Papeles potenciales de las acil homoserina lactonas (AHL) en la supervivencia de las bacterias nitrificantes en determinadas circunstancias adversas

Scientific Reports volumen 13, número de artículo: 705 (2023) Citar este artículo

498 Accesos

1 altmétrica

Detalles de métricas

Rara vez se han informado las posibles funciones de la detección de quórum (QS) en la actividad y la ecología de las bacterias nitrificantes, especialmente en circunstancias adversas. En este caso, se operaron ocho reactores discontinuos de secuenciación de nitrificación a escala de laboratorio, con o sin adición de acil homoserina lactonas (AHL), en circunstancias adversas, respectivamente. Los resultados indicaron que la introducción de AHL mejoró significativamente la eficiencia de eliminación de nitrógeno en presencia de inhibidores de la nitrificación (diciandiamida, DCD), aceleró el grupo de baja temperatura (10 °C) a una etapa estable y mejoró la eficiencia de utilización de AHL en estos dos. grupos. El análisis comunitario y la qPCR confirmaron además que las AHL aumentaron significativamente la abundancia de bacterias nitrificantes en el grupo de baja temperatura y el grupo DCD, especialmente AOB. Sin embargo, en condiciones normales (28 °C, pH = 8) o niveles de pH bajos (5,5), los AHL no tuvieron ningún efecto significativo. El análisis de correspondencia canónica mostró que las bacterias nitrificantes respondieron positivamente a las AHL, lo que indica que agregar AHL era una estrategia eficaz para regular el proceso de nitrificación. Sin embargo, en condiciones ácidas, el efecto de este mecanismo regulador no fue significativo, lo que indica que la influencia del pH en el sistema fue mayor que la de los AHL. Este estudio demostró que los AHL exógenos podrían mejorar la competitividad de las bacterias nitrificantes para utilizar más recursos y ocupar espacio en algunas condiciones ambientales adversas.

Las bacterias nitrificantes son tipos de bacterias aeróbicas autótrofas relativamente débiles, con un ciclo de generación más largo y mayores requisitos en el entorno de supervivencia. Algunos factores adversos pueden influir en la actividad de las bacterias nitrificantes, como la baja temperatura (< 15 °C), el pH, el corto tiempo de retención hidráulica (TRH), el amoníaco libre (FA) y el ácido nitroso libre (FNA)1,2. Además, puede haber algunos inhibidores de la nitrificación (NI) en trazas en el afluente de la planta de tratamiento de aguas residuales, como la diciandiamida (DCD, un inhibidor común de la oxidación del amoníaco que se reporta con frecuencia en plantas reales de tratamiento de aguas residuales municipales)3, que puede inhibir significativamente la Actividad de las bacterias nitrificantes. Algunos cambios de factores ambientales también tienen un impacto significativo en el proceso de nitrificación, y el sistema tardará mucho tiempo en volver a funcionar de manera estable. Como consecuencia, es de gran importancia práctica explorar la rápida recuperación de los efectos adversos sobre el sistema de nitrificación.

La detección de quórum (QS) regula la relación ecológica de la flora y el comportamiento fisiológico liberando y detectando la concentración de moléculas señal para inducir la expresión de genes relacionados en bacterias, y lograr funciones fisiológicas y mecanismos reguladores que las bacterias individuales no pueden realizar, como como formación de biopelículas y producción de metabolitos secundarios, etc.4,5,6. Las bacterias dependen de las actividades fisiológicas anteriores para sobrevivir bajo estrés ambiental7. Las N-acil homoserina lactonas (AHL), una de las sustancias de señalización QS, se han caracterizado bien en bacterias Gram-negativas8,9. En la actualidad, muchas bacterias nitrificantes, tanto en cultivos puros como mixtos, tienen efecto QS, y su correlación con QS ha sido confirmada mediante tecnología de secuenciación genética10,11. Los cultivos puros de muchas soluciones sobrenadantes de bacterias oxidantes de amoníaco (AOB) podrían producir AHL, como Nitrosomonas europaea y Nitrosospira multiformis11,12. También se detectaron AHL en biorreactores de membrana (MBR), biopelículas nitrificantes y biopelículas nitrificantes autótrofas13,14,15. Aunque algunos AOB no producen AHL (con gen del receptor de AHL, sin gen de AHL sintasa), pueden utilizar AHL12 exógeno. Recientemente se ha descubierto que Nitrosospira multiformis, otro organismo modelo AOB, tiene regulador y sintasa de señalización QS tipo LuxI/R, que puede producir moléculas de señalización C4-HSL y 3-o-C14-HSL16. Yu et al. descubrieron que mejorar la extinción del quórum para inhibir QS en MBR reduciría el efecto de nitrificación, lo que demuestra la importancia de QS para la nitrificación indirectamente17. Estos estudios mostraron una fuerte relación entre las bacterias nitrificantes y el QS. Por lo tanto, es razonable sospechar que QS, que es de gran importancia para que las bacterias sobrevivan bajo estrés ambiental, puede mejorar la actividad de las bacterias nitrificantes y la eliminación de nitrógeno en condiciones estresantes.

