In the light of the mutagenicity, c

In the light of the mutagenicity, carcinogenicity and ubiquity of
some PAHs in the atmosphere, the setting of air quality standards and
guidelines to limit human exposure is of high priority. Air quality
standards for individual compounds are generally based upon an
examination of the likely effects upon health (Maynard et al., 1997).
However, human exposure to PAH is always to complex PAH
mixtures, which are not of constant composition. Epidemiological
studies of occupational exposure of workers have identified associations
between individual PAHs and human cancer but such substances
serve mainly as markers for exposure to the entire PAH mixture. On
the other hand, the only toxicological data available to assess the
carcinogenic potency of individual PAHs is from animal models and
results are extrapolated to the low doses to which humans are
exposed. This makes the evaluation of health consequences and
attribution to specific PAH components difficult (EPAQS, 1999). In
addition, most PAHs are believed to be genotoxic carcinogens (i.e.
there is no threshold of effect), and therefore it is impossible to define
an absolutely safe level of exposure (Maynard et al., 1997).
The UK Expert Panel on Air Quality Standards (EPAQS) used the
scientific expert judgment approach to set the UK PAH standard forambient air. EPAQS considered the PAH mixture described in an
epidemiological study in an aluminum smelter in Canada, where high
exposures were linked to lung cancers (Armstrong et al., 1994), as the
best starting point for the derivation of the standard. Armstrong et al.
(1994) identified that an exposure to of a mixture of PAH compounds
represented by 0.25–2.5 μg/m3 BaP during a working life (40 years)
was associated with a 50% increase in the risk of lung cancer. The
lower bound of this range, 0.25 μg/m3 of BaP, was taken as representing
the lowest observed adverse effect level (LOAEL). Three safety factors of
10 were used to account for (a) moving from a LOAEL to a no observed
adverse effect level (NOAEL), (b) extrapolating from a working life
exposure to an entire lifetime exposure, and (c) accounting for the range
of sensitivity to carcinogens likely to exist in the general population.
Hence, EPAQS selected the value of 0.25 ng/m3 of BaP as the UK air
quality standard (EPAQS, 1999).
EPAQS selected BaP as the appropriate marker compound for the
PAH mixture recognizing several assumptions. The first is that the risk
attributable to PAHs in any given mixture is proportional to that of BaP
in the reference mixture. The second is that the concentrations of
individual PAHs relative to BaP are relatively stable from one mixture to
another to maintain the same risk estimate (Pufulete et al., 2004).
Current evidence suggests that for the mixtures of PAHs in ambient air,
the relative contribution of BaP to total carcinogenic potency is similar to
that found in the occupational environments which have been studied
epidemiologically (EPAQS, 1999). This conclusion was based in part on
the evidence from another Canadian study of aluminum smelters which
suggested that the air concentrations of 18 PAHs compared to BaP were
relatively stable (Farant and Gariepy, 1998). As there were subtle
differences between the PAH composition ofmixtures between smelters
and with the atmosphere, EPAQS assessed whether these variations
were likely to be reflected in differences in total carcinogenic activity. To
do this, a potency equivalency factor approach based on intrapulmonary
carcinogenicity studies in rats (Deutsch-Wenzel et al., 1983; WenzelHartung
et al., 1990) of representative PAHs regularly monitored in
ambient air in the UK was used to confirm that BaP is an appropriate
marker for different environmental source mixtures. It was reported
that the relative contribution of BaP to the total carcinogenic potential
for air pollution from three locations in the UK was relatively similar, at
between 37 and 49% and similar to that in the Canadian smelter (48%).
Thus, as long as the relative contribution of BaP was within this range,
BaP could serve as a marker for all PAHs in air pollution (EPAQS, 1999).
Many studies have shown that the public typically spend around
90% or more of their time indoors (Harrison et al., 2009). Despite this,
air quality standards in the UK currently apply to outdoor air. There is
consequently a case for developing guidelines for the quality of indoor
air. To do so requires sound knowledge of the pollutants present and
the health risks which they pose. However, currently there is very
limited information, especially for the United Kingdom on the
concentrations and profile (i.e. relative abundance ratios of individual
PAH compounds, relative to BaP) of PAH compounds indoors.
This study aimed to generate knowledge on the concentrations,
profiles (i.e. relative abundance ratios) and carcinogenic potential of
polycyclic aromatic hydrocarbons in indoor environments. These
were compared with those available in outdoor environments for
which national guidelines have already been developed. The percentage
contribution of BaP to the carcinogenic potential of the mixture
was also compared with those available in outdoor environments and
in the aluminum smelter from which the UK air quality standard was
derived.

