Zagadnieniu szkodliwego działania hałasu ultradźwiękowego na człowieka poświęcono niewiele uwagi zarówno w literaturze polskiej, jak i zagranicznej. 
W artykule omówiono, na podstawie nielicznych danych literaturowych: oddziaływanie na człowieka hałasu ultradźwiękowego, cechy fizyczne tego hałasu oraz jego  wpływ na pracownika w warunkach ekspozycji w środowisku pracy. 
Stwierdzono, że czynnik ten może wywoływać u człowieka  zarówno  skutki słuchowe,  powodując  ubytki słuchu,  jak i może  wpływać ujemnie na układ przedsionkowy, co objawia się: bólami i zawrotami głowy, zaburzeniami równowagi i nudnościami. 
W artykule omówiono także działania podejmowane w celu ochrony pracowników przed skutkami odziaływania hałasu ultradźwiękowego w środowisku pracy. Wśród nich przedstawiono metodę oceny ryzyka zawodowego wynikającego z narażenia na hałas ultradźwiękowy na stanowiskach pracy oraz metody: techniczne, organizacyjne i medyczne ograniczenia narażenia na ten rodzaj hałasu.

Bromoeten (bromek winylu, BE) jest bezbarwnym, łatwopalnym gazem o ostrym zapachu. Stosowany jest jako związek przejściowy w syntezie organicznej i w produkcji polimerów, kopolimerów, środków zmniejszających palność (flame retardant), farmaceutyków oraz fumigantów. 
Zawodowe narażenie na bromoeten może występować w procesie produkcji, przerobu i konfekcjonowania tego związku. Ze względu na niską temperaturę wrzenia (15,8 oC) bromoeten w środowisku pracy występuje w postaci gazowej,  dlatego dominującą drogą narażenia jest droga inhalacyjna. W Polsce na bromoeten jest narażonych 100 osób pracujących przy syntezie organicznej, syntezie polimerów oraz przy produkcji farmaceutyków i fumigantów. Nie ma w dostępnym piśmiennictwie  danych dotyczących skutków toksycznego działania bromoetenu dla ludzi. 
U zwierząt laboratoryjnych bromoeten o dużych stężeniach wykazuje ostre działanie hepatotoksyczne i działa depresyjnie na ośrodkowy układ nerwowy. Przewlekłe narażenie szczurów na związek o małym stężeniu 44 mg/m³ (10 ppm) wywoływało powstanie naczyniakomięsaka krwionośnego wątroby. 
Bromoeten jest analogiem związku o udowodnionym działaniu rakotwórczym dla człowieka – chlorku winylu. Działanie rakotwórcze bromoetenu jest spowodowane metabolizmem tego związku do tlenku 2-bromoetylenu, tworzącego etenoaddukty z DNA. Z  danych  toksykokinetycznych  wynika, że  potencjał rakotwórczy bromoetenu w zakresie małych stężeń jest większy (około 3 razy) niż chlorku winylu. 
Ponieważ brak jest danych dotyczących rakotwórczego działania bromoetenu u ludzi, związek ten jest w Polsce klasyfikowany jako rakotwórczy kategorii 2., a wg IARC w grupie 2.A. 
Za podstawę do wyliczenia wartości NDS przyjęto ilościową ocenę rakotwórczego działania bromoetenu, opracowaną na podstawie danych dotyczących częstości powstawania naczyniakomięsaka krwionośnego u szczurów samców, narażanych na bromoeten o stężeniach 44 ÷ 1100  mg/m³. Wykorzystując zależność między stężeniem bromoetenu w powietrzu środowiska pracy a prawdopodobieństwem powstania naczyniakomięsaka krwionośnego przy 40-letnim okresie narażenia zawodowego, obliczono stężenia bromoetenu przy założonym poziomie ryzyka. 
Proponuje się, aby za wartość najwyższego dopuszczalnego stężenia (NDS) przyjąć stężenie wynoszące 0,4  mg/m³, któremu odpowiada dodatkowe ryzyko powstania naczyniakomięsaka krwionośnego równe 0,001. W kategoriach populacyjnych oznacza to, że u jednej osoby spośród 1000 zatrudnionych przez 40 lat pracy w narażeniu na bromoeten o stężeniu 0,4 mg/m³ może rozwinąć się nowotwór – naczyniakomięsak krwionośny wątroby. 