Para evaluar las posibles funciones reguladoras de las AHL en el comportamiento de las bacterias y las características de las bacterias nitrificantes en determinadas condiciones adversas, como baja temperatura, bajo nivel de pH y presencia de DCD, se realizaron ocho pruebas por lotes con o sin adición de AHL. Los tipos de moléculas señal AHL agregadas fueron C6-HSL y C8-HSL, respectivamente, que fueron dominantes en el sistema según los resultados de la detección. Se examinaron la capacidad de eliminación de nitrógeno y la actividad QS dosificadas con AHL, y se analizó el número de AOB y bacterias oxidantes de nitritos (NOB), así como la comunidad y diversidad bacteriana, por lo que se propuso el posible mecanismo de señales exógenas en los microorganismos nitrificantes. El objetivo de este estudio es investigar el efecto de las AHL en la eliminación de nitrógeno y, finalmente, proponer una estrategia para mejorar la actividad de las bacterias nitrificantes en algunas condiciones estresantes.

Las moléculas de señalización utilizadas en este estudio (N-hexanoil-l-homoserina lactona (C6-HSL) y N-octanoil-l-homoserina lactona (C8-HSL)) se adquirieron de Sigma-Aldrich (China). Los AHL se disolvieron en metanol con una concentración final de 1 g/l como soluciones madre y se añadió ácido fórmico a una concentración del 0,1 % (v/v). DCD se adquirió de Sigma-Aldrich.

Se utilizó un reactor discontinuo de secuenciación completamente automático (SBR) con un volumen efectivo de 6 litros para la preparación del inóculo de bacterias nitrificantes. El tiempo del ciclo del reactor fue de 8 h y comprendió las siguientes fases: 30 min de alimentación, 4 h de aireación, 2 h anóxico, 1 h de sedimentación y 30 min de decantación. El lodo de semillas se obtuvo del lodo de retorno del tanque de sedimentación de la planta de tratamiento de aguas residuales de Wuhan. Los detalles de la solución de materia prima sintética se muestran en la Tabla complementaria S1. Las concentraciones de NH4+–N fueron inicialmente de 25 mg/L, aumentaron a 50 mg/L después de dos semanas de cultivo y se mantuvieron durante dos semanas, para luego aumentar hasta la concentración final de 100 mg/L. El nivel de pH se mantuvo en 8,0 mediante Na2CO3. La concentración de oxígeno disuelto (OD) se varió entre 2,0 y 4,0 mg/L (aireación) utilizando un medidor de flujo de aire. La temperatura estuvo en el rango de 28 °C con un calentador termostático (GDH-4006, SCIENTZ). Las bacterias nitrificantes se recolectaron cuando aproximadamente el 65% del amonio estaba oxidado y luego se detectó AHL en el sobrenadante.

Ocho SBR automáticos de 1000 ml que se llenan con 300 ml de solución de materia prima sintética y 300 ml de inóculo de bacterias nitrificantes, divididos en promedio en cuatro grupos, grupo normal (N-BR y N-ER), grupo ácido (A-BR y A-ER) , grupo DCD (D-BR y D-ER) y grupo de baja temperatura (L-BR y L-ER). El matraz lleno con mezclas de AHL 1 μM (mezcla de isovolumen C6-HSL y C8-HSL) fue el reactor experimental (ER), y el matraz sin AHL fue el reactor en blanco (BR). Los reactores funcionan de la misma manera que en la “Preparación del inóculo”. Los detalles de cuatro grupos se muestran en la Tabla complementaria S2. La concentración de NH4+–N afluente es de 100 mg/L. Los tipos añadidos de AHL se confirmaron según los tipos dominantes en los reactores, y la concentración añadida de AHL se determinó según la literatura pertinente10,17. La mezcla de AHL se añadió al matraz una vez al día durante la fase de alimentación. Todos los matraces se operaron como se menciona en 2.2 durante 20 días.

