际上有所不同。QACs在水中的全球MRLs不存在。总体而言，QACs代表食品安全和环境健康的双重关注点。当前监管框架主要解决食品中的残留水平，但对环境区域的指导有限。
7. 分析方法
为了适当监测QACs残留的持久性，必须拥有有效的分析方法，以在不同基质、不同地点和不同水平下检测这些化合物。分析方法必须根据应用的多样性和特异性来设计，从简单的条带测试到包含样品制备和LC-MS/MS的完整分析链。
7.1 样品制备
必须根据应用和所需定量水平特别注意样品制备。纯化方法的目标是最小化与基质组分的相互作用和/或提取目标分析物。由于QACs残留浓度非常低（即μg/kg），可能需要分析物的预浓缩步骤以使分析技术足够灵敏。主要挑战与QACs的分子结构有关，即极性头与一个或多个疏水链相连，可吸附到基质的固体组分上。两种主要的预浓缩/提取技术是经典固相萃取（SPE）和QuEChERS方法。这些样品制备方法耗时、费力，因此不适合快速现场分析。SPE是一种用于样品富集的有用技术，允许通过转移将液体或气相中的目标分析物分离并浓缩到固相上。QuEChERS方法于2003年开发并验证，是一种用户友好且廉价的提取和净化方法，最初用于水果和植物中农药残留的定量。该方法的有效性已在科学研究中证明。
7.2 QACs检测的分析技术
各种分析技术可用于不同基质中QACs的定性、半定量或定量检测。主要方法包括生物测试、化学条带测试、理化技术（如LC-MS/MS）和生物传感器/生物测定。
7.2.1 仪器方法
大多数QACs检测和/或定量分析方法基于分离技术（色谱）与检测方法联用。QACs通常使用电导检测和质谱检测。紫外（UV）光谱检测对于含有苄基发色团的QACs可直接使用。研究表明使用不同分离方法可实现QACs残留的检测和定量，如电泳、离子色谱（IC）和高效液相色谱（HPLC）与上述检测方法联用。LC-ESI-MS/MS方法在所有基质中LOQ范围为5至35 μg/kg，可在痕量水平定量乳制品中的QACs。
7.2.2 快速方法
7.2.2.1 化学方法
试纸条（如Merckoquant?和Quantofix?）通过比色反应检测不同杀生物剂残留。试纸条浸入样品中，一两分钟后将反应区颜色与包装上的色标进行比较以确定分析物浓度（即半定量检测）。这些试纸条的LOD远高于MRL。
7.2.2.2 生物方法
生物发光测试基于发光细菌费氏弧菌的光发射抑制。这些测试通常用于获得定性信息。免疫化学方法，特别是ELISA测试，因其高灵敏度和特异性、快速性而被广泛使用。一个商业化的ELISA试剂盒可检测食品样品中的BAC。LOD低至20 ng/mL。
7.2.3 生物传感器
考虑到当前简单快速自监测方法缺乏灵敏度以及理化方法的复杂性和高成本，有必要开发灵敏、快速、简单且廉价的先进系统用于现场准确分析。生物传感器可满足这些监管要求并达到所需性能标准。生物传感器是将生物/生化信号转化为可测量信号的分析工具。主要元件包括生物受体和换能器。生物传感器有许多优点，如易于使用、低成本、快速、最少设备需求且通常可便携。然而生物传感器可能存在存储稳定性有限和样品中其他化合物潜在干扰等限制。
7.2.3.1 光学生物传感器
许多酶生物传感器基于通过动力学分析测量酶活性抑制。AChE是一种参与昆虫、人类和其他脊椎动物神经冲动传递的酶。QACs可在ACh位点结合并抑制酶活性。基于Ellman原理的比色方法用于研究BAC和DDAC的抑制机制。测试了四种不同的胆碱酯酶，结果表明BAC和DDAC对来自电鳗和牛红细胞的AChE以及马血清BChE显示竞争性抑制。使用柠檬酸盐功能化的银纳米颗粒开发了比色传感器用于检测水中的几种QACs，检测限为3 μM但相对于MRL不够灵敏。使用谷胱甘肽功能化的金纳米颗粒开发了DDAC检测比色传感器。一项最近研究使用亲和肽修饰的金纳米颗粒开发了DDAC检测比色生物传感器，检测限为26.5 μg/L，对DDAC C10具有高度特异性。
7.2.3.2 电化学生物传感器