ผลลัพธ์ (ไทย) 1:

การศึกษา carcinogenicity และ ubiquity ของนี้บาง PAHs ในบรรยากาศ การตั้งค่ามาตรฐานคุณภาพอากาศ และแนวทางการจำกัดแสงที่มนุษย์มีความสำคัญสูง คุณภาพอากาศมาตรฐานสำหรับสารแต่ละโดยทั่วไปตามการตรวจสอบผลกระทบแนวโน้มเมื่อสุขภาพ (เมย์นาร์ดและ al., 1997)อย่างไรก็ตาม ละสัมผัสมนุษย์จะเสมอละซับซ้อนน้ำยาผสม ซึ่งเป็นองค์ประกอบคงไม่ ความการศึกษาอุบัติเหตุของคนงานได้ระบุความสัมพันธ์ของระหว่างแต่ละ PAHs และมนุษย์มะเร็ง แต่สารดังกล่าวให้บริการส่วนใหญ่เป็นเครื่องหมายสำหรับสัมผัสกับส่วนผสมทั้งหมดละ บนมืออื่น ๆ toxicological เท่านั้นข้อมูลสำหรับการประเมินรู้จัก carcinogenic ของ PAHs ละมาจากแบบจำลองสัตว์ และผลคือ extrapolated กับปริมาณต่ำสุดที่ที่มนุษย์อยู่สัมผัส ทำการประเมินผลกระทบสุขภาพ และแสดงการละส่วนประกอบเฉพาะยาก (EPAQS, 1999) ในนอกจากนี้ เชื่อว่าเป็นสารก่อมะเร็ง genotoxic (เช่น PAHs ส่วนใหญ่ไม่มีไม่มีขีดจำกัดของผล), และดังนั้น จึงเป็นไปไม่ได้กำหนดระดับที่ปลอดภัยอย่างแน่นอนของแสง (เมย์นาร์ดและ al., 1997)แผงผู้เชี่ยวชาญของสหราชอาณาจักรบนอากาศคุณภาพมาตรฐาน (EPAQS) ใช้การวิธีพิพากษาผู้เชี่ยวชาญทางวิทยาศาสตร์การตั้งอากาศ forambient มาตรฐานอังกฤษละ EPAQS ถือว่าละส่วนผสมในการความเรียน smelter เป็นอลูมิเนียมในแคนาดา สูงexposures were linked to lung cancers (Armstrong et al., 1994), as thebest starting point for the derivation of the standard. Armstrong et al.(1994) identified that an exposure to of a mixture of PAH compoundsrepresented by 0.25–2.5 μg/m3 BaP during a working life (40 years)was associated with a 50% increase in the risk of lung cancer. Thelower bound of this range, 0.25 μg/m3 of BaP, was taken as representingthe lowest observed adverse effect level (LOAEL). Three safety factors of10 were used to account for (a) moving from a LOAEL to a no observedadverse effect level (NOAEL), (b) extrapolating from a working lifeexposure to an entire lifetime exposure, and (c) accounting for the rangeof sensitivity to carcinogens likely to exist in the general population.Hence, EPAQS selected the value of 0.25 ng/m3 of BaP as the UK airquality standard (EPAQS, 1999).EPAQS selected BaP as the appropriate marker compound for thePAH mixture recognizing several assumptions. The first is that the riskattributable to PAHs in any given mixture is proportional to that of BaPin the reference mixture. The second is that the concentrations ofindividual PAHs relative to BaP are relatively stable from one mixture toanother to maintain the same risk estimate (Pufulete et al., 2004).Current evidence suggests that for the mixtures of PAHs in ambient air,the relative contribution of BaP to total carcinogenic potency is similar tothat found in the occupational environments which have been studiedepidemiologically (EPAQS, 1999). This conclusion was based in part onthe evidence from another Canadian study of aluminum smelters whichsuggested that the air concentrations of 18 PAHs compared to BaP wererelatively stable (Farant and Gariepy, 1998). As there were subtledifferences between the PAH composition ofmixtures between smeltersand with the atmosphere, EPAQS assessed whether these variationswere likely to be reflected in differences in total carcinogenic activity. Todo this, a potency equivalency factor approach based on intrapulmonarycarcinogenicity studies in rats (Deutsch-Wenzel et al., 1983; WenzelHartunget al., 1990) of representative PAHs regularly monitored inambient air in the UK was used to confirm that BaP is an appropriatemarker for different environmental source mixtures. It was reportedthat the relative contribution of BaP to the total carcinogenic potentialfor air pollution from three locations in the UK was relatively similar, atbetween 37 and 49% and similar to that in the Canadian smelter (48%).Thus, as long as the relative contribution of BaP was within this range,BaP could serve as a marker for all PAHs in air pollution (EPAQS, 1999).Many studies have shown that the public typically spend around90% or more of their time indoors (Harrison et al., 2009). Despite this,air quality standards in the UK currently apply to outdoor air. There isconsequently a case for developing guidelines for the quality of indoorair. To do so requires sound knowledge of the pollutants present andthe health risks which they pose. However, currently there is verylimited information, especially for the United Kingdom on theconcentrations and profile (i.e. relative abundance ratios of individualPAH compounds, relative to BaP) of PAH compounds indoors.This study aimed to generate knowledge on the concentrations,profiles (i.e. relative abundance ratios) and carcinogenic potential ofpolycyclic aromatic hydrocarbons in indoor environments. Thesewere compared with those available in outdoor environments forwhich national guidelines have already been developed. The percentagecontribution of BaP to the carcinogenic potential of the mixturewas also compared with those available in outdoor environments andin the aluminum smelter from which the UK air quality standard wasderived.