Nie ma   podstaw do ustalenia wartości najwyższego dopuszczalnego stężenia chwilowego (NDSCh) i wartości dopuszczalnego stężenia w materiale biologicznym (DSB) bromoetenu.

Chlorek benzoilu jest bezbarwną cieczą o ostrym, gryzącym zapachu. Został sklasyfikowany jako substancja żrąca. 
Produkcja chlorku benzoilu jest wielkotonażowa. W 1995 r. chlorek benzoilu produkowano w jedenastu państwach, nie ma informacji na temat produkcji tego związku w Polsce. 
Chlorek benzoilu jest stosowany do: produkcji nadtlenku benzoilu i barwników oraz acylacji alkoholi, fenoli i amin, a także używa się go jako odczynnika analitycznego. 
Pary chlorku benzoilu wykazują silne działanie drażniące oczy i  błony śluzowe.  Narażenie na chlorek benzoilu o stężeniu 11,5 mg/m³ (2 ppm) przez 1 min jest przez ludzi nietolerowane. 
Badania epidemiologiczne, w których wykazano nadwyżkę zgonów z powodu raka płuc, zostały przeprowadzone wśród pracowników zatrudnionych przy produkcji chlorowanych toluenów oraz chlorku benzoilu. W procesie tym występuje łączne narażenie na szereg związków chemicznych, w szczególności na trichloro(fenylo)metan, który jest uważany za związek rakotwórczy. 
U szczurów narażanych inhalacyjnie chlorek benzoilu wykazywał działanie drażniące na błony śluzowe oczu i nosa oraz wywoływał rozedmę płuc. 
Chlorek benzoilu działał drażniąco i żrąco na skórę, a także wykazywał działanie żrące po wkropleniu do oka królików. 
Na podstawie wyników większości przeprowadzonych badań w warunkach in vitro i in vivo nie wykazano działania mutagennego chlorku benzoilu. 
Działanie rakotwórcze chlorku benzoilu na zwierzęta badano po narażeniu inhalacyjnym, a także po aplikacji na skórę. Nie stwierdzono istotnego wzrostu częstości występowania nowotworów płuc i skóry w porównaniu ze zwierzętami z grupy kontrolnej. 
W IARC uznano, że istnieje ograniczony dowód na rakotwórcze działanie chlorku benzoilu u ludzi, a w przypadku zwierząt doświadczalnych dowody działania rakotwórczego chlorku benzoilu są niewystarczające. W ogólnej ocenie IARC stwierdzono, że łączne narażenie na α-chlorowane tolueny i chlorek benzoilu jest prawdopodobnie rakotwórcze dla ludzi – grupa 2.A. W ACGIH uznano chlorek benzoilu za związek niepodlegający klasyfikacji jako kancerogen dla ludzi (grupa A4.). 
Brak jest danych dotyczących toksyczności rozwojowej oraz wpływu na rozrodczość chlorku benzoilu 
dla zwierząt i ludzi. 
Za krytyczne skutki działania chlorku benzoilu uznano jego działanie drażniące na oczy i błony śluzowe górnych dróg oddechowych. Za podstawę do wyprowadzenia wartości najwyższego dopuszczalnego stężenia (NDS) chlorku benzoilu przyjęto informację podaną przez ACGIH, że narażenie na chlorek benzoilu o stężeniu 11,5 mg/m³ (2 ppm) przez 1 min jest już przez ludzi  nietolerowane. Stężenie 11,5 mg/m³ uznano za wartość LOAEL. Po zastosowaniu współczynników niepewności o łącznej wartości 4 otrzymano wartość NDS wynoszącą 2,8 mg/m³. 