El nitrógeno amoniacal (NH4+–N), el nitrógeno nitrito (NO2–N) y el nitrógeno nitrato (NO3–N) se midieron según métodos estándar cada dos días (APHA, 2005), y la eficiencia de eliminación de cada índice se calculó según la ecuación . (1). Los sólidos suspendidos en licor mixto (MLSS) se definieron como el secado a 105 °C durante 12 h una vez cada dos días. La OD y el pH se midieron mediante un analizador de calidad del agua multiparamétrico (HQ30D, HACH, EE. UU.). Las concentraciones de amoníaco libre (FA) y ácido nitroso libre (FNA) se calcularon de acuerdo con la ecuación. (2) y (3). Se aplicó el software SPSS (versión 19.0) para realizar la prueba T para probar las diferencias entre varias muestras, y se consideró que las diferencias eran estadísticamente significativas cuando p <0,05.

El AHL en inóculo de bacterias nitrificantes se extrajo de los sobrenadantes y se concentró mediante extracción en fase sólida (SPE) utilizando columnas C18 (Agilent, Estados Unidos) según Li et al.18. La concentración de AHL se analizó mediante cromatografía líquida de ultra rendimiento (UPLC) equipada con una fuente de ionización por electropulverización (ESI). Los métodos detallados para las AHL estándar se correspondieron con nuestro estudio anterior19.

Para evaluar la degradación de AHL en el sistema, se retiraron 500 ml de lodo activado de N-BR y A-BR y se inactivaron en los vasos de precipitados, por separado. Luego se añadió a los vasos 1 μM de C6-HSL y C8-HSL. La mezcla se incubó en un agitador a 28 °C, 120 rpm durante 24 h. Retire periódicamente la mezcla de los vasos para medir la concentración de AHL.

La extracción de ADN se realizó con un kit DNeasy PowerSoil Pro (QIAGEN, Alemania). Las concentraciones de ácido nucleico se determinaron mediante espectrofotómetro (NanoDrop). La secuenciación del ADNr 16S se llevó a cabo en el sistema Illumina HiSeq 2500 de Sangon Biotech (Shanghai, China). Las secuencias de los cebadores fueron 338F (5′-ACTCCTACGGGAGGCAGCAG-3') y 806R (5′-GGACTACHVGGGTWTCTAAT-3') con una concentración final de 5 μmol/L.

La extracción total de ADN se llevó a cabo como se menciona en "Análisis de secuenciación de alto rendimiento para la composición de la comunidad". Los cebadores utilizados para amplificar el gen 16s rRNA, el gen amoA y el gen nxr se muestran en la Tabla complementaria S3. El establecimiento del procedimiento de amplificación y la formulación del sistema de reacción se realizaron de acuerdo con las instrucciones de PerfectStart Green qPCR SuperMix (TransGen Biotech, China). El volumen final de cada reacción de PCR fue de 20 µL, que contenía lo siguiente: mezcla maestra de PCR SYBR Green (Applied Biosystems, EE. UU.) 12,5 µL, el ADN molde (el ADN extraído se diluyó 100 veces) 3 µL, cada uno de avance y retroceso cebador 1 l, así como ddH2O 2,5 l. Luego, la amplificación por PCR se realizó mediante un sistema de detección de secuencias (ABI Prism 7500). qPCR utilizó un método de dos pasos: 30 s de desnaturalización a 94 °C, 40 ciclos de 5 s a 94 °C y 60 °C durante 30 s. El análisis de la curva de fusión se realizó al final de todas las ejecuciones de qPCR para determinar la especificidad de los productos amplificados.

La concentración inicial de NH4+–N fue de alrededor de 99,08 ± 0,52 mg/L. La tendencia de eliminación de amoníaco a lo largo del tiempo fue bastante similar en todas las pruebas, excepto en N-BR y N-ER, en las que las eficiencias de eliminación fueron ligeramente más rápidas que en otros grupos en los primeros 2 días (Fig. 1a). A esto le siguió un sorprendente aumento en la eficiencia de eliminación de amoníaco en todas las pruebas. La eficiencia de eliminación de NH4+–N en N-ER y L-ER fue aproximadamente del 99% al final del experimento, lo que no fue un aumento significativo en comparación con N-BR y L-BR (p = 0,055), excepto que el tiempo de entrada la etapa estable fue anterior a la de BR, lo que indica que la dependencia de AOB de QS no era fuerte en dicho entorno. Al cultivar en un ambiente desfavorable durante 20 días, la eficiencia de eliminación de NH4+-N en el grupo DCD y en el grupo ácido fue significativamente menor que en el grupo normal. La eficiencia de eliminación de NH4+–N entre reactores de ácido no mostró diferencias significativas (p = 0,649), que rondaron el 47% para BR y el 48% para ER al final del experimento, respectivamente. La menor eficiencia de conversión de amoníaco puede atribuirse al efecto de la FNA. La concentración de FNA en el grupo ácido estuvo en el rango de 0,15 a 0,64, superior al umbral de inhibición de 0,02 mg/L24, mientras que la FNA en otros grupos fue inferior al umbral de inhibición (Fig. 2a). Sin embargo, para la prueba en el grupo DCD, se presentó un cambio en la remoción de NH4+–N en los reactores con adición de AHLs exógenos (p < 0.05), con una eficiencia de remoción final de NH4+–N de 59% (BR) y 72% (ER), respectivamente.