ผลลัพธ์ (ไทย) 2:

ในแง่ของการก่อกลายพันธุ์สารก่อมะเร็งและการแพร่หลายของ
สาร PAHs บางอย่างในบรรยากาศการตั้งค่ามาตรฐานคุณภาพอากาศและ
แนวทางที่จะ จำกัด การสัมผัสของมนุษย์เป็นลำดับความสำคัญสูง คุณภาพอากาศ
มาตรฐานสำหรับสารประกอบของแต่ละบุคคลจะขึ้นอยู่ทั่วไปตาม
การตรวจสอบของแนวโน้มผลกระทบต่อสุขภาพ (เมย์นาร์ et al., 1997).
อย่างไรก็ตามการเปิดรับของมนุษย์ที่จะ PAH อยู่เสมอที่จะ PAH ซับซ้อน
ผสมที่ไม่คงที่ขององค์ประกอบ ระบาดวิทยา
ของการเปิดรับการศึกษาการประกอบอาชีพของคนงานมีการระบุความสัมพันธ์
ระหว่างบุคคลและ PAHs มะเร็งของมนุษย์ แต่สารดังกล่าว
ให้บริการส่วนใหญ่เป็นเครื่องหมายสำหรับการสัมผัสกับส่วนผสม PAH ทั้งหมด บน
มืออื่น ๆ ที่ข้อมูลทางพิษวิทยาใช้ได้เฉพาะในการประเมิน
ความแรงของสารก่อมะเร็ง PAHs บุคคลที่มาจากสัตว์และ
ผลการประเมินปริมาณต่ำที่มนุษย์
สัมผัส นี้จะทำให้การประเมินผลกระทบด้านสุขภาพและ
การกำหนดลักษณะส่วนประกอบ PAH เฉพาะยาก (EPAQS, 1999) ใน
นอกจากนี้พีเอเอชส่วนใหญ่จะเชื่อว่าจะเป็นสารก่อมะเร็ง genotoxic (เช่น
ไม่มีเกณฑ์ของผลกระทบ) และดังนั้นจึงเป็นไปไม่ได้ที่จะกำหนด
ในระดับที่ปลอดภัยอย่างแน่นอนจากการสัมผัส (เมย์นาร์ et al., 1997).
สหราชอาณาจักรแผงผู้เชี่ยวชาญเกี่ยวกับคุณภาพอากาศ มาตรฐาน (EPAQS) ที่ใช้
วิธีการตัดสินใจของผู้เชี่ยวชาญทางวิทยาศาสตร์ที่จะตั้งสหราชอาณาจักร PAH มาตรฐานอากาศ forambient EPAQS ถือว่าเป็นส่วนผสม PAH อธิบายไว้ใน
การศึกษาทางระบาดวิทยาในโรงหลอมอลูมิเนียมในประเทศแคนาดาที่สูง
เสี่ยงถูกเชื่อมโยงกับการเกิดโรคมะเร็งปอด (อาร์มสตรอง et al., 1994) เป็น
จุดเริ่มต้นที่ดีที่สุดสำหรับการมาของมาตรฐาน อาร์มสตรอง et al.
(1994) ระบุว่าการสัมผัสกับส่วนผสมของสาร PAH
ตัวแทนจาก 0.25-2.5 ไมโครกรัม / m3 BaP ในช่วงชีวิตการทำงาน (40 ปี)
มีความสัมพันธ์กับการเพิ่มขึ้น 50% ในความเสี่ยงของโรคมะเร็งปอด