Ponieważ chlorek benzoilu wykazuje silne działanie drażniące na drogi oddechowe, zaproponowano przyjęcie, zamiast wartości NDS, wartość najwyższego dopuszczalnego stężenia pułapowego (NDSP) równą 2,8 mg/m³. Zaproponowana wartość NDSP powinna zabezpieczyć pracowników przed potencjalnym działaniem drażniącym i układowym chlorku benzoilu. 
Normatyw oznakowano literą „C”– substancja o działaniu żrącym.

1,2-Dibromoetan (DEB) jest bezbarwną cieczą o słodkawym zapachu, podobnym do chloroformu. Jest zaklasyfikowany jako substancja rakotwórcza kategorii 2., która działa toksycznie: przez drogi oddechowe, w kontakcie ze skórą i po połknięciu, a także drażniąco na: oczy, drogi oddechowe i skórę oraz jest niebezpieczna dla środowiska. 
1,2-Dibromoetan otrzymuje się w procesie bromowania etylenu, a także reakcji acetylenu i kwasu bromowodorowego. Związek był stosowany jako środek usuwający: ołów, pestycyd oraz fumigant do odymiania gleby i zbóż. Obecnie substancję tę używa się jako półprodukt w syntezie chemicznej oraz rozpuszczalnik: żywic, gum i wosków. 
Z danych zebranych przez Centralny Rejestr Danych o Narażeniu na Substancje, Preparaty, Czynniki lub Procesy Technologiczne o Działaniu Rakotwórczym lub Mutagennym wynika, że narażenie w Polsce na 1,2-dibromoetan występuje głównie wśród pracowników laboratoryjnych: uczelni wyższych i zakładów chemicznych. W 2010 r. zarejestrowano 336 osób pracujących w narażeniu na ten związek w 10 zakładach. W Centralnym Rejestrze nie ma informacji o wielkości narażenia (IMP 2011). 
Według danych Głównej Inspekcji Sanitarnej w 2010 r. nie było pracowników narażonych na 1,2-dibromoetan powyżej wartości najwyższego dopuszczalnego stężenia (NDS), czyli  stężenia 0,5 mg/m³ (GIS 2010). 
1,2-Dibromoetan może działać toksycznie po narażeniu drogą: inhalacyjną, pokarmową oraz w kontakcie ze skórą. Działa także silnie drażniąco na: oczy, skórę i drogi oddechowe. Pierwsze objawy zatrucia u ludzi występują ze strony układu pokarmowego, a następnie obserwowano: żółtaczkę, uszkodzenia wątroby, nerek i zahamowanie ośrodkowego układu nerwowego (OUN). Narażenie inhalacyjne może prowadzić do zapalenia i ciężkiego uszkodzenia płuc. 
U zwierząt narażenie na 1,2-dibromoetan wywołuje przede wszystkim zmiany w obrębie układu oddechowego (jamy nosowej, tchawicy i płuc), a także w: wątrobie, nerkach, nadnerczach i jądrach. Związek działa mutagennie i genotoksycznie, co potwierdzają liczne testy przeprowadzone na bakteriach i komórkach zwierząt w badaniach w warunkach in vitro i in vivo. 
1,2-Dibromoetan może wpływać na rozrodczość. U pracowników narażonych na 1,2-dibromoetan zaobserwowano zmiany w jakości nasienia. U zwierząt związek ten wpływał nie tylko na spermatogenezę, lecz także na cykl rujowy. Zaobserwowano również objawy działania embriotoksycznego i teratogennego związku u szczurów i myszy. 
Działanie rakotwórcze 1,2-dibromoetanu na zwierzęta potwierdzono w licznych eksperymentach, podając zwierzętom substancję różnymi drogami. Drogą dożołądkową 1,2-dibromoetan indukował powstawanie nowotworów w: przedżołądku, płucach i układzie krążenia. Związek podany inhalacyjnie wywoływał nowotwory: jamy nosowej, płuc i układu krążenia, a podany przez skórę: nowotwory skóry i płuc. 
1,2-Dibromoetan w organizmie jest metabolizowany na szlaku oksydacyjnym z udziałem cytochromu P450 lub koniugacji za pośrednictwem S-transferazy glutationowej. Metabolity wydają się być odpowiedzialne w dużej mierze za działanie toksyczne i rakotwórcze tego związku, głównie przez kowalencyjne wiązanie z kwasami nukleinowymi i białkami. 