El desempeño de los lodos activados durante el período de operación de cuatro grupos. N grupo normal, A grupo ácido, D grupo DCD, L grupo de baja temperatura, reactor en blanco BR, reactor experimental ER. Las barras de error se definen como error estándar de la media (n = 3, réplicas biológicas).

Niveles de FA y FNA de cuatro grupos de lodos activados durante la operación. N grupo normal, A grupo ácido, D grupo DCD, L grupo de baja temperatura, reactor en blanco BR, reactor experimental ER. Las barras de error se definen como error estándar de la media (n = 3, réplicas biológicas).

El efecto de la adición de AHL sobre NO2 – N y NO3 – N también se examinó en todas las pruebas por lotes (Fig. 1b, c). Obviamente, la formación de NO2–N y NO3–N ocurrió con una disminución de NH4+–N. Debido a la menor concentración de FA (<6 mg/L) y la concentración de FNA (<0,02 mg/L) en el grupo normal (Fig. 2a, b), el nivel de NO2-N disminuyó acompañado de un aumento brusco del nivel de NO3-N. Al final del experimento, la concentración de NO3-N era de alrededor de 86 mg/L. Estos resultados fueron consistentes con la eficiencia de eliminación de NH4+–N. Algunos investigadores han demostrado que NOB era menos tolerante a FA y FNA24. Se inhibiría cuando el nivel de FA fuera superior a 6 mg/L o la concentración de FNA fuera superior a 0,02 mg/L. Por lo tanto, el NOB en el grupo normal no fue inhibido por FA y FNA, y casi todo el nitrito se convirtió en nitrato. Los cambios en la concentración de NO2-N y NO3-N en los reactores del grupo ácido dos fueron similares y se estabilizaron en 27-29 mg/L y 5-7 mg/L aproximadamente, lo que indica que la actividad de NOB estaba inhibida. El NO2–N y el NO3–N mostraron diferencias significativas en D-BR y D-ER. Las concentraciones del efluente NO2–N y NO3–N fueron 39,3 ± 2,21 y 6,51 ± 1,95 mg/L en D-BR, y 17,52 ± 2,31 y 40,49 ± 1,79 mg/L en D-ER. Estos resultados indicaron que la adición de AHL alivió efectivamente la inhibición de DCD en NOB y promovió la transformación de NO2-N. En el grupo de baja temperatura, la acumulación de NO2-N se produjo en ambos reactores al comienzo del experimento y luego se transformó gradualmente en NO3-N, mientras que L-ER alivió la acumulación de NO2-N antes que L-BR. Durante este proceso, las concentraciones de FNA y FA alcanzan un nivel por debajo del umbral de inhibición de NOB, lo que lleva a una concentración más baja de NO2-N en L-ER. Además, la diferencia significativa de los niveles de NO2–N y NO3–N entre el grupo DCD y el grupo de baja temperatura podría atribuirse a las actividades AOB como se mencionó anteriormente.

Se detectaron cinco tipos de AHL en las aguas residuales iniciales, a saber, C4-HSL, C6-HSL, C7-HSL, C8-HSL y 3-oxo-C12-HSL. Entre ellos, C6-HSL y C8-HSL fueron dominantes en el sistema, y se ha confirmado que están ampliamente presentes en el sistema de bacterias nitrificantes y otras instalaciones de tratamiento de agua, por lo que este experimento estudió principalmente estos dos AHL12,20. Las concentraciones de C6-HSL y C8-HSL fueron estables durante la prueba, oscilando entre 13,34 y 34,85 nM en todas las condiciones del lote. Para determinar la utilización de AHL por bacterias en diferentes condiciones, primero se detectó la degradación de AHL en 24 h como control en blanco. Como se puede ver en las figuras 3a, b, la eficiencia de degradación de C6-HSL fue significativamente menor que la de C8-HSL en las mismas condiciones, y el nivel de AHL en condiciones ácidas fue significativamente mayor. Al final del experimento, C6-HSL se degradó un 53 % (pH 8,0) y un 38 % (pH 5,5), y C8-HSL se degradó un 56 % (pH 8,0) y un 46 % (pH 5,5). Dado que el lodo activado se había inactivado, la degradación de las moléculas de señal puede deberse a la adsorción del lodo activado. Esto concuerda con las investigaciones de Tan et al.21. Además, la diferencia en la eficiencia de degradación entre pH 8,0 y pH 5,5 podría explicarse por la degradación más fácil de AHL en condiciones alcalinas22.

