神經毒素常用檢測方法

Ⅰ 中毒預警：海洋毒素，身為吃貨的你可要注意喲。

海洋毒素種類繁多, 其中貝類毒素是危害較大者之一 。貝類毒素包括麻痹性貝類毒素(PSP)、腹瀉性貝類毒素(DSP)、神經性貝類毒素(NSP)和健忘性貝類毒素(ASP)。

1麻痹性貝類毒素

麻痹性貝類毒素因人食用了含這種毒素的貝類後會引起以外周神經 肌肉系統 麻痹 為初始症狀的中毒效應而得名。 甲藻 類中的亞歷山大藻、膝溝藻屬、原甲藻屬等一些赤潮生物種是PSP的直接生產者。

麻痹性貝類毒素的毒理主要是通過對細胞鈉通道的阻斷，造成神經系統傳輸障礙而產生麻痹作用。國際許可的安全劑量是每100mg貝類組織含80Lg毒素(以石房蛤毒素計)。

2腹瀉性貝類毒素

腹瀉性貝類毒素是從紫貽貝的肝胰腺中分離出來的一種脂溶性毒素，因被人食用後產生以 腹瀉 為特徵的中毒效應而得名。它主要來自於鰭藻屬(Dinophysis)，原甲藻屬(Prorocentrum)等藻類，它們在世界許多海域都可生長。

腹瀉性貝類毒素，由三種不同的聚醚化合物組成，其中軟海綿酸主要作用於小腸，可導致腹瀉及吸收上皮細胞的退化，同時它也是很強的腫瘤促進劑。櫛膜毒素通過小鼠實驗表明是一種肝臟毒素，當對小鼠進行腹膜內注射時會導致肝臟壞死。而硫化物毒素會對小鼠的心肌造成損傷。

3神經性貝類毒素

神經性貝類毒素因人類一旦食用這些染毒貝類便會引起以麻痹為主要特徵的食物中毒，或在赤潮區吸入含有有毒藻類的氣霧，會引起 氣喘、咳嗽、呼吸困難等中毒症狀 而得名。神經性貝類毒素是貝類毒素中唯一的可以通過吸入導致中毒的毒素。神經性貝類毒素主要來自於短裸甲藻(Ptychodisusbrevis)、劇毒岡比甲藻(Gambierdiscums tox-incus)等藻類。

神經性貝類毒素的毒理是：與麻痹性毒素相似，作用於鈉通道，作用位點與石房蛤毒素不同，引起鈉通道維持開放狀態，從而引起鈉離子內流，造成神經細胞膜去極化。 對新鮮的、冷凍的或罐裝製品的牡蠣、蛤類和貽貝的神經性貝類毒素最大允許限量為20MU/100g。

4健忘性貝類毒素

健忘性貝類毒素是一種強烈的神經毒性物質，因可 導致記憶功能的長久性損害 而得名。這類毒素主要來自於diatoms Nitzschiapungens和Nitzschia pseudodelicatissima，這些藻類主要生長在美國、加拿大、紐西蘭等海域。在日本海域的微藻Chondria armata也可導致健忘性貝類毒素的發生。

採用酶聯免疫法定量檢測 試劑盒 是水產檢測部門常用的檢測方式，免疫學測定方法以抗原一抗體特異性反應為基礎，其中包括凝集反應、沉澱反應、補體反應等。可用於PSP，DSP和NSP的檢測，其原理是將兔子等實驗動物暴露在毒素中，以功能性抗原刺激兔子產生抗體，然後從兔子的血清中提取抗體。抗體可用放射性或熒光物質標記。提取的貝類毒素或勻漿後的貝類組織(如貽貝)暴露於標記物中，然後檢測抗血清一抗原混合物中放射性或熒光強度以測定樣品中的毒素的含量。