Za podstawę do wyznaczenia wartości NDS przy-jęto skutek działania rakotwórczego w badaniu inhalacyjnym na myszach i szczurach. Wartość NDS wyliczona na podstawie ryzyka jednostkowego oszacowanego przez ekspertów EPA wynosi 0,6 (mg/m³)-1. Proponuje się zmniejszenie obowiązują-cej wartości NDS 1,2-dibromoetanu z 0,5 do 0,01 mg/m³. Nie ma podstaw do zaproponowania wartości najwyższego dopuszczalnego stężenia chwilowego (NDSCh) oraz dopuszczalnego stężenia w materiale biologicznym (DSB) 1,2-dibromoetanu. Jednocześnie proponuje się pozostawienie dotychczasowego oznakowania 1,2-dibromoetanu: „Rakotw. Kat. 2.”, „Ft”, „I” i „Sk”.

Eter pentabromodifenylowy (PentaBDE) jest bursztynowym, przezroczystym płynem, który w temperaturze pokojowej występuje w postaci półpłynnej. Związek ma znaczenie przemysłowe i  otrzymuje się go przez bromowanie eteru difenylowego. Najczęstszą postacią, w jakiej występował eter pentabromodifenylowy, były mieszanki techniczne (handlowe). Składały się one ze związków o różnym stopniu ubromowania. Substancja znajduje się na liście priorytetowej do opracowania wartości dopuszczalnych przez SCOEL. Eter pentabromodifenylowy jest substancją zmniejszającą palność. Najczęściej  stosowano ją przy produkcji elastycznych pianek poliuretanowych: do produkcji mebli, w przemyśle samochodowym i lotniczym. Dodawano ją również do: żywic fenolowych i epoksydowych, nienasyconych poliestrów, tkanin oraz używano w materiałach do pokrywania dachów i kabli. 
Eter pentabromodifenylowy,  ze względu na swoje właściwości fizykochemiczne (m.in. słabą rozpuszczalność w wodzie, stabilność termiczną i chemiczną 
oraz zdolność do kumulacji i biomagnifikacji w łańcuchu pokarmowym, zaliczono do, tzw. trwałych zanieczyszczeń organicznych (persistent organic pollutants, POPs). 
Eter pentabromodifenylowy do środowiska mógł się dostawać w wyniku: produkcji, użytkowania i składowania odpadów oraz recyklingu urządzeń zawierających ten związek. Stężenia związku w powietrzu hali, w której demontowano sprzęt komputerowy, osiągały wartość  0,0026 μg/m³. 
Dotychczas nie odnotowano żadnych przypadków zatrucia ludzi eterami pentabromodifenylowymi. 
Eter pentabromodifenylowy w doświadczeniach na zwierzętach wykazywał małą toksyczność ostrą. Średnie dawki śmiertelne (DL50) dla szczurów po podaniu dożołądkowym wahały się w granicach 2650 ÷ 7400 mg/kg masy ciała. U szczurów przed padnięciem obserwowano: zmniejszenie aktywności ruchowej, senność, drżenia mięśniowe, nasiloną motorykę przewodu pokarmowego i biegunkę. Podobne skutki toksyczne obserwowano u zwierząt, zarówno w doświadczeniach krótkoterminowych, jak i po podawaniu wielokrotnym. Najbardziej istotne znaczenie mają zmiany czynnościowe w: wątrobie, układzie hormonalnym i nerwowym. Pierwsze objawy tego typu (zwiększenie względnej masy wątroby i indukcja enzymów mikrosomalnych w wątrobie) po jednorazowym podaniu związku stwierdzono u szczurów dopiero po podaniu dawki 300 mg/kg, a u myszy – dawki 100 mg/kg. Niekorzystny wpływ związku na funkcję tarczycy zanotowano po jednorazowym podaniu myszom dawki 4 mg/kg m.c. 