Detección de la degradación y utilización de AHL en muestra de sobrenadante de lodos en reactores de cuatro grupos mediante UPLC-MS/MS. (a) La degradación de AHL en 24 h cuando pH = 8,0; (b) la degradación de AHL en 24 h cuando pH = 5,5; c) el uso de C6-HSL en cuatro reactores de adición de AHL; d: el uso de C8-HSL en cuatro reactores de adición AHL. N grupo normal, A grupo ácido, D grupo DCD, L grupo de baja temperatura, reactor experimental ER. Las barras de error se definen como error estándar de la media (n = 3, réplicas biológicas).

Después de agregar dos tipos de AHL a diferentes sistemas durante 20 días, la eficiencia de degradación de AHL en el sistema cambió (Fig. 3c, d). La concentración original se ignoró porque la concentración agregada era mucho mayor que la generada por el sistema (13,34–34,85 nM). En N-ER, la eficiencia de degradación de C6-HSL y C8-HSL cambió al 60% y 62%, con un aumento del 11,7% y 9,7%. La mayor eficiencia de degradación sugirió que las bacterias utilizaron parte del AHL agregado. En el ambiente ácido (pH 5,5), la eficiencia de degradación de C8-HSL aumentó ligeramente del 46 al 50 %, mientras que la eficiencia de degradación de C6-HSL se mantuvo en aproximadamente el 38 %. Como se puede ver en los resultados experimentales, el crecimiento bacteriano se inhibió en condiciones ácidas, lo que resultó en una baja eficiencia de utilización de AHL, lo que indica que la actividad QS de este sistema era baja. También se detectaron cambios notables en el grupo DCD y el grupo de baja temperatura. Las eficiencias de degradación de dos AHL aumentaron claramente, con 62 % de C6-HSL y 69 % de C8-HSL en D-ER, y 65 % de C6-HSL y 74 % de C8-HSL en L-ER respectivamente, lo que indica más Los AHL fueron utilizados por bacterias. Los resultados anteriores sugirieron que AHL podría correlacionarse con las actividades de las bacterias nitrificantes, lo que era consistente con el resultado del proceso de eliminación de nitrógeno.

Considerando que la adición de AHL alteró significativamente la eficiencia de eliminación de nitrógeno del reactor discontinuo, fue necesario analizar el efecto de las AHL exógenas sobre la actividad de las bacterias nitrificantes. Como se muestra en la Fig. 4, la abundancia de AOB y Nitrospira fue consistentemente dominante en todos los grupos. El porcentaje de AOB y Nitrospira en el total de bacterias mostró una ligera tendencia a la baja en el grupo normal después de agregar AHL, AOB del 16,98 % (BR) al 12,03 % (ER), Nitrospira del 11,73 % (BR) al 10,44 % (ER), respectivamente, lo que indica que las AHL no aumentaron la abundancia de bacterias nitrificantes. De manera similar, la adición de AHL obviamente no revirtió la disminución de los números de AOB y Nitrospira a pH 5,5, ya que la abundancia de AOB y NOB fue de 4,46% y 1,94% en BR, y de 5,09% y 2,04% en ER, respectivamente. Sin embargo, después de agregar 1 μM de AHL, la biomasa de AOB y NOB en el grupo DCD y de baja temperatura aumentó significativamente, especialmente AOB, con una proporción que aumentó del 9,4 % (D-BR) y 27,14 % (L-BR) al 11,22 % (D-ER). ) y 33,31% (L-ER), respectivamente. Al mismo tiempo, no hubo un aumento significativo en la biomasa total de bacterias en el grupo DCD y de baja temperatura (datos no mostrados). Este claro aumento en AOB se consideró un efecto importante de los AHL en el sistema. Vale la pena señalar que la abundancia de bacterias nitrificantes a bajas temperaturas fue generalmente mayor que la del grupo normal, especialmente AOB, lo que reflejó aún más las diferentes estrategias de regulación de las AHL a temperatura ambiente y baja temperatura. Teniendo en cuenta el rendimiento del reactor, se dedujo que los AHL tendían a aumentar la abundancia de bacterias nitrificantes en respuesta a las presiones ambientales a bajas temperaturas.

