As regards the comparison of the re

As regards the comparison of the relative contribution of different
compounds in indoor and outdoor environments, there are no
substantial differences among the two PAH mixtures. However, in the
case of benzo(a)pyrene, which is one of the most carcinogenic
compounds and is usually adopted as the PAH marker, the contribution
is similar indoors and outdoors. To assess the effect of ETS and burning
wood in a fireplace as indoor sources and traffic, considered as one of
the main sources of PAHs in outdoor air in the UK, the contribution of
benzo(a)pyrene to the total carcinogenic activity of the mixtures was
calculated indoors in ETS-free environments, indoors ETS-exposed (i.e.
pubs), homes burning wood in the fireplace for space heating as well as
outdoors in trafficked roadsides and in streets not affected by traffic as
shown in Table 3. Even in the case where ETS, burning wood and traffic
are considered as indoor and outdoor sources respectively (Table 3),
albeit the contribution is higher when the sources are present, the
benzo(a)pyrene contribution to the total carcinogenicity is similar
irrespective of the environment or the sources considered (pN0.10,partial η2= [0.00–0.11]). Furthermore, the contribution of benzo(a)
pyrene to the total carcinogenic potential in this study (i.e. 48–56% as
shown in Table 3) is also similar to the results reported by EPAQS for
ambient air in London in the 1990s (44%) (EPAQS, 1999), other
European cities (40–60%) (Petry et al., 1996; Menichini et al., 1999;
Bostrom et al., 2002; Lodovici et al., 2003) and Nagasaki (55%) (Wada et
al., 2000), whilst lower than in Bangkok (63%) (Norramit et al., 2005),
Turkey in winter and Copenhagen (70%) (Nielsen et al., 1996; Akyuz
and Cabuk, 2008) as summarised in Table 3. The BaP contribution is also
similar to that in occupationally exposed environments (Table 3) such
as coke, anode, SiC plant and bitumen paving (45–69%) (Bjorseth et al.,
1978; Petry et al., 1996) and an aluminium smelter (48%) (Farant and
Gariepy, 1998), whilst higher than those found in graphite and metal
recycling plant (27–35%) (Petry et al., 1996).

ผลลัพธ์ (ไทย) 1:

เรื่องการเปรียบเทียบสัดส่วนสัมพัทธ์ของแตกต่างกันสารประกอบในร่ม และกลางแจ้ง มีไม่แตกต่างที่พบระหว่างน้ำยาผสมละสอง อย่างไรก็ตาม ในการกรณีของไพรีน (a) ซึ่งเป็นหนึ่งในสุด carcinogenic benzoสารประกอบ และมักจะนำมาใช้เป็นเครื่องหมายละ สัดส่วนจะคล้ายกันในร่ม และกลางแจ้ง การประเมินผลของ ETS และการเขียนไม้ในเตาไฟเป็นแหล่งภายในและการจราจร ถือเป็นหนึ่งแหล่งข้อมูลหลักของ PAHs ในอากาศในสหราชอาณาจักร สัดส่วนของbenzo (a) ไพรีนกิจกรรม carcinogenic รวมของส่วนผสมได้คำนวณระบบ ETS ฟรี ภายในร่ม ETS สัมผัส (เช่นผับ), บ้านเผาไม้ในเตาความร้อนเช่นพื้นที่เป็นกลางแจ้ง ใน roadsides เหตุการณ์ และไม่เกิดการจราจรเป็นถนนแสดงในตาราง 3 แม้ในกรณีที่ ETS เผาไม้ และจราจรถือเป็นแหล่งในร่ม และกลางแจ้งตามลำดับ (ตาราง 3),แม้ว่าสัดส่วนจะสูงเมื่อแหล่งอยู่benzo (a) ไพรีนเงินสมทบ carcinogenicity รวมจะคล้ายกันโดยไม่คำนึงถึงสิ่งแวดล้อมหรือแหล่งมาในการพิจารณา (pN0.10, η2 บางส่วน = [0.00 – 0.11]) นอกจากนี้ สรร benzo(a)ไพรีนให้เป็น carcinogenic รวมในการศึกษานี้ (เช่น 48 – 56% เป็นแสดงในตารางที่ 3) มียังคล้ายกับผลรายงาน โดย EPAQS สำหรับสภาวะอากาศในลอนดอนในปี 1990 (44%) (EPAQS, 1999) อื่น ๆยุโรปเมือง (40-60%) (Petry et al., 1996 Menichini et al., 1999Bostrom และ al., 2002 Lodovici และ al., 2003) และนางาซากิ (55%) (Wada etal., 2000), ในขณะที่ต่ำกว่าในกรุงเทพ (63%) (Norramit et al., 2005),ตุรกีในฤดูหนาวและโคเปนเฮเกน (70%) (นีลเอ็ด al., 1996 Akyuzและ Cabuk, 2008) เป็น summarised ในตาราง 3 ส่วน BaP เป็นคล้ายกับว่า occupationally สัมผัสสภาพแวดล้อม (ตาราง 3) ดังกล่าวโค้ก แอโนด SiC พืช และ bitumen ปู (45-69%) (Bjorseth et al.,1978 Petry et al., 1996) และ smelter เป็นอลูมิเนียม (48%) (Farant และGariepy, 1998) ในขณะที่สูงกว่าที่พบในแกรไฟต์และโลหะรีไซเคิล (27 – 35%) (Petry et al., 1996)