W badaniach krótkoterminowych (po 4 ÷ 14 dniach podawania dożołądkowego), oprócz działań zaobserwowanych po narażeniu jednorazowym (wpływ na wątrobę, tarczycę i układ nerwowy), stwierdzono także działanie immunotoksyczne, które notowano po 14-dniowym podawaniu szczurom i myszom dawki 18 mg/kg/dzień związku. Pierwsze objawy niekorzystnego wpływu na tarczycę (spadek stężenia T4 i T3 w surowicy) zanotowano po 4-krotnym podaniu dawki 3 mg/kg/dzień związku. Po dawkach 10 ÷ 300 mg/kg/dzień skutek ten się pogłębiał. Ponadto występowały objawy świadczące o zaburzeniach funkcji wątroby (zależne od dawki zwiększenie względnej masy wątroby, wzrost aktywności O dealkilazy 7-etoksyrezorufiny (EROD) i O-dealkilazy 7-pentoksyrezorufiny (PROD) w wątrobie. Zmniejszenie stężenia T4 w surowicy notowano także po 14-dniowym podawaniu eteru pentabromodifenylowego szczurom i myszom. Skutek ten był zależny od podawanej dawki związku (18 ÷ 56 mg/kg/dzień szczurom i 18 ÷ 72 mg/kg/dzień u myszom). Czternastodniowe podawanie myszom dawki 18 mg/kg/dzień eteru pentabromodifenylowego powodowało także niekorzystne działanie na wątrobę. Takie objawy, jak: zwiększenie względnej masy wątroby i indukcja enzymów mikrosomalnych w wątrobie (m.in.  EROD, PROD), nasilały się wraz z wielkością dawki (do 72 mg/kg/dzień). 
Po wielokrotnym (28- i 90-dniowym) dożołądkowym narażeniu szczurów na dawki od 0,82 do 1,77 mg/kg/dzień eteru pentabromodifenylowego nie stwierdzono żadnych skutków toksycznych. Po 28-dniowym podawaniu szczurom dawki 2,47 mg/kg/dzień eteru pentabromodifenylowego zanotowano spadek stężenia T4 w surowicy i zwiększenie aktywności PROD w wątrobie. Objawy te nasilały się wraz ze wzrostem dawki (do 200 mg/kg/dzień) związku. 
Po narażeniu podprzewlekłym (90-dniowym) na dawkę 3,53 mg/kg/dzień eteru pentabromodifenylowego zaobserwowano indukcję enzymów mikrosomalnych w wątrobie. Skutek ten narastał ze wzrostem dawki (do 14,12 mg/kg/dzień). Po trzymiesięcznym narażeniu szczurów na dawkę 2 mg/kg/dzień eteru pentabromodifenylowego stwierdzono zmniejszenie stężenia T4 w surowicy oraz przypadki zwyrodnienia i martwicy hepatocytów u samic. Po dawkach 10 lub 100 mg/kg/dzień związku zanotowano ponadto wyraźne działanie porfirogenne, zależne od dawki. 
Eter pentabromodifenylowy nie wykazywał działa-nia genotoksycznego, embriotoksycznego i teratogennego. W EPA zaliczono eter pentabromodifenylowy do klasy D, czyli związków nieklasyfikowanych jako kancerogen dla ludzi. 
Polibromowane difenyloetery (PBDEs), w tym również eter pentabromodifenylowy, działają niekorzystnie na: układ nerwowy, dokrewny i odpornościowy. Związki te powodują także indukcję enzymów mikrosomalnych w wątrobie, co może prowadzić do zmian w metabolizmie ksenobiotyków, zaś pobrane w dużych ilościach powodują zmiany w wątrobie. Eter pentabromodifenylowy może oddziaływać z cytozolowym receptorem Ah, co jest  związane z indukcją enzymów mikrosomalnych, głównie CYP 1A1 i CYP 1A2. Wskaźnik EROD jest wskaźnikiem wiązania z receptorami węglowodorów aromatycznych (AhR). Wykazano, że zarówno niektóre hydroksylowe polibromowane difenyloetery, jak i PBDEs są agonistami receptorów estrogennych i stymulują w warunkach in vitro aktywność lucyferazy za pośrednictwem receptora estrogennego (ER). PBDEs mogą powodować zmiany w układzie cholinergicznym. Mają również wpływ na homeostazę hormonów tarczycy, wpływając tym samym na rozwój ośrodkowego układu nerwowego. 