ขอบล่างของช่วงนี้ 0.25 ไมโครกรัม / m3 ของ BaP ถูกนำมาเป็นตัวแทนของ
ผลกระทบระดับต่ำสุดที่สังเกต (LOAEL) สามปัจจัยความปลอดภัยของ
10 ถูกนำมาใช้ในการบัญชีสำหรับ (ก) การย้ายจาก LOAEL จะไม่สังเกต
ระดับผลกระทบ (NOAEL), (ข) คะเนจากชีวิตการทำงาน
สัมผัสกับการเปิดรับแสงอายุการใช้งานทั้งหมดและ (ค) การบัญชีสำหรับ ช่วง
ของความไวต่อสารก่อมะเร็งมีแนวโน้มที่จะอยู่ในประชากรทั่วไป.
ดังนั้น EPAQS เลือกมูลค่า 0.25 ng / m3 BaP ของสหราชอาณาจักรเป็นอากาศ
ที่มีคุณภาพมาตรฐาน (EPAQS, 1999).
EPAQS เลือก BaP เป็นสารประกอบเครื่องหมายที่เหมาะสมสำหรับการ
ผสม PAH ตระหนักถึงสมมติฐานหลาย ที่แรกก็คือว่ามีความเสี่ยง
ที่เกี่ยวข้องกับการ PAHs ในส่วนผสมใดก็ตามเป็นสัดส่วนกับที่ของ BaP
ในส่วนผสมอ้างอิง ที่สองคือความเข้มข้นของ
สาร PAHs แต่ละเทียบกับ BaP จะค่อนข้างมีเสถียรภาพจากส่วนผสม
อื่นเพื่อรักษาประมาณการความเสี่ยงเดียวกัน (Pufulete et al., 2004).
ปัจจุบันมีหลักฐานแสดงให้เห็นว่าสำหรับส่วนผสมของสาร PAHs ในอากาศแวดล้อม,
ญาติ มีส่วนร่วมของ BaP จะรวมแรงสารก่อมะเร็งมีลักษณะคล้ายกับ
ที่พบในสภาพแวดล้อมที่มีการประกอบอาชีพที่ได้รับการศึกษา
epidemiologically (EPAQS, 1999) ข้อสรุปนี้ก็อยู่ในส่วนที่เกี่ยวกับ
หลักฐานจากที่อื่นการศึกษาของแคนาดาถลุงแร่อลูมิเนียมซึ่ง
ชี้ให้เห็นว่าความเข้มข้นของอากาศ 18 พีเอเอชเมื่อเทียบกับ BaP ก็
ค่อนข้างมีเสถียรภาพ (Farant และGariépy, 1998) เท่าที่มีอยู่ที่ลึกซึ้ง
แตกต่างระหว่างองค์ประกอบ PAH ofmixtures ระหว่างโรงถลุง
และบรรยากาศ EPAQS ประเมินว่ารูปแบบเหล่านี้
มีแนวโน้มที่จะมีผลในความแตกต่างในกิจกรรมที่ก่อให้เกิดมะเร็งทั้งหมด ที่จะ
ทำเช่นนี้วิธีการความแรงเทียบเท่าปัจจัยขึ้นอยู่กับ intrapulmonary
ศึกษาสารก่อมะเร็งในหนู (Deutsch-เวนเซล et al, 1983;. WenzelHartung