La relación de abundancia de AOB y NOB con respecto al total de bacterias en cuatro grupos. N grupo normal, A grupo ácido, D grupo DCD, L grupo de baja temperatura, reactor en blanco BR, reactor experimental ER.

De la Tabla 1, la alta cobertura de muestras de Good (más del 98%) indicó que el resultado representa los componentes microbianos de las muestras de lodo. Se observaron valores más altos de Chao1 y ACE en el reactor experimental de cuatro grupos, lo que significa mayor riqueza. Shannon y Simpson de las muestras cambiaron durante el cultivo de bacterias nitrificantes en diferentes ambientes. La diversidad de especies disminuyó significativamente en el grupo ácido, pero aumentó significativamente en los grupos de baja temperatura y DCD. En particular, el índice de diversidad en el reactor de adición AHL fue mayor que el del reactor de control entre los 3 grupos (se espera el grupo ácido).

La comparación de perfiles de secuenciación de alto rendimiento de 8 reactores mostró diferencias significativas en las composiciones bacterianas (Fig. 5a). A partir de nuestra secuencia filtrada se identificaron un total de 36 géneros de bacterias en todas las muestras con clasificadores RDP. Nitrosomonas, Dokdonella, grupo principal Ns9, Terrimonas, Tetrasphaera y Thermomonas fueron las bacterias dominantes que representaron aproximadamente del 5% al 13% (abundancia relativa) de la comunidad de bacterias. Después de 20 días de cultivo con AHL, la abundancia relativa de Nitrosomonas y Nitrospira aumentó en más del 20%, en la que Nitrospira obtuvo la abundancia relativa más alta de 53,9%, 53,8%, 43,8% y 28,3%, respectivamente. Nitrosomonas se encuentra comúnmente en plantas de tratamiento de aguas residuales con bajos niveles de amonio. Por lo general, se logró una mayor abundancia relativa para este género cuando el NH4+–N era menor. Nitrospira es la principal bacteria oxidante de nitritos existente en plantas de tratamiento de aguas residuales y reactores de laboratorio. Los cambios en la abundancia de estas dos bacterias fueron consistentes con los cambios en las eficiencias de degradación del nitrógeno descritos en "Impacto de las AHL en la nitrificación en circunstancias adversas". Vale la pena señalar que la abundancia de estas dos bacterias fue significativamente mayor a baja temperatura que a temperatura normal, lo que coincide con los resultados en "Impacto de la adición de AHL en la abundancia relativa de bacterias nitrificantes". La abundancia del grupo maine Ns9 disminuyó significativamente en todos los grupos experimentales, lo que sugiere que este género puede estar inhibido por las AHL. La variación significativa de estos géneros podría ser el resultado de la alimentación de las AHL, lo que indica que las AHL exógenas podrían ser un factor crítico en la alteración de la comunidad bacteriana.

Composiciones bacterianas y análisis de correspondencia canónica entre los factores ambientales y comunitarios entre 8 reactores. (a) distribuciones de la comunidad bacteriana en el lodo en diferentes reactores; (b) análisis de correspondencia canónica entre los factores ambientales y la comunidad bacteriana. N grupo normal, A grupo ácido, D grupo DCD, L grupo de baja temperatura, reactor en blanco BR, reactor experimental ER.

La variación de la comunidad bacteriana, que influye en la calidad del agua y factores ambientales, como el pH, la temperatura y los inhibidores de la nitrificación, se explicó mediante el análisis de correspondencia canónica (CCA). El diagrama biplot destacó las relaciones entre los factores ambientales y la composición de bacterias con un peso de especie> 5% durante cuatro procesos de cultivo en la Fig. 5b. La concentración de DCD y NO2–N tuvo el mayor efecto en la distribución de la comunidad bacteriana, mientras que la concentración de NH4+–N tuvo el menor efecto, lo que también explicó la alta eficiencia de degradación del NH4+–N en las cuatro condiciones operativas, mientras que el NO2–N se acumuló en algunos grupos. La mayoría de las bacterias dominantes en el sistema (Dokdonella, grupo principal Ns9, Terrimonas, Tetrasphaera y Thermomonas) tuvieron una correlación significativamente negativa con el pH, lo que resultó en un tratamiento deficiente del sistema cuando operaba a un pH bajo. Vale la pena señalar que hubo una correlación positiva significativa entre las bacterias nitrificantes y la AHL, lo que indica que la adición de AHL puede promover significativamente el proceso de nitrificación. Por lo tanto, los resultados confirmaron que la comunidad de bacterias nitrificantes se vio afectada de forma gradual y muy afectada durante el período de adición de AHL.