ผลลัพธ์ (ไทย) 2:

ที่เกี่ยวกับการเปรียบเทียบผลงานที่แตกต่างกันของญาติของ
สารในสภาพแวดล้อมในร่มและกลางแจ้งไม่มี
ความแตกต่างอย่างมีนัยสำคัญระหว่างทั้งสองผสม PAH อย่างไรก็ตามใน
กรณีของ benzo (ก) ไพรีนซึ่งเป็นหนึ่งในสารก่อมะเร็งมากที่สุด
สารและมักจะถูกนำมาใช้เป็นเครื่องหมาย PAH ผลงาน
เป็นที่คล้ายกันในบ้านและนอกบ้าน เพื่อประเมินผลกระทบของ ETS และการเผาไหม้
ไม้เตาผิงเป็นแหล่งน้ำในร่มและการจราจรถือเป็นหนึ่งใน
แหล่งที่มาหลักของพีเอเอชในอากาศกลางแจ้งในสหราชอาณาจักรมีส่วนร่วมของ
benzo (ก) ไพรีนที่จะเป็นสารก่อมะเร็งรวมกิจกรรมของผสม ได้รับการ
คำนวณในบ้านในสภาพแวดล้อมที่ ETS ฟรีร่ม ETS สัมผัส (เช่น
ผับ) บ้านเผาไหม้ไม้เตาผิงในพื้นที่เพื่อให้ความร้อนเช่นเดียวกับ
เทวดากลางแจ้งในการค้ามนุษย์และในถนนไม่ได้รับผลกระทบจากการจราจร
ที่แสดงในตารางที่ 3 แม้จะอยู่ใน กรณีที่ ETS ไม้การเผาไหม้และการจราจร
ถือเป็นแหล่งน้ำในร่มและกลางแจ้งตามลำดับ (ตารางที่ 3)
แม้ว่าผลงานจะสูงกว่าเมื่อแหล่งที่มาที่มีอยู่,
benzo (a) การมีส่วนร่วมในการไพรีสารก่อมะเร็งรวมที่คล้ายกัน
โดยไม่คำนึงถึงสภาพแวดล้อมหรือ แหล่งที่มาของการพิจารณา (pN0.10, η2บางส่วน = [0.00-0.11]) นอกจากนี้ผลงานของ benzo (a)
pyrene จะเป็นสารก่อมะเร็งที่มีศักยภาพรวมในการศึกษาครั้งนี้ (คือ 48-56% ในขณะที่
แสดงในตารางที่ 3) นอกจากนี้ยังมีความคล้ายคลึงกับผลการรายงานโดย EPAQS สำหรับ
อากาศในกรุงลอนดอนในปี 1990 (44% ) (EPAQS, 1999), อื่น ๆ
เมืองในยุโรป (40-60%) (Petry et al, 1996;. Menichini et al, 1999;.
Bostrom, et al., 2002;. Lodovici et al, 2003) และนางาซากิ (55% ) (ดะ et
al, 2000) ในขณะที่ต่ำกว่าในกรุงเทพมหานคร (63%) (Norramit et al, 2005)..
ตุรกีในฤดูหนาวและโคเปนเฮเกน (70%) (นีลเซ่น, et al, 1996;. akyuz
และ Cabuk 2008 ) ตามที่สรุปไว้ในตารางที่ 3 ผลงาน BaP ยังเป็น
แบบเดียวกับที่อยู่ในสภาพแวดล้อมที่สัมผัสอาชีพ (ตารางที่ 3) ดังกล่าว
เป็นโค้กขั้วบวกโรงงาน SiC และน้ำมันดินปู (45-69%) (Bjorseth, et ​​al.
1978; et Petry al., 1996) และการหลอมอลูมิเนียม (48%) (Farant และ
Gariépy, 1998) ในขณะที่สูงกว่าที่พบในกราไฟท์และโลหะ
โรงงานรีไซเคิล (27-35%) (Petry et al., 1996)