Ⅱ 石房蛤毒素的檢測方法

在食品衛生和安全方面，隨著海洋環境的惡化，赤潮的大量發生，世界對貝毒的檢驗更加重視。美國從1925年就建立了貝毒監測制度，1958年以後，貝產地STX允許量為80μg/100g（相當於400MU/100g）。日本、加拿大等都有類似的規定。飲水中的STX及類似物含量健康警戒線為3μg/L。
生物檢測法包括：（1）生物毒性試驗法。小鼠生物法是AOAC推廣的檢測麻痹性貝類毒素的標准方法，是國際上都能接受的唯一的方法。該方法在檢測樣本總毒性方面相當成功，但是無法准確定性樣本中單個毒素。此外，還有家蠅生物分析法、蝗蟲生物分析法。上述3種生物分析技術原理相似。（2）細胞毒性試驗法。石房蛤毒素具有Na+通道阻滯劑的特性，可拮抗箭毒、藜蘆鹼的作用，以減少或「解救」細胞形態的改變及細胞裂解死亡，且該拮抗或「解救」作用與毒素的量呈對應關系。根據該對應關系可以計算出毒素的含量。早期建立的方法是用顯微鏡計數活細胞數以檢測PSP毒素的量，但試驗時間長，操作繁瑣，所需細胞量大。在該原理之上發展起來一種STX的快速診斷裝置MIST，已成功用於酸性粗毒中PSP總毒性的測定及STX、neoSTX、GTX和dcSTX相關毒性的測定，該裝置的靈敏度高，檢測迅速且無需組織培養的設備及專業知識。（3）免疫分析技術。隨著抗STX抗體的獲得，免疫分析技術如血球凝聚反應、放射免疫分析（RIA）和酶聯免疫分析（ELISA）等逐漸發展起來，其中直接競爭ELISA法是最常用的一種方法，檢測限可達3pg/ml，間接ELISA的檢測限也可達到10pg/ml。免疫方法靈敏度高，方便迅速，但抗體的獲得是其關鍵，各毒素的交叉反應低，不能完全體現樣品的毒性來源。（4）受體分析法。即固相受體結合法（solid-phase receptor binding assay），主要是根據PSP毒素能與Na+通道蛋白質結合的特點，應用同位素標記以檢測PSP類毒素的量，具有快速、可靠、准確的特點。Llewellyn等以一種特異結合STX的類似轉鐵蛋白Saxiphilin代替Na+通道蛋白質，其對STX的鑒定具有專一性，從而與TTX的鑒定相區別。
儀器測定法包括（1）HPLC法及其聯用技術。HPLC 法靈敏度高，專一性強，檢出限量低，分析時間短，能夠提供更多的毒素信息，是毒素檢測的主要手段。但石房蛤毒素分子本身的生色基團很微弱，不易被檢測，因而檢測前要將其氧化成熒光生色團，用熒光檢測器進行檢測。氧化手段主要有柱前氧化和柱後氧化，柱後氧化在分離柱後另加的一個柱上進行，簡化了操作步驟。隨著質譜技術的發展，液質聯用技術成為物質鑒定的一個強有力手段。（2）薄層色譜法（TLC）。TLC法是檢測PSP毒素的傳統方法之一，使用已較少。但新的檢測設備的出現為其發展提供了新的空間。I在層析柱上對STX及其同系物進行棒狀薄層層析分離，以火焰熱離子檢測器（FTID）進行檢測，結果STX的檢出限為5ng，其餘同系物的檢出限也均達到ng級。另外，氣相色譜、離子交換柱層析、電泳法等均是檢測STX毒素的傳統技術，方法優劣各異。 小鼠生物測定法（mouse bioassay，MBA）是在STX得到鑒定之前就已經研究出來的檢測方法，並且其它的檢測方法都以該方法作為參照。MBA用於檢測STX已經有很長的歷史，是AOAC於1958年確認的法定檢測方法。大部分國家依然在使用該方法。該方法技術上簡單易行且不需特殊設備。鼠類的神經細胞對STX的反應與人類神經細胞的反應一樣，因此，該方法的測定結果直接關繫到人類健康的風險評估。多數國家規定海洋貝類產品中STX可接受的最大含量為80μg STXeq/100g，墨西哥控制在30μg STXeq/100g，菲律賓控制在40μg STX eq/100g。但也有人認為80μg STXeq/100g的檢測限可以保證人類的健康不受威脅。這類毒素在飲用水中的含量規定也不同。1999年研究人員等通過實驗計算出了飲用水中PSTs可接受的最大含量為3μg STXeq/L。後來，澳大利亞將這個濃度應用到了飲用水標准中，巴西將其定為強制性的法規標准，紐西蘭將這個濃度定為飲用水中可接受的最大含量。