., et al, 1990) ของพีเอเอชที่เป็นตัวแทนตรวจสอบอย่างสม่ำเสมอใน
อากาศแวดล้อมในสหราชอาณาจักรถูกใช้ในการยืนยันว่า BaP เป็นที่เหมาะสม
สำหรับเครื่องหมายผสมแหล่งที่มาที่แตกต่างกันทางด้านสิ่งแวดล้อม มีรายงาน
ว่าการมีส่วนร่วมของญาติของ BaP ที่จะเป็นสารก่อมะเร็งที่มีศักยภาพรวม
สำหรับมลพิษทางอากาศจากสามสถานที่ในสหราชอาณาจักรเป็นที่คล้ายกันค่อนข้างที่
ระหว่าง 37 และ 49% และคล้ายกับว่าในโรงหลอมแคนาดา (48%).
ดังนั้นตราบใด เป็นผลงานที่ญาติของ BaP อยู่ในช่วงนี้
BaP สามารถใช้เป็นเครื่องหมาย PAHs ทั้งหมดในมลพิษทางอากาศ (EPAQS, 1999).
การศึกษาจำนวนมากได้แสดงให้เห็นว่าประชาชนโดยทั่วไปจะใช้จ่ายประมาณ
90% หรือมากกว่าของเวลาของพวกเขาในบ้าน (แฮร์ริสันและ al., 2009) อย่างไรก็ตามเรื่องนี้
มาตรฐานคุณภาพอากาศในสหราชอาณาจักรในขณะนี้นำไปใช้กับอากาศภายนอก นอกจากนี้
กรณีที่ส่งผลต่อการพัฒนาแนวทางในการคุณภาพของน้ำในร่ม
อากาศ ต้องการทำเช่นนั้นต้องมีความรู้เสียงของสารมลพิษในปัจจุบันและ
ความเสี่ยงต่อสุขภาพที่พวกเขาก่อให้เกิด อย่างไรก็ตามขณะนี้มีมาก
ข้อมูลที่ จำกัด โดยเฉพาะอย่างยิ่งสำหรับสหราชอาณาจักรที่
มีความเข้มข้นและรายละเอียด (เช่นอัตราส่วนความอุดมสมบูรณ์ของแต่ละ
สาร PAH เทียบกับ BaP) ของสาร PAH ในบ้าน.
การศึกษาครั้งนี้มีวัตถุประสงค์เพื่อสร้างความรู้เกี่ยวกับความเข้มข้นที่
โปรไฟล์ ( คืออัตราส่วนความอุดมสมบูรณ์ญาติ) และสารก่อมะเร็งที่มีศักยภาพของ
polycyclic หอมไฮโดรคาร์บอนในสภาพแวดล้อมในร่ม เหล่านี้
ถูกนำมาเปรียบเทียบกับผู้ที่อยู่ในสภาพแวดล้อมกลางแจ้งสำหรับ
แนวทางแห่งชาติที่ได้รับการพัฒนาแล้ว เปอร์เซ็นต์
ส่วนร่วมของ BaP จะเป็นสารก่อมะเร็งที่มีศักยภาพของส่วนผสม
ก็ถูกเมื่อเทียบกับผู้ที่อยู่ในสภาพแวดล้อมที่กลางแจ้งและ
ในโรงหลอมอลูมิเนียมจากการที่สหราชอาณาจักรมาตรฐานคุณภาพอากาศ
ที่ได้รับมา