ผลลัพธ์ (ไทย) 3:

ส่วนการเปรียบเทียบความสัมพันธ์ระหว่างสารประกอบแตกต่างกัน
ในสภาพแวดล้อมในร่มและกลางแจ้ง ไม่มี
อย่างมากความแตกต่างระหว่างสองป่าผสม อย่างไรก็ตาม ใน
กรณีเบนโซเอไพรีน ซึ่งเป็นหนึ่งในสารประกอบสารก่อมะเร็ง
มากที่สุด และมักใช้เป็นเครื่องหมายผ้า , สมทบ
คล้ายคลึงภายในอาคารและนอกอาคาร เพื่อศึกษาผลของ ETS และการเผาไหม้
ไม้ในเตาผิงในร่มและเป็นแหล่งการจราจร ถือเป็นหนึ่งในแหล่งที่มาหลักของ PAHs ใน
อากาศกลางแจ้งใน UK , มีส่วนร่วมของ
เบนโซเอไพรีนในกิจกรรมทั้งหมดของสารก่อมะเร็งผสมอยู่
คำนวณข้างในใน ETS สภาพแวดล้อมฟรี ข้างในแผ่นสัมผัส ( เช่น
ผับ ) , บ้านไหม้ ไม้ในเตาผิงสำหรับความร้อนพื้นที่รวมทั้ง
กลางแจ้งในการค้า roadsides และในถนนไม่กระทบการจราจร
แสดงดังตารางที่ 3 แม้ในกรณีที่แผ่นไม้การเผาไหม้และการจราจร
ถือว่าเป็นแหล่งในร่มและกลางแจ้ง ตามลำดับ ( ตารางที่ 3 ) ,
แม้ว่าผลงานจะสูงกว่าเมื่อแหล่งมีอยู่
เบนโซเอไพรีนมีส่วนร่วมในการรวมที่คล้ายกัน
คํานึงถึงสิ่งแวดล้อมหรือแหล่งพิจารณา ( pn0.10 บางส่วนη 2 = [ ] = 0.00 - 0.11 ) นอกจากนี้ ผลงานของเบนโซ ( เอ )
ไพรีนกับศักยภาพการพัฒนาทั้งหมดในการศึกษานี้ ( เช่น 48 – 56 % ขณะที่
แสดงในตารางที่ 1 ) นอกจากนี้ยังคล้ายกับผลรายงานโดย epaqs สำหรับ
บรรยากาศในกรุงลอนดอนในปี 1990 ( 44% ) ( epaqs , 1999 )
เมืองในยุโรปอื่น ๆ ( 40 – 60 % ) ( เพ็ตทรี et al . , 1996 ;menichini et al . , 1999 ;
bostrom et al . , 2002 ; lodovici et al . , 2003 ) และนางาซากิ ( 55 % ) ( Wada et
al . , 2000 ) , ในขณะที่ต่ำกว่าในกรุงเทพมหานคร ( 63% ) ( norramit et al . , 2005 ) ,
ในฤดูหนาวและในโคเปนเฮเกน ( 70 ตุรกี % ) ( Nielsen et al . , 1996 ; และ akyuz
cabuk 2008 ) สรุปในตารางที่ 3 และ BAP บริจาคยัง
คล้ายกับว่าในสภาพแวดล้อมที่ไม่ได้สัมผัส ( ตารางที่ 3 ) เช่น
เป็นโค้ก แอโนดSIC พืชและน้ำมันดินปูพื้น ( 45 ( 69% ) ( bjorseth et al . ,
1978 ; เพ็ตทรี et al . , 1996 ) และโรงหลอมอะลูมิเนียม ( ร้อยละ 48 ) ( ฟารันต์และ
เกอรีปี้ , 1998 ) , ในขณะที่สูงกว่าที่พบในกราไฟท์และโลหะ
พืชรีไซเคิล ( 27 - 35 % ) ( เพ็ตทรี et al . , 1996 )