但是，MBA對該濃度的敏感度不夠，樣品不經過濃縮很難檢測出來。MBA的最低檢測限為40μg STXeq/100g，相當於0.2μg/mLSTX，或200μg/L STX。因此，盡管MBA一直被廣泛應用於檢測經生物富集作用而STX含量高的海產品中，卻不適用於飲用水中STX含量的檢測，同時無法准確定性樣本中單個毒素，而且實驗動物檢測方法在某些地區已經被禁止。針對存在的這些問題，逐漸研究出一些新的檢測貝毒的方法，如化學、生物化學、毒性測定等方法，同時也可用於檢測淡水藍藻和被污染的水源。
運用細胞生物測定法來檢測PSTs含量的方法已經建立，並且可以代替MBA進行毒性檢測，該方法專門用於檢測像STX這類可以阻斷電壓門控Na+通道的毒素。神經瘤細胞測定是在神經細胞內的Na+通道水平上檢測PSTs。STX是一種Na+通道阻斷劑，其功能是可以通過與打開鈉通道的藜蘆定的拮抗作用檢測出來。最初建立的細胞生物測定法是通過鼠神經母細胞瘤的形態學作為端點來評估測定結果，隨後Jellet和Manger對這種方法進行了改進，採用色度法顯示有更好的選擇性。因此，如果實驗室能承擔得起基於MS的檢測方法的儀器費用，那麼這種檢測方法在將來很可能會代替STX的色譜分析。 通過末點來測定細胞的活力，從而使其更便於自動控制。在這種測定方法中，神經瘤細胞培養於96孔細胞培養板中，用Na+通道激活劑藜蘆定處理，增強Na+以及Na+/K+-ATP酶抑制劑烏本甙的內流，從而阻斷Na+外流。在PSTs的存在下，通過使用MTT（3-[4，5-二苯基-2羥基]-2，5-二苯基四唑來測定細胞活力。通過使用標准量的藜蘆定和烏本甙，細胞受保護的程度可以通過與PSTs的標准量對比，以此來定量PSTs的總量，然後結果轉換成STX當量。鼠和人的成神經瘤細胞都可以用於該測定方法。
Saxiphilin是一種結構與轉鐵蛋白相似的蛋白，研究表明，其與PSTs有很高的親和力。然而，不同的Saxiphilin對不同的類似物有不同的親和力。到為止，從熱帶蜈蚣（Ethmostigmus rubripes）體內分離的Saxiphilin在試驗中有最小的選擇性。利用這一特性，Llewellyn LE等建立了檢測PSTs的特異受體法，該方法的檢測限為6.3μg STXeq/L，或1.3μg STXeq/100g貝肉。但研究人員聲明，在沒有額外的基質干擾下，如果增大樣本容量，該方法的檢測限會降低。從熱帶蜈蚣體內提取粗Saxiphilin的程序很簡單，制備的產物很穩定，可以反復凍融，在-80℃下可以保存一年以上。編碼Saxiphilin蛋白的基因克隆，以及文庫的構建已經完成，可以通過真核表達系統表達該蛋白，並且得到的表達產物具有生物活性。更進一步的研究證明，同時採用SCBA 和Saxiphilin受體檢測法檢測介蟲和貝類體內的非PSTs鈉離子通道活性，其實用性很好，因為非PSTs如河魨毒素（TTX）不與Saxiphilin結合，而且檢測結果與HPLC和MBA的結果有很好的相關性。
該方法最初是用來監測貝類和魚類產品中的海洋毒素，並且在檢測海洋神經毒素類方面得到了很好的驗證。其他的研究人員也運用此法檢測在淡水藍藻細菌中占優勢的PSTs的衍生物，進一步對該法進行了的驗證。研究表明，神經細胞瘤生物測定法得出的結果與鼠生物法測定的結果很接近（相關系數R2=0.96），而且有敏感性更高的的優點，其檢測限為10ng STXeq/mL提取物（相當於2.0μg STXeq/100g 貝肉）。通過細胞生物測定法獲得的結果與色譜法得到的結果也有很好的相關性。然而，生物測定法有其獨特的優點，即對任何可以抑制Na+通道的毒素，無論是已知的PSTs類似物，還是未知的變異體，都有很好的敏感性。正如Humpage 等所描述，該測定方法可以檢測未定性的、不能被色譜法檢測出來的很多毒素。細胞生物測定法不能區分相似的毒素，只能提供一個所有毒素的累積效應值，因此與MBA相比，在細胞培養測定中該方法很難確定相關毒素類似物的毒性反應，除非將每個類似物進行單個的分析。