En las instalaciones de tratamiento biológico de aguas residuales, los QS regulan la densidad de las bacterias y organizan su comportamiento colectivo, lo que también tiene efectos importantes sobre los lodos activados, la comunidad microbiana y el rendimiento del reactor. Muchos estudios han confirmado que muchas funciones fisiológicas de las bacterias nitrificantes en la WWT están relacionadas con la QS basada en AHL10,11,12,13,14,15. La detección de moléculas señal confirmó aún más esta conclusión. En estudios previos se habían demostrado varios tipos de AHL generadas por AOB en sobrenadante23. Sin embargo, los informes disponibles sobre las acciones de QS mediadas por AHL en bacterias nitrificantes son muy limitados, especialmente las bacterias nitrificantes en condiciones de crecimiento desfavorables. Es necesario estudiar más a fondo si QS puede promover la recuperación de la actividad de las bacterias nitrificantes. Por lo tanto, intentamos estimar el impacto potencial de las AHL en la regulación del comportamiento de las bacterias y las características de las bacterias nitrificantes en condiciones adversas. Nuestros datos demostraron una promoción significativa de AHL en bacterias nitrificantes en condiciones inadecuadas. Se ha encontrado el papel positivo de los QS mediados por AHL en presencia de DCD y a bajas temperaturas, bajo las cuales la proporción de AOB y NOB en todas las bacterias aumenta significativamente, mejorando así la eficiencia del sistema en condiciones adversas. Sin embargo, el efecto no fue significativo en condiciones de cultivo normales y en condiciones ácidas.

Los factores ambientales tendrían un profundo impacto en la efectividad de las AHL, afectando así el nivel de QS basado en AHL en el entorno circundante. Cuando el pH no favorece el crecimiento de AOB y NOB, el efecto del pH en AOB fue más fuerte que el de los AHL en AOB, por lo que el efecto de promoción de los AHL exógenos no es significativo. La eficiencia de eliminación de NH4+–N y la eficiencia de formación de NO2–N y NO3–N entre sistemas de bajo pH casi se mantuvieron en un nivel más bajo. Mientras tanto, el cultivo de lodos a pH 5,5 demostró que la adición de AHL no revierte obviamente la disminución del número de bacterias totales ni de AOB y NOB. La diferente eficiencia de conversión de NH4+–N y NO2–N entre el sistema de bajo pH y otros sistemas puede atribuirse al efecto de la FNA. Estudios anteriores indicaron que la biosíntesis de AOB se inhibía cuando el nivel de FNA alcanzaba 0,1 mg/L, y NOB era más sensible a FNA que se inhibía cuando el nivel de FNA alcanzaba 0,02 mg/L24. Combinado con los resultados experimentales de 3.1 y 3.2, se puede ver que la alta concentración de FNA en condiciones ácidas inhibió el crecimiento de bacterias. La concentración de FNA estuvo en el rango de 0,13 a 0,64 en el sistema ácido, superior al umbral de inhibición como se mencionó anteriormente, mientras que la FNA en otros grupos fue inferior a 0,02 mg/L. Cuando el ambiente circundante era adecuado para el crecimiento de bacterias, la actividad de las bacterias y la concentración de moléculas de señal secretadas por las bacterias estaban ambas en el rango apropiado. Por lo tanto, la promoción de AHL exógena en las bacterias no fue significativa y no hubo diferencias significativas entre N-BR y N-ER (p <0,05). Cuando el sistema estaba a baja temperatura o en presencia de inhibidores, se inhibía la actividad de las bacterias nitrificantes y, en consecuencia, se reducía la eficiencia de utilización de AHL. Después de agregar AHL, la actividad de las bacterias nitrificantes aumentó y el uso de las moléculas de señal circundantes fue más suficiente, de modo que la proporción de AOB y NOB en la población total de bacterias aumentó, lo que indica que AOB y NOB dominan gradualmente en la competencia con el simbiótico. bacterias. Esto fue como también lo demostraron Li et al. que la eliminación de amoníaco tuvo un efecto similar al de la dosificación de AHL10. El sistema QS de los microorganismos suele jugar un papel importante en la utilización racional de los recursos y el espacio25,26. El sistema QS podría regular el crecimiento de bacterias nitrificantes y luego ocupó más espacio y recursos, haciendo que AOB y NOB se convirtieran en la cepa dominante en algunas condiciones ambientales adversas.

