对一种污染物是否进行风险评价，首先需要对其污染的健康危害进行甄别,对现有的毒理数据进行整合。污染物主要分病原微生物和化学物质，其中，化学物质的毒性作用终点分类，主要分为非致癌和致癌作用。

非致癌危害效应:参考剂量 (reference dose，RfD)，即人体终生暴露都不会受到明显危害的日人口暴露量[1]。确定 RD 时，需要对动物实验或流行病调查数据进行综合评估。在毒性评价实验中，不会引起毒害效应的最高剂量被称为无影响作用剂量(no observed adverse effect level，NOAEL)，而发现有毒害效应的最低剂量被称为最低毒性剂量 ( lowest observed adverse effect level，LOAEL).LOAEL也被称为临界效应，再根据人体特征折算成 RID。

如果数据比较充分，从可靠性的角度，一般优先考虑采用基准剂量(benchmark dose，BMD) 替代 NOAEL 来估算 RD[。BMD 是指根据实验数据采用剂量-效应曲线进行模拟，并外推得到 BMD，而 BMD 的置信下限 95%)值 (benchmark dose modelling，BMDL) 通常用来替代 NOAEL。

致癌效应:致癌效应的数据可以分为定性评估(危害识别) 和定量评估(剂量-效应评估) 两部分[9。对致癌物质进行定性评估包括对证据分量的评估需要从动物致癌数据、人类致癌证据及一些可能的致癌机理三个方面进行综合考虑。

在 USEPA 的致癌风险评估中，根据污染物对人类致癌可能性程度差异进行了如下分级[D]，A，对人类有致癌性: B，很可能使人类致癌:C、有可能致癌:D，评估致癌信息不足:E，没有人体致癌证据。致癌作用强度量化则由其作用方式决定。如果致癌的潜力是线性的，这种潜力可以用斜率因子 (slope factor,SF) 来描述。如果癌症是非遗传毒性机制(如再生性增生) 作用的结果，而且对剂量来说不存在线性响应，采用一个类似于 RfD 的值来进行量化，该值是根据致癌模式中剂量-效应关系中的前兆效应来确定的。

SF 代表随着化学污染物浓度增加导致癌症发生概率增长的潜力[0]。由于致癌污染物无安全阑值，在环境中也不可能彻底将其清除，通常设定一个可接受的致癌发生概率 (10 ~ 10 [2]，该值通常作为制定环境基准的参照效应值( effective dose . ED) 。

然而，由于人体数据缺乏，绝大部分污染物没有充分的流行病数据，大部分情况是通过选择不确定因子从动物数据外推到人体数据。根据数据的充分性不同，不确定因子有较大差异(一般为 1、3、10 三个数值)，具体选择可以参照《化学物质的风险评价》 相关内容。