然而，Llewellyn等提供的相關數據表明，當使用復雜的PSTs混合物時，細胞生物測定法與MBA相比是一個很好的毒性預測器。Llewellyn等還同時使用MBA、細胞培養測定、HPLC和放射性受體測定對含有復雜的PSTs的21種貝肉提取物進行了分析，在這四種檢測技術中，與MBA相關的細胞培養測定法的測定結果與預期的毒性最接近。但是，細胞生物測定法依然存在一些缺點。首先，由於該方法依賴藜蘆定和烏本甙的拮抗作用，必須使用適當的濃聚物以使其與PSTs反應敏感。正如Jellet等所討論的，任何毒素濃聚物濃度的改變都會降低該方法對PSTs檢測的敏感性。其次，該方法的標准檢測裝置運行慢，需要很長的細胞孵育時間（24-48 h），才能對成神經瘤細胞形成細胞毒性作用。 HPLC 被廣泛用於有機化合物的分離，同時也是第一種用於檢測PSTs的儀器分析方法。然而，該技術也存在一些缺點，首先需要毒素標准品作參照，其次缺少用來制備熒光產物的光反應酶或後置柱衍生物化法的載色體，尤其是在樣品制備過程中PSTs可能會發生化學轉化。這種轉化經常會使低毒的毒素變成毒性強的毒素，導致無法確定原始樣品中毒素的真實毒性。因此，毒素的變異促使檢測方法也不斷發展，促進更精確的抽提和分離方法的發展。最早的STX理化檢測方法是由Bates和Rapoport提出的，由於缺乏STX的載色體，這種方法只能在鹼性環境下，將STX用過氧化氫氧化成熒光化合物以達到檢測的目的。那時，人們認為這種方法的敏感度比鼠生物法的要高，並且建議用這種方法來進行貝類樣品的常規檢測。然而，這種方法操作很復雜，使用好幾種溶劑和10步以上的化學過程。他們對這種方法進行了改進，增加了精確度和可重復性，但這種方法的操作依然很復雜。
在20世紀80年代，許多研究機構使用諸如X射線衍射、薄層色譜-熒光檢測、高速液相色譜（HSLC）等方法發現了新的化合物。1975年，Shimizu等第一次描述了gTX1、GTX2、和gTX3的存在。使用葡聚糖凝膠g或生物膠P-2聚丙烯醯胺凝膠柱，通過稀乙酸洗脫，從gTX成分里分離出了STX，然後使用HSLC將gTX的峰值分解成三種不同的毒素。1987年，Oshima和他的合作者開發了一種後置柱氧化法，該方法可以詳細地分析天然甲藻、水華、貽貝、牡蠣等抽提物中所含的PSTs。與Oshima的後置柱氧化法相反，Lawrence等研製了使用前置柱氧化的液相色譜法，來產生帶熒光的PSTs衍生物。他們證明，使用過氧化氫氧化對分析非羥基化毒素的敏感性更強，而高碘酸鹽氧化作用對分析羥基化毒素的敏感性更強。在這一時期，他們改進了這種技術，例如向高碘酸鹽氧化劑中添加了銨甲酸鹽，從而改善了neoSTX、GTX1、B2和C3的分析結果，而且由於添加了這種化合物到流動相，使neoSTX和B2的色譜分析更好。由於在檢測過程中，pH對檢測結果的影響很大，研究人員在檢測過程中對pH進行了控制。Gago-Martinez等使用前置柱方法時，分別將高碘酸鹽和過氧化物氧化過程的pH調節到7.2-12和8.2-12.8，最後得到的熒光氧化產物的產量不同。當pH在8.2時，通過高碘酸鹽氧化作用neoSTX的產量達到了最大，而pH在10-11.5時，STX、GTX2/3、dcSTX和gTX5的產量也都達到了最大。Lawrence等聲明採用柱前氧化pH很容易控制，因此結果的可重復性更強，因為在後置柱氧化時pH變化很小，相應對標記上熒光的產物的產量影響很小。然而，盡管柱前方法相對比較簡單，但是一些PSTs形成了相同的氧化產物，另外一些形成了不只一種熒光產物。這種方法被建議作為一種篩選方法來為監測程序服務。最初的提議是首先使用高碘酸鹽氧化方法，當檢測出大多數PSTs，並且毒素濃度超過常規檢測限80μg STXeq/100g時，接著採用過氧化氫氧化。色譜氧化法已經用於檢測貝類中的毒素，研究PSTs在不同地區鼠腦的分布，他們認為這種方法很合適，敏感度也很高，因此該方法已被歐洲國家確定為檢測PSTs的官方檢測方法之一。然而，Ben-Gigirey等進行了實驗室研究，推斷盡管該方法適合於檢測研究，但對含有更復雜毒素的樣品進行分析時，得到的結果不理想，並且也不是對所有的PSTs都有效。此外，該法只是針對STX、GTX2/3、dcSTX、dcGTX2/3等毒素類似物，可以得到滿意的檢測結果。Turner等使用該標准對Lawrence的方法進行了進一步的驗證，主要包括其選擇性、線性、檢測限、准確性、回收率、精確度、可重復性、適用性，同時也包括添加dcNeoSTX、dcGTX2/3等PSTs。Turner等對該方法進行了改進，以增加氧化產物的穩定性，改善了固相離子交換的純度，最終推斷該方法可以得到滿意的結果。