Podstawą do proponowanej wartości najwyższego dopuszczalnego stężenia (NDS) są dane w piśmiennictwie dotyczące niekorzystnego działania związku na funkcjonowanie wątroby i tarczycy. Za podstawę do wyliczenia wartości NDS zaproponowano przyjęcie wartości NOAEL równej 0,82 mg/kg/dzień z eksperymentu 28-dniowego wykonanego na szczurach, którym eter pentabromodifenylowy podawano dożołądkowo. Po określeniu wartości  współczynników  niepewności   zaproponowano  przyjęcie stężenia 0,7 mg/m³ eteru pentabromodifenylowego za wartość najwyższego dopuszczalnego stężenia (NDS). Brak jest podstaw do wyznaczenia wartości najwyższego dopuszczalnego stężenia chwilowego (NDSCh) eteru pentabromodifenylowego.

Kadm (Cd) jest białym metalem o niebieskawym odcieniu. Związki kadmu są w różnym stopniu rozpuszczalne w wodzie – od dobrze rozpuszczalnych (np.: octan, chlorek, siarczan) do praktycznie nierozpuszczalnych (np.: tlenek, siarczek). Kadm jest stosowany obecnie głównie do produkcji elektrod w akumulatorach w postaci CdO (79%) oraz jako pigment w wyrobach  ceramicznych, tworzywach  sztucznych  i szkle, głównie w postaci siarczanu i selenku (11%), a także wchodzi w skład powłok antykorozyjnych (7%), stabilizatorów polimerów (2%) i stopów (1%). 
Do grup największego ryzyka zalicza się pracowników zatrudnionych przy: produkcji akumulatorów niklowo-kadmowych, stopów, pigmentów kadmowych i barwieniu tworzyw sztucznych pigmentami, a także pracowników hut metali nieżelaznych oraz spawaczy tnących metale powleczone antykorozyjną warstwą kadmu. 
W 2007 r. według danych Głównej Inspekcji Sanitarnej 52 osoby były zatrudnione na stanowiskach pracy, gdzie stężenia kadmu przekraczały wartość najwyższego dopuszczalnego stężenia (NDS) wynoszącą 0,01 mg/m ³. 
Kadm ulega wchłanianiu z płuc i z przewodu pokarmowego. U ludzi wydajność wchłaniania z przewodu pokarmowego wynosi około 4 ÷ 6%. Prawie 5 ÷ 20% wdychanego kadmu ulega deponowaniu w płucach. Kadm ulega kumulacji w wątrobie i w nerkach (około 40 ÷ 80 puli ustrojowej) w formie związanej z metalotioneiną. Stężenie kadmu w korze nerkowej jest większe niż w części rdzennej. Eliminacja kadmu z ustroju jest procesem powolnym. Biologiczne okresy półtrwania kadmu we krwi wynosiły po zakończeniu narażenia zawodowego 75 ÷ 130 dni dla pierwszej fazy i około 16 lat dla drugiej fazy. 
Za narządy krytyczne toksycznego działania kadmu i jego związków nieorganicznych na ludzi uznano nerki i płuca, na podstawie wyników badań populacji narażonych. Skutkiem krytycznym działania kadmu na nerki jest wzmożone wydalanie w moczu białek niskocząsteczkowych, natomiast w przypadku działania na płuca – działanie rakotwórcze. 
Prawdopodobieństwo wystąpienia objawów zaburzeń czynności nerek u ludzi jest zależne od wielkości stężenia kadmu w korze nerki. To ostatnie stwierdzenie odnosi się jedynie do nerki zdrowej, w której ma miejsce proces kumulacji kadmu. Można przyjąć, że stężenie krytyczne kadmu w korze nerkowej wynosi około 200 mg/kg kory nerkowej. Wartość ta została obecnie powszechnie zaakceptowana w odniesieniu do populacji narażonej w środowisku pracy. 
