１）每日可容忍摄入量
每日可容忍摄入量（ｔｄｉ）表示对食物和饮用水中某种物质摄入总量的估计值，并以体 重作为基础计算（ｍｇ／ｋｇ或μｇ／ｋｇ体重）。终生按此剂量摄入不会产生明显的健康危害且 在一定的安全范围之内。
每日容许摄入量（ａｄｉｓ）是针对食物中的食品添加剂和农药残留制定的，是为了技术需 要或植物保护。对于饮用水中的化学污染物来说，往往没有什么预期功能，术语“每日可容 忍摄入量”比“每日容许摄入量”更合适，因为它标志着容许，而非可接受。
多年来，联合国粮农组织（ｆａｏ）／世界卫生组织（ｗｈｏ）的食品添加剂联合专家委员会 （ｊｅｃｆａ）和联合国粮农组织／世界卫生组织农药残留联席会议（ｊｍｐｒ）已经就确定ａｄｉｓ制 订了一些原则（ｆａｏ／ｗｈｏ，２００９），这些原则已被采纳，在适当的情况下，可以用来制定饮 用水水质的准则值。
由于ｔｄｉｓ代表终生最大可容忍摄入量，在短期内的超量接触不能被ｔｄｉｓ精确地表 达。如果个人长期平均摄入量并未显著超过ｔｄｉｓ设定的水平，短期的超量接触可能不需特 别关注。同时，在制订ｔｄｉ时一般包含很大的不确定性系数（见下文），以保证短期暴露于超过ｔｄｉ水平时，对健康不会有任何严重后果。不过，如果在短时期内接触明显超过ｔｄｉ 水平，应考虑是否会有潜在的急性作用。
未观测到不良效应的剂量（ｎｏａｅｌ）指化学物质在单独试验或观察中，没有发现对健康 有可测到的有害作用时的最高剂量或浓度。犖犗犃犈犔要以长期试验作为基础，最好是经饮 用水摄入试验。不过，从短期试验和其他摄入、接触方式（如食物、空气）试验获得的 犖犗犃犈犔狊也可以应用。 在没有或缺乏犖犗犃犈犔资料时，可以使用最低观测到不良效应的剂量（ｌｏａｅｌ）计算 犜犇犐。犔犗犃犈犔指化学物质对健康有可观测到的有害作用的最低剂量或浓度。当用 犔犗犃犈犔替代犖犗犃犈犔计算犜犇犐时，通常要另加不确定性系数进行修正（见下文）。
３）基准剂量
近年来，利用基准剂量（ｂｍｄ）或基准剂量置信下限（ｂｍｄｌ）计算有阈值化学物质的 犜犇犐／犃犇犐狊的方法越来越多地被优先使用（ｉｐｃｓ，１９９４）。当某种有毒化学物质的剂量 效应模型有足够的、合适的数据支持时，犅犕犇犔狊可替代犖犗犃犈犔狊用于计算以健康为基础 的准则值。若如此做，便不需要考虑另加不确定性系数修正犔犗犃犈犔带来的影响。犅犕犇犔 是指用一定的统计学模型求得的受试物引起一定比例（定量资料为１０％，定性资料为 ５％）出现不良反应剂量的置信区间下限值。犅犕犇犔是依据临界效应的剂量 效应关系的 全部数据得出，相比单剂量的 犖犗犃犈犔以及犔犗犃犈犔 增加了可靠性和准确性（ｉｐｃｓ， ２００９）。
４）不确定性系数
在食品添加剂、农药和环境污染物的犃犇犐狊和犜犇犐狊确定中，不确定性（或安全性）系数 已被广泛应用。确定这些系数要求有专家的判断，并对可用的科学资料审慎地加以论证。 为了使用犖犗犃犈犔或犔犗犃犈犔或犅犕犇／犅犕犇犔确定准则值时得出的结果最具生物学 意义，引入不确定性系数。
涉及一般人群的接触剂量时，以动物实验临界效应得出的犖犗犃犈犔或犅犕犇／犅犕犇犔通 常要除以不确定性系数１００。这里还有两个１０倍系数，其一是物种间差异，另一个是人群中 个体间差异（见表８．２）。另外的不确定性系数还可能来自数据资料的不足和有害作用的严 重性和不可逆性。
当物种间有差异时，例如，人对有毒物质没有实验动物敏感时，可用小于１０的系数。不 充分的试验或数据，包括用犔犗犃犈犔替代犖犗犃犈犔进行确定的情况，以及试验时间比实际预 期时间要短时，都需要用不确定性系数修正。在某些情况下，由于有害作用的性质或严重性 有理由附加不确定性系数，这里包括试验终点出现胚胎畸形，或测定犖犗犃犈犔的终点表征可能有致癌作用等。在后一种情况下，准则值用ｔｄｉ方法确定要优于用理论危险性外推的方 法，且对致癌化学物质要追加不确定性系数。 对那些不确定性系数大于１０００的物质，为了强调在这些准则值中存在具有较高程度的 不确定性，把这些准则值定为暂行值。较高的不确定性系数表明准则值可能比在实际人群 中产生健康影响的浓度要低得多。当有新的研究资料出现时，具有高不确定性系数的准则 值很可能需要进行修改。 选择和应用不确定性系数确定化学物质的准则值具有重要意义，不确定性系数的微小 变化就会使准则值产生明显改变。对于那些有足够的可信数据的污染物，准则值的确定应 采用较小的不确定性系数。但对于大多数污染物而言，一般都具有较大的科学不确定性，需 要使用相对较大的不确定性系数。采用不确定性系数使得化学物质的性质和所用数据的特 性在确定准则值时得到考虑。