液相色譜-質譜聯用法（Liquid chromatography–mass spectrometry，LC-MS）是一種有效的檢測技術，可以用來鑒定未知的化合物，定量已知的物質，闡明新分子的化學性質和結構，實現檢測的高敏感度、可選擇性、精確定量和高通量。然而，LC-MS價格昂貴，需要有專業知識的技術人員操作和維護。盡管如此，Quilliam建議將LC-MS檢測方法作為檢測海洋毒素的普遍方法。MS檢測PSTs面臨的挑戰之一是離子配對劑對目標化合物的離子化產生干擾，因此離子配對劑要對PSTs有高效的反相色譜。因此，Jaime等研製了一種色譜方法，該方法使用基於非離子配對洗脫和後置柱電化學氧化的陰陽離子串聯交換柱。Dell』Aversano等開發了一種實用的親水性液相色譜法，該方法不僅可以分離主要的PSTs，而且還可以分離藍藻細菌中的甲醛類毒素、柱孢藻毒素等。採用該方法，在質譜儀運行選擇性反應監控程序時，檢測出了15種PSTs，並鑒定出了新的毒素類似物。Diener及其合作者使用兩性離子親水作用色譜法分別與MS和熒光檢測聯用，在單個梯度下來檢測PSTs，他們推斷這兩種方法都可以得到可靠的定量結果，能夠很好的分離更多相關的PSTs。這兩種檢測方法的檢測限只有微小的不同，熒光檢測儀有更好的敏感性，而MS檢測儀在更短的運行時receptor-binding assay，RBA）、免疫學分析技術等。隨著科學技術的發展，又出現了一些新的研究方法應用於檢測STX及其類似物，例如生物感測器法、色譜-質譜連用法、熒光定量PCR等方法。 由於ELISA方法具有敏感、快速、操作簡便的優點，已經廣泛用於檢測中，尤其是醫學和食品檢測領域。該技術所面臨的挑戰是檢測像PSTs這樣的多種相關化合物的混合物時，需要保持其識別靶物質結構多樣性的能力，同時忽略復雜的基質中其它化合物的影響，對此Usleber等概述了建立抗體檢測技術的研究進展。研究顯示，抗STX的抗體與neoSTX有很弱的交叉反應，而且這種選擇性可以應用於該家族的所有類似物。Chu 等研究發現基於抗STX抗體和抗neoSTX抗體的測定之間有很弱的相關關系，結合這兩種測定結果，檢出率雖然得到了改善，但是依然不高，只有MBA的80-85%，陽性結果較低。Kawatsu等建立了針對gTX2/3的單克隆抗體，以完善先前建立的針對STX和neoSTX的抗體。該抗體保持著與STX/neoSTX家族其它抗體的差別，但是和gTX2/3、dcGTX2/3、C1/2有著很相似的親和力。Garthwaite等對多重檢測方法進行了深入的研究，並建議使用一整套的ELISA，不僅檢測貝類樣品中的PSTs，也檢測遺忘性貝類毒素、腹瀉性貝類毒素和神經毒性貝類毒素。熒光定量PCR法Al-Tebrineh J等建立了一種SYBRgreen的特殊定量PCR 方法，來定量檢測魚腥藻屬藍藻細菌產生的STX。該方法主要是通過確定藍藻細菌中已鑒定的STX基因簇中獨特的多聚乙醯序列拷貝數來推斷樣品產毒性的能力。Al-Tebrineh J等使用這種方法檢測了從澳大利亞不同地方的湖泊、水庫、河流中採集的水樣，通過HPLC和顯微細胞計數確定了水華中STX的富集和藍藻細菌細胞密度。通過實驗證實，STX富集確實與STX基因拷貝數相關，這就表示後者可以作為一種測量魚腥藻屬和其它水華藍藻細菌的產毒潛能的方法。定量PCR 方法的靶向STX基因也可以用於水華魚腥藻屬和其它幾種藍藻細菌產STX的能力的監測和生態生理學研究。

