湖南某矿冶区的有色金属资源丰富，尤以沉积碳酸锰矿及其次生氧化锰矿称著，矿区开采冶炼已有90多年历史，素有“中国锰都”之称，该矿冶区水稻种植以单季稻为主。以该矿冶区主要居民区为中心，采用随机抽样调查方式，开展居民膳食结构调查。调查内容包括居民性别、年龄、体重、一年有多少天以大米(或米粉)为主食以及一天食用大米(或米粉)的量。其中，儿童的膳食情况由其家长提供。

选择金属矿冶区周边农田土壤为调查区域，采用网格布点法，500 m × 500 m设置一个采样单元。将未脱壳的稻谷在实验室手工脱壳，米粒置于烘箱中75℃~80℃烘干，将大米样磨成粉末，再将样品置于烘箱中于 75℃~80℃继续烘干，混匀装袋贮存备测。大米Mn含量采用逆王水(HNO₃:HCl = 3:1)消解体系-电感耦合等离子光谱发射光谱仪(美国 Perkin Elmer公司，Optima5300DV)进行总量测定。分析过程中加入国家标准物质进行质量控制。

健康风险评价(Health Risk Assessment, HRA)将环境污染与人体健康相联系，定量描述环境中有毒有害物质对人体健康安全造成损害的风险[ 11 ] 。根据美国环境保护局(Environment Protection Agency, EPA)提出的非致癌污染物所致健康危害的风险模型为：

式(1)中， 为非致癌污染物i经食入途径产生的平均致癌个人年风险(a⁻¹)；D_ig为非致癌物经食入途径的单位体重日均暴露剂量(mg∙kg⁻¹∙d⁻¹)；RfD_ig为非致癌污染物i经食入途径的调整剂量(mg∙kg⁻¹∙d⁻¹)，Mn的参考剂量为0.02 mg∙kg⁻¹∙d⁻¹；73为平均寿命(a)(按照2011年《世界卫生统计资料》统计中国人均预期寿命73岁来计算)。式(2)中，C为大米的Mn的含量，mg∙kg⁻¹；IR为大米日均摄入量，kg；BW为人均体重，kg。

对于非致癌性化学污染物，英国皇家协会、瑞典环境保护局及荷兰建设环境部等 [ 12 ] 推荐的化学污染物对人体健康危害的最大可接受水平为10⁻⁶a⁻¹，因此以10⁻⁶a⁻¹作为非致癌性化学污染物的最大可接受年风险水平。

应用基于Monte Carlo 模拟技术的 Crystal Ball 软件对大米Mn的致癌个人年风险进行模拟，每次模拟过程循环次数均选择10,000次。在Monte Carlo模拟过程中，由于100%的百分位数是个理论极值，因此在风险评估过程中，通常采用均值、95%、97.5%和99.5%高暴露位点作为指标进行分析[ 13 ] 。

通过Microsoft Office Excel 2010建立数据库录入数据，采用SPSS 20.0 软件进行统计分析，运用Crystal Ball软件对研究区域居民大米锰摄入量进行健康风险评价。

研究区域农田共采集57个稻米样品，其中，只有两个稻米样品未检出锰，检出率达96.5%。稻米含量范围为ND-100.3 mg/kg，平均值为30.4 mg/kg，中位数为24.0 mg/kg [稻米锰含量经单样本 Kolmogorov-Smirnov 检验呈非正态分布(P < 0.01)]。国家标准限值中未给出大米中Mn的限值标准，因此不能评判大米样品中Mn的超标率。大米样品中Mn的含量分布如图1，可知，有14个样品超过50 mg/kg，将近25%。大米Mn含量较高，主要是由于锰矿开采冶炼过程中产生的“三废”排放，重金属元素通过大气沉降和地表径流进入土壤环境，导致水稻地上部分锰含量升高。