５）使用特定化学物质的调节系数替代不确定性系数
目前，在确定犜犇犐狊时，越来越多使用对化学物质作用方式的现有认识来减少对默认值 假定的依赖。这种方法不使用默认的不确定性系数（如对于种间差异和种内差异不确定系 数都是简单的一个１０），而依靠由定量的毒理动力学和毒理动态学确定特定化学物质的调节 系数（ｃｓａｆ）外推种间和种内差异（ｉｐｃｓ，２００５）。因此以前犆犛犃犉狊也被叫作“基于数据的 不确定性系数”。目前比较成熟的犆犛犃犉方法主要是利用生理学基础的药代动力学模型替 代原本用于调节种间差异以及接触途径差异（如吸入和经口）的默认值。
６）摄入量的相对分摊
对于已经建立准则值的化学物质来说，饮用水通常不是人类接触的唯一来源。反而在 许多情况下，经由饮用水接触或摄入的化学污染物的量远小于其他途径如食物、空气以及生 活消费品。因此，在制定各项准则和危险性管理策略时需要考虑犃犇犐或犜犇犐分配给不同 来源的容许值比例。这种方式可以保证每日各种来源的总摄入量（包括饮用水中所含该物 质浓度接近或达到准则值）不会超过犃犇犐或犜犇犐。
在确定准则值时，只要条件允许，都需采用通常从饮用水中摄入量占总摄入量比例的数 据（以食物、空气和饮用水平均量为基础）或者以物理和化学性质为基础估算的摄入量。由 于食物（如农药残留）和水是最主要的化学物质暴露来源，确定这两种途径的暴露量尤为重 要。而完成上述过程需要有大量高品质的关于世界上不同国家地区饮食摄入习惯的数据， 通过采集到的数据估算经由食物摄入的比例和经由饮用水摄入的比例。
在没有合适的关于饮用水和食物暴露量信息时，可以用分配因子一定程度上反映经由 饮用水摄入的各种化学物质的每日总量。在没有充足暴露数据的条件下，可由比较广泛认 可的经验得出一个合理的且仍有保护意义的水平。一般认为由饮用水摄入量占每日总摄入 量的２０％，这个值较之前的过分保守的１０％有所增加。分配因子从１０％提升到２０％是由 于化学物质逐渐地被再评估，总暴露量也要根据评估的更新而更新。因此，本版本中并非所 有旧版本包含的准则值反映了这一变化。在某些情况下，例如对于一些消毒副产物，有明显 证据表明这些物质经食物摄入量极少，但是饮用水的分配量可高达８０％，这一数字仍为其他 来源留有余地。而对于一些农药，可能以残留物的形式存在食物中并被人体摄入，饮用水的 分配量应低至１％。
关于选择分配因子理由的详细说明是评估的重要组成部分，可以辅助成员国因地制宜地将准则值合理地合并或修改到各自的国家规范中。同时可以辅助做出合理的应急方案以 针对潜在的超过准则值的情况。作为一般原则，污染物浓度不允许超过准则值且应尽量保 持在较低的水平。 虽然在大多数情况下这些选定数值适用于估算水中污染物的其他摄入途径（如吸入和 皮肤吸收），但在某些情况下（如通风设备有限），相关部门会愿意将吸入和皮肤暴露估算在 内以使准则值适应当地的情况（见８．２．９节）。 人体营养需要一些必要的元素，所以在制定准则值以及确定分配因子时，有必要确定经 由食物的每日最小摄入量和暴露量以确保不会和人体的营养需要产生明显的冲突。
７）默认假设
有两个变量，消费者每日消费水量和消费者的体重。因此为了确定准则值，有必要进行 一些假定。默认值的假设对于一个成年人来说，其每日消费水量现假定为２ｌ，其体重则假 定为６０ｋｇ。
某些情况下，由于考虑到某一物质特别容易伤害儿童时，准则值的设定以儿童为基础。 此时，默认摄入量设定为１ｌ，体重为１０ｋｇ；对于人工喂养的婴儿这类最易受伤害的人群，则 设定摄入量为０．７５ｌ，体重为５ｋｇ。
８）有效数字
用计算的犜犇犐来确定准则值，一般四舍五入到一位有效数字。在某些情况下，犃犇犐只 有一位有效数字，由犑犈犆犉犃或犑犕犘犚设置用于计算准则值。准则值一般均四舍五入为一 位有效数字，以反映其不确定性。例如，实验动物毒性数据，所作的接触假设和不确定系数 的选择。在少数情况下，发现准则值四舍五入到两位有效数字是适当的，因为四舍五入的影 响取决于单位。例如，将１．５μｇ／ｌ四舍五入至２．０μｇ／ｌ产生的影响要比将１．５ｍｇ／ｌ四舍 五入至２．０ｍｇ／ｌ小，这些都要根据具体情况。
对于中间值（狓．５）的舍入规则一般是向上进入，以符合通用约定。以下是四舍五入到一 位有效数字的例子：１．２５变为１，０．７３变为０．７，１．５变为２。