ผลลัพธ์ (ไทย) 3:

ในแง่ของการก่อกลายพันธุ์ของสารก่อมะเร็ง และแพร่หลาย ,
บาง PAHs ในบรรยากาศ , การตั้งค่ามาตรฐานคุณภาพอากาศกับ
แนวทางจำกัดมนุษย์เป็นลำดับความสำคัญสูง มาตรฐานคุณภาพอากาศสำหรับสารประกอบบุคคลทั่วไป

ขึ้นอยู่กับการตรวจสอบผลมีแนวโน้มต่อสุขภาพ ( เมย์นาร์ด et al . , 1997 ) .
แต่การสัมผัสป่าอยู่เสมอ

ป้าที่ซับซ้อนผสมที่ไม่คงที่ขององค์ประกอบ ระบาดวิทยา
การศึกษาการอาชีพของคนงานระบุสมาคม
ระหว่างบุคคลและสารมะเร็งในมนุษย์แต่เช่นสาร
ใช้ส่วนใหญ่เป็นเครื่องหมายสำหรับการเปิดรับผสม ป่าทั้งหมด บนมืออื่น ๆเท่านั้น
, พิษวิทยาของข้อมูลเพื่อประเมิน
ศักยภาพการพัฒนาสารจากตัวบุคคลและผลการคาดเดาต่อไป
ในปริมาณต่ำ ซึ่งมนุษย์
เปิดเผย นี้จะทำให้การประเมินผลของผลกระทบสุขภาพและลักษณะองค์ประกอบป่าเฉพาะ
ยาก ( epaqs , 1999 ) ใน
นอกจากนี้ สารส่วนใหญ่จะเชื่อว่าจะต่อยสารก่อมะเร็ง ( เช่น
ไม่มีเกณฑ์ของผล ) , และดังนั้นจึงเป็นไปไม่ได้ที่จะกำหนด
ระดับความปลอดภัยแน่นอนของแสง ( เมย์นาร์ด et al . , 1997 ) .
UK ผู้เชี่ยวชาญแผงบนมาตรฐานคุณภาพอากาศ ( epaqs ) ใช้
สังเกตทางวิทยาศาสตร์วิธีการตั้งค่า UK ผ้ามาตรฐาน forambient อากาศ epaqs ถือว่าเป็นป่าผสมที่อธิบายไว้ในการศึกษาทางระบาดวิทยาในโรงหลอมอลูมิเนียม

ในประเทศแคนาดาซึ่งความเสี่ยงสูงที่เชื่อมโยงกับโรคมะเร็งปอด ( อาร์มสตรอง et al . , 1994 ) เป็น
จุดเริ่มต้นที่ดีที่สุดสำหรับรากศัพท์ของมาตรฐาน อาร์มสตรอง et al .
( 1994 ) ระบุว่า มีแสงของส่วนผสมของสารประกอบ PAH
แสดงโดย 0.25 – 2.5 μ g / m3 และในชีวิตการทำงาน ( 40 ปี )
เกี่ยวข้องเพิ่มขึ้น 50% ในความเสี่ยงของโรคมะเร็งปอด
ขีดจำกัดล่างของช่วงนี้ μ 0.25 กรัม / ลูกบาศก์เมตร ของบัง ได้มาเป็นตัวแทน
สุดสังเกตมีผลต่อระดับ ( loael )สามตู้ 2
10 ใช้บัญชี ( 1 ) ย้ายจาก loael ที่จะไม่สังเกต
มีผลต่อระดับ ( เอ็นโอเออีแอล ) , ( ข ) การประมาณจากชีวิต
ทำงานการสัมผัสกับแสงอายุการใช้งานทั้งหมด และ ( c ) บัญชีสำหรับช่วงของความไวต่อสารก่อมะเร็ง
น่าจะอยู่ใน ประชากรทั่วไป .
ดังนั้น epaqs เลือกค่าของ 0.25 กรัม / ลบ . ม. ของ BAP เป็น UK อากาศ
มาตรฐานคุณภาพ ( epaqs , 1999 ) .
epaqs เลือกแบบเป็นสารทำเครื่องหมายที่เหมาะสมสำหรับ
ผ้าผสมตระหนักถึงสมมติฐานหลาย แรกคือความเสี่ยงจากสารใดก็ตาม
ส่วนผสมตามสัดส่วนที่ BAP
ในการอ้างอิงที่ผสม ที่สองคือที่ความเข้มข้นของแต่ละสารสัมพันธ์กับบาปอยู่