图1. 稻米样品的锰含量分布

根据当地居民膳食结构调查结果，结合《中国居民膳食营养素参考摄入量》[ 14 ] ，将调查人群按照年龄、性别分为2~7、8~12岁儿童组，20~50岁男、女性组，51~65岁男、女性组，65岁以上男、女性组共8组。本次调查获得668名居民，年龄分布范围2-86岁。由于调查中13~19岁年龄组的样本数较少，因此不对其进行分析。调查人群中，儿童84人，占调查总人数的14.3%；成人584人，占调查总人数的87.3%，男性、女性各292人。调查问卷统计结果见表1。其中，20~50岁成年人群是当地社会经济发展中的主要从业人群，人数较多，约占调查人数的50%。

该地区居民全年均以大米为主要食物种类，不同年龄性别组的日均大米摄入量差异较大。20~50岁年龄组男性大米食用量最大，2~7岁儿童最小。同年龄层中，成年男性的膳食量远高于成年女性(表2)。其大小顺序为：20~50岁男性 > 65岁以上男性 > 50~65岁男性 > 50~65岁女性 > 65岁以上女性 > 20~50岁女性 > 8~12岁儿童 > 2~7岁儿童。成年男性中，随着年龄增加，其大米食用量逐渐减少，这可能与成年男性的工作强度和体力消耗相关；而成年女性中20~50岁女性的大米摄食量则低于50~65岁女性，这可能与年轻女性注重自身形象、节食减肥、体力劳动较少相关。

在调查人群中，成年人的日均大米摄入量为0.293 kg，其中男性的大米摄入量为0.333 kg，女性的大米摄入量均值为0.253 kg，男性和女性之间差异显著(经独立样本Kolmogorov-Smirnov 检验呈非正态分布，P < 0.01，存在显著差异)。成年人群按照年龄不同分为3个群组，其中，成年男性的大米膳食摄入量随年龄增加有减少的趋势(经独立样本Kolmogorov-Smirnov 检验呈正态分布，P > 0.01)，成年女性的大米膳食摄入量随年龄增加波动较大(经独立样本Kolmogorov-Smirnov检验呈正态分布，P > 0.01)。

基于Monte-Carlo不确定性分析，通过采集有限的样本来预测总体的情况，运用Crystal ball软件对锰的致癌风险进行分析。根据研究区域稻米的Mn含量和非致癌污染物所致健康危害的风险模型，对每一个浓度对应的平均致癌年风险进行计算，对所有风险值的概率分布进行分析，得到金属矿冶区居民通过食用当地大米摄入Mn的不同年龄/性别群组的个人平均致癌年风险模拟结果(图2)。

表1. 调查区域不同人群的分布特性

表2. 调查区域不同人群的人均大米摄入量(单位：kg/天)

图2. 不同年龄性别人群大米摄入的平均致癌个人年风险概率分布

由图2可知，2~7岁儿童、8~12岁儿童、20~50岁男性、20~50岁女性、51~65岁男性、51~65岁女性、65岁以上男性、65岁以上女性的平均致癌个人年风险均值为1.46E−7、1.13E−7、1.09E−7、8.23E−8、1.03E−7、1.00E−7、1.08E−7、8.63E−8 a⁻¹，都未超过最大可接受年风险水平(10⁻⁶a⁻¹)，表明研究区域居民食用当地自产大米摄入Mn健康风险较低。然而，2~7岁儿童的平均致癌个人年风险最大，8~12岁儿童健康风险也不容忽视，65岁以上女性的平均致癌个人年风险相对较低。不同人群平均致癌个人年风险大小顺序为：2~7岁儿童 > 8~12岁儿童 > 20~50岁男性 > 65岁以上男性 > 50~65岁男性 > 50~65岁女性 > 65岁以上女性 > 20~50岁女性。除了儿童外，成年男性、女性的致癌个人年风险与人均大米摄入量大小一致，说明同一重金属的致癌风险，除了大米中的重金属含量，也与大米摄入量紧密相关。但是2~7岁儿童在高暴露点位99.5%上的年风险大于10⁻⁶a⁻¹,说明食用当地大米对2~7岁儿童存在Mn健康风险，应特别注意儿童食用当地大米产生的锰健康风险。