文献中仅发现一种用于检测QACs的基于AChE的生物传感器。Mouawad等人开发了一种酶电化学生物传感器用于检测食品加工设施冲洗水中的QACs。在没有QACs的情况下，AChE酶与底物ACh反应产生电活性物质硫代胆碱。在QACs存在下，酶活性被抑制，导致氧化峰强度降低或缺失。使用两种酶：来自果蝇的AChE和来自马血清的BChE。SPE步骤后，自来水中DDAC的LOQ低至2.7 nM，BAC为5.3 nM。一项后续研究试图将该电化学生物传感器应用于牛奶中BAC和DDAC的检测，经过样品预处理后，只有BChE生物传感器能达到MRL。
7.2.4 局限性和挑战
仪器技术的优势在于高灵敏度、特异性和多残留分析。然而它们对基质效应非常敏感，需要复杂且长的样品制备步骤，而且昂贵且需要高技能人员。快速测试因快速、易于使用和廉价而被广泛使用。然而低灵敏度是主要限制，通常缺乏选择性，且大多数仅提供半定量结果。生物传感器是新兴分析方法，可提供快速和灵敏的检测能力，还能实现现场分析。然而性能受干扰影响，生物稳定性有限，选择性有时不足，缺乏标准化验证程序。
8. 去除策略
文献报道了三种主要的去除方法，包括吸附、化学氧化和活性污泥生物降解。
8.1 在不同载体上的物理吸附
QACs作为阳离子表面活性剂容易与含有带负电化合物的固体如污水污泥结合。对于BACs、ATACs和DDAC C10，生物转化主要解释了这些QACs的高消除。然而对于DDAC C12至C18，生物转化很少，大部分DDACs存在于污泥中（即吸附到固相）。QACs的结构对吸附亲和力的影响大于污泥组成。具有较长烷基链的QACs比具有较短烷基链的QACs吸附更多。
8.2 氧化过程
使用强氧化剂的纯化学氧化方法、臭氧化和紫外辅助光氧化用于QACs去除。
化学氧化：赵等人研究了通过生物降解后Fenton氧化从水相中去除聚二烯丙基二甲基氯化铵丙烯酰胺羟乙基丙烯酸酯。Fenton反应高效但需要高酸性pH。Hong等人报道了BAC在pH=5时通过[S?O?2?]氧化，去除率达91.45%。Qi等人研究了零价铁活化PS系统去除BACs，降解效率高达91.7%。
臭氧化：研究表明臭氧化可降解和消除污泥中所有BAC同系物。一项研究使用O?/H?O?在pH 11下降解90%的初始BAC浓度，鉴定出25种中间体和6种降解途径。
紫外辅助化学氧化：不同UV-AOPs如UV/单氯胺组合可去除BAC、DADMACs和ATMACs。氧化降解后鉴定出新的残留物质，如NMAs和NDMA。
8.3 污水处理厂中活性污泥的生物降解
活性污泥中QACs的生物降解发生在两个阶段。第一阶段涉及铵头基的生化氧化，第二阶段与烷基链的生物消化相关。好氧生物转化的三种主要途径包括：1. 烷基链C端的羟基化，随后进行多次羧化循环；2. 中心N相邻C的羟基化，随后进行中心裂解；3. 中心N连接的甲基-C羟基化，随后甲基裂解。生物降解是消除QACs的主要过程，约80%通过生物降解消除，20%通过吸附。QACs对生物降解剂表现出强烈抑制作用。
9. 批判性讨论和未来展望
9.1 掌握食品工业中的C&D操作
减少不必要的QACs使用并改进监测：监管QACs的工业使用对于防止不当实践如过量施药和冲洗不足至关重要。实施强制性残留测试将改善监测。
替代QACs：食品工业中可使用替代杀生物剂如过乙酸、过氧化氢、次氯酸钠和醇类。物理消毒技术如紫外线照射或热处理也可应用。
开发毒性较低的QACs：正在开发新型QACs分子以减少刺激和过敏反应。
9.2 修改QACs化学结构以实现不同目标
开发抗微生物活性表面：通过将QACs共价接枝到固体基质上设计抗微生物涂层，适用于高接触应用。
提高QACs的环境可降解性：通过掺入可裂解连接基（如酯键或酰胺键）进行结构修饰，可选择性水解导致分子断裂为生物活性较低且更可生物降解的组分。
改进QACs去除过程：混合处理系统越来越被推荐。
9.3 更新监管框架
目前关于QACs的全球法规仍然不足。建议定义协调统一的MRLs，将MRL设定扩展到更多QACs，并在监管评估中纳入微生物耐药性风险。应考虑混合物质方法，因为QACs通常在消毒剂产品中作为混合物使用。
9.4 自监测方法
下游策略旨在通过使用新的现场分析方法在其排放源附近检测QACs。生物传感器代表了有前景的选择，特别是电化学和光学生物传感器，与微流控技术