ค่อนข้างคงที่จากส่วนผสมอื่นเพื่อรักษาประเมินความเสี่ยงเดียวกัน ( pufulete et al . , 2004 ) .
หลักฐานปัจจุบันแสดงให้เห็นว่าสำหรับผสมพีเอเอชในอากาศ
, ความสัมพันธ์ระหว่างแบบรวมสารก่อมะเร็งซึ่งคล้ายคลึงกับที่พบในสภาพแวดล้อม
อาชีพซึ่งได้รับการศึกษา
epidemiologically ( epaqs , 1999 ) ข้อสรุปนี้ได้จากในส่วนที่เกี่ยวกับ
หลักฐานจากอีกการศึกษาแคนาดาอลูมิเนียม smelters ซึ่ง
แนะนำว่าอากาศและความเข้มข้นของ BAP
18 เมื่อเทียบกับจำนวนค่อนข้างคงที่ ( ฟารันต์ และเกอรีปี้ , 1998 ) เช่นมีสีสัน
ความแตกต่างระหว่างองค์ประกอบ ofmixtures PAH ระหว่าง smelters
และด้วยบรรยากาศ epaqs ประเมินว่ารูปแบบเหล่านี้
มีแนวโน้มที่จะสะท้อนให้เห็นความแตกต่างในกิจกรรมการพัฒนาทั้งหมด

ทำนี้ ความแรงเทียบเท่าตัวประกอบแนวทางจากการศึกษาการ intrapulmonary
หนู ( Deutsch เวนเซล et al . , 1983 ; wenzelhartung
et al . , 1990 ) ตัวแทนของ PAHs เป็นประจำการ
บรรยากาศในอังกฤษถูกใช้เพื่อยืนยันว่า BAP
เป็นเหมาะสมเครื่องหมายสำหรับส่วนผสมแหล่งสิ่งแวดล้อมที่แตกต่างกัน มีรายงานว่า ญาติของ BAP
บริจาคเพื่อรวมสารก่อมะเร็งที่มีศักยภาพ
สำหรับมลพิษทางอากาศจากสามสถานที่ในอังกฤษก็ค่อนข้างคล้ายกันใน
ระหว่าง 37 และ 49 ตามลำดับ และคล้ายกับว่าในโรงหลอมแคนาดา ( ร้อยละ 48 ) .
ดังนั้นตราบใดที่ความสัมพันธ์ระหว่างแบบคือในช่วงนี้
,และสามารถใช้เป็นเครื่องหมายสำหรับ PAHs ในมลพิษทางอากาศ ( epaqs , 1999 ) .
หลายการศึกษาได้แสดงให้เห็นว่า ประชาชนมักจะใช้รอบ
90% หรือมากกว่าของเวลาของพวกเขาในบ้าน ( แฮร์ริสัน et al . , 2009 ) อย่างไรก็ตามเรื่องนี้
มาตรฐานคุณภาพอากาศใน UK ในขณะนี้ใช้กับอากาศกลางแจ้ง มี
จากนั้นกรณีการพัฒนาแนวทางคุณภาพของอากาศในร่ม

แล้วต้องมีความรู้เสียงของมลพิษในปัจจุบันและ
ความเสี่ยงด้านสุขภาพซึ่งพวกเขาก่อให้เกิด อย่างไรก็ตาม ขณะนี้มีมาก
ข้อมูลที่จำกัด โดยเฉพาะอย่างยิ่งสำหรับสหราชอาณาจักรบน
ความเข้มข้นและรายละเอียด ( เช่นญาติมากมายต่อบุคคล
พาสารสัมพันธ์กับบาป ) ของสารประกอบ PAH ข้างใน
การศึกษานี้มีวัตถุประสงค์เพื่อสร้างความรู้ ในความเข้มข้น
โปรไฟล์ ( Iเช่นญาติมากมาย ) และศักยภาพต่อสารก่อมะเร็งของ
สารโพลีไซคลิกอะโรมาติกไฮโดรคาร์บอนในสภาพแวดล้อมในร่ม . เหล่านี้
เปรียบเทียบกับที่มีอยู่ในสภาพแวดล้อมกลางแจ้งสำหรับแนวทางแห่งชาติ
ซึ่งได้รับการพัฒนา . ส่วนค่า
ของ BAP กับศักยภาพการพัฒนาของส่วนผสม
ยังเทียบกับที่มีอยู่ในสภาพแวดล้อมที่กลางแจ้งและ
ในอลูมิเนียมหลอมจากที่ UK คุณภาพอากาศมาตรฐาน
ได้มา .