Ⅲ 化學品毒性鑒定技術規范的鑒定程序和方法

化學品毒性鑒定分為4個階段
（1）第一階段（急性毒性試驗、眼刺激試驗和皮膚刺激試驗）
主要是急性毒性參數的測定和了解受試樣品對皮膚、粘膜的刺激性以及致敏性，為毒性分級和標簽管理提供依據。同時，可了解受試樣品對機體造成急性損害的可能性和嚴重程度，並為第二階段各項試驗的劑量設計提供依據。在測定LD50時，一般要求用兩種動物，染毒途徑應包括所有人體可能的接觸途徑。
· 急性吸入毒性試驗
· 急性經皮毒性試驗
· 急性經口毒性試驗
· 急性眼刺激性/腐蝕性試驗
· 皮膚刺激性/腐蝕性試驗
· 皮膚變態反應試驗（皮膚致敏試驗）
（2）第二階段（亞急性毒性試驗和致突變試驗）
主要是了解受試樣品的亞急性毒性和遺傳毒性，為第三階段各項試驗劑量設計和觀察指標的選擇提供依據，並對受試樣品的致癌性進行預測。
· 鼠傷寒沙門氏菌回復突變試驗（Ames試驗）
· 體外哺乳動物細胞染色體畸變試驗
· 體內哺乳動物骨髓細胞染色體畸變試驗
· 體內哺乳動物骨髓嗜多染紅細胞微核試驗
· 哺乳動物精原細胞/初級精母細胞染色體畸變試驗，或
· 精子畸形試驗
· 嚙齒類動物顯性致死試驗
· 免疫毒性評價試驗方法
· 亞急性吸入（14/28天）毒性試驗
· 亞急性經皮（21/28天）毒性試驗
· 亞急性經口（28天）毒性試驗
（3）第三階段（亞慢性毒性試驗、致畸試驗、繁殖試驗）
通過亞慢性試驗進一步確定多次重復染毒的毒作用性質和靶器官，初步確定NOAEL或LOAEL，為第四階段各項試驗的劑量設計和觀察指標的選擇提供依據；通過致畸試驗判斷受試樣品的胚胎毒性及其是否有致畸性。通過繁殖試驗，可判斷受試樣品對生殖過程的損害作用。通過遲發性神經毒性試驗，可判斷受試樣品是否具有遲發性神經毒作用。
· 亞慢性吸入毒性試驗
· 亞慢性經皮毒性試驗
· 亞慢性經口毒性試驗
· 致畸試驗
· 兩代繁殖毒性試驗
· 遲發性神經毒性試驗
（4）第四階段（慢性毒性試驗和致癌試驗）
通過慢性毒性試驗可確定受試樣品的NOAEL和LOAEL，為推算受試樣品的安全接觸限值提供依據。通過致癌試驗可以確定受試樣品對受試實驗動物的致癌性。通過代謝動力學試驗可以了解受試樣品的吸收、分布、代謝和排泄特點，了解蓄積毒性作用及其可能的靶器官和毒作用機理。
· 慢性吸入毒性試驗
· 慢性經皮毒性試驗
· 慢性經口毒性試驗
· 致癌試驗或慢性毒性試驗合並致癌試驗
· 毒物代謝動力學試驗
參考方法
· 皮膚變態反應試驗-局部淋巴結法
· 大腸桿菌回復突變試驗
· 酵母菌基因突變試驗
· 體外哺乳動物細胞正向基因突變試驗
· 果蠅伴性隱性致死試驗
· 枯草桿菌基因重組試驗
· 體外哺乳動物細胞程序外DNA合成（UDS）試驗
· 體內哺乳動物外周血細胞微核試驗
· 體外哺乳動物姊妹染色單體交換（SCE）試驗
· 體內哺乳動物骨髓細胞姊妹染色體交換（SCE）試驗
· 繁殖/生長發育毒性篩選試驗
· 亞急性毒性合並繁殖/發育毒性篩選試驗
· 一代繁殖試驗
· 神經毒性篩選組合試驗