Stwierdzono, że występowanie skutków związanych ze stężeniem kadmu w moczu 10 mg/g kreatyniny może prowadzić do szybszego, niż związanego z wiekiem, osłabienia czynności nerek w postaci zmniejszenia  szybkości przesączania kłębuszkowego. W przeszłości przeważał pogląd, że wzmożone wydalanie białek niskocząsteczkowych z moczem jest objawem nieodwracalnym, występującym także po przerwaniu narażenia. W wyniku badań pracowników przewlekle narażonych na kadm stwierdzono, że gdy mikroproteinuria była umiarkowana, a wartości stężeń kadmu w moczu (Cd-U) nie przekraczały w przeszłości 20 mg/g kreatyniny, to objaw ten był odwracalny po przerwaniu pracy w narażeniu. 
Międzynarodowa Agencja Badań nad Rakiem (IARC) uznała w 1993 r. kadm za czynnik rakotwórczy dla ludzi (grupa 1). Wniosek ten został oparty głównie na zależności między skumulowanym narażeniem na kadm i częstością występowania nowotworów płuc w kohorcie pracowników zatrudnionych w zakładzie odzyskiwania kadmu w Stanach Zjednoczonych. 
Wyniki tych badań były krytykowane, głównie ze względu na nieuwzględnienie wpływu jednoczesnego narażenia na arsen. W związku z tym uważa się, że dowody działania rakotwórczego kadmu u ludzi są słabe, a więc kadm powinien być raczej zaliczany do grupy czynników prawdopodobnie rakotwórczych dla człowieka. Wniosek taki jest zgodny z klasyfikacją działania rakotwórczego kadmu w: Unii Europejskiej (grupa 2.), Amerykańskiej Agencji Ochrony Środowiska (US EPA, grupa B1) oraz Amerykańskiej Konferencji Rządowych Higienistów Przemysłowych (ACGIH, grupa A2). Według US EPA ryzyko jednostkowe wynosi 0,0016. 
Proponowana wartość najwyższego dopuszczalnego stężenia (NDS) dla kadmu i jego związków nieorga-nicznych wynosi 0,01 mg Cd/m³ dla pyłów i dymów oraz 0,002 mg/m³ dla frakcji respirabilnej. W propozycji tej  uwzględniono skutki działania kadmu na czynność nerek oraz możliwe jego działanie rakotwórcze. 
Wyniki badań populacji narażonych zawodowo na kadm pozwalają stwierdzić, że objawy wzmożonego wydalania białek niskocząsteczkowych, na skutek kumulacji kadmu w korze nerkowej i zaburzeń resorpcji zwrotnej w kanalikach nerkowych, występują już w przypadku skumulowanego narażenia  rzędu 400 ÷  500 mg/m³ razy lata pracy. Nie są to jeszcze objawy szkodliwe, jednak w przypadku kontynuowania nadmiernego narażenia mogą przyjąć charakter nieodwracalny i prowadzić do zmniejszenia szybkości filtracji kłębuszkowej. Utrzymywanie stężeń kadmu w powietrzu poniżej proponowanych wartości NDS powinno zabezpieczyć pracowników przed osiągnięciem krytycznego stężenia kadmu w korze nerek w ciągu 40 lat pracy. 
Proponuje się ponadto ustalenie wartości dopuszczalnego stężenia w materiale biologicznym (DSB)  kadmu i jego związków nieorganicznych wynoszące 5 mg Cd/l  krwi  i  5 mg Cd/g  kreatyniny  w  moczu. 
Wykonywanie oznaczeń kadmu w moczu pozwoli na: ocenę narażenia w przeszłości, zapobieganie nadmiernej kumulacji tego pierwiastka w nerkach i zapobieganie wystąpieniu szkodliwych skutków jego działania. Stężenie kadmu we krwi stanowi marker aktualnego narażenia. Celowe jest uzupełnianie podanej  wartości DSB (Cd-B i Cd-U) pomiarem markerów wczesnych skutków działania kadmu.