En la actualidad, no está claro cómo actúan los AHL sobre las bacterias nitrificantes en algunas condiciones ambientales adversas. Una hipótesis es que las AHL pueden regular las comunidades bacterianas y, por lo tanto, afectar las relaciones simbióticas y provocar cambios en las bacterias nitrificantes en los lodos nitrificantes. En este estudio se descubrió que las funciones y la estructura de la comunidad bacteriana nitrificante eran muy sensibles a las AHL. Cuando el sistema estaba a baja temperatura o en presencia de DCD, la expresión genética producida por la adición exógena de AHL se había documentado a nivel individual o comunitario de bacterias. Sin embargo, vale la pena señalar que no todos los miembros de una comunidad se vieron afectados de manera similar por las AHL. En el estudio adicional de AHL, los 36 miembros más abundantes de la comunidad respondieron de manera diferente a las AHL. Este fenómeno también había sido observado en otras investigaciones21. Además, estudios previos han demostrado que los productores de AHL eran más sensibles a la adición de AHL. En este estudio, la abundancia de 7 bacterias aumentó después de la adición exógena de AHL, incluidas Nitrosomonas, Nitrospira, Ferruginibacter, Thauera, Hyphomicrobium, Mycoplasma y Bacillus, mientras que la mayoría de estas bacterias no informaron la producción de moléculas de señalización. La influencia de la estructura, función y composición de la comunidad debe abordarse plenamente en estudios posteriores. En estudios previos se habían demostrado varios tipos de AHL producidas por AOB en sobrenadante23. La formación de biopelículas de Nitrosomonas europaea está estrechamente relacionada con QS, y la adición de AHL exógena puede ayudarla a recuperar rápidamente su actividad en un estado de inanición. Sin embargo, no se detectaron homólogos de AHL sintasa en esta bacteria, lo que sugiere que Nitrosomonas europaea puede utilizar AHL y sintetizar AHL de otra manera12,27. Estas investigaciones indican que la presencia de AHL tiene el potencial de mejorar las actividades inactivadoras de AHL de AOB en condiciones estresantes, lo que se confirmó nuevamente en nuestras pruebas por lotes sobre la eficiencia de utilización de AHL por parte de las bacterias. Aunque es necesario investigar más a fondo el mecanismo detrás de este fenómeno, estos resultados ofrecieron la posibilidad de que las bacterias nitrificantes puedan aumentar el uso de AHL para superar condiciones de vida adversas. Pero es posible que el método de suma AHL no funcione en todas las condiciones. En un buen estado de crecimiento, las bacterias nitrificantes no dependían en gran medida del QS, ya que la eficiencia de eliminación de NH4+-N en el sistema de adición de AHL no aumentó significativamente. Las moléculas señal no dependen de la concentración y la adición adecuada de moléculas señal puede ayudar a promover la estabilidad de la comunidad y la eliminación de contaminantes19. En combinación con los resultados anteriores, la estrategia de adición de AHL debe considerarse junto con otros factores ambientales, especialmente el valor del pH.

Este estudio reveló el papel potencial de las AHL en la supervivencia de la comunidad de bacterias nitrificantes en determinadas condiciones adversas (baja temperatura, bajo nivel de pH y presencia de DCD). El grupo DCD y el grupo de baja temperatura tratados con AHL tuvieron un mejor rendimiento, y la abundancia de bacterias nitrificantes y la actividad QS fueron significativamente mayores que las del grupo de control. El análisis comunitario y la qPCR indicaron que QS puede potencialmente desempeñar funciones funcionales en la reestructuración comunitaria al fortalecer las especies de bacterias nitrificantes. Sin embargo, agregar AHL en condiciones normales (28 °C, pH = 8) o en condiciones ácidas (pH 5,5) no tuvo cambios significativos en el sistema, lo que puede deberse a la fuerte actividad bacteriana en condiciones normales y al espacio limitado para mejoras adicionales. y la influencia de las condiciones ácidas sobre las bacterias nitrificantes fue mayor que la de las AHL. Por lo tanto, la estrategia de regulación de los AHL sobre la nitrificación bajo factores adversos debe considerarse en combinación con el valor de pH del sistema.

Los conjuntos de datos generados y/o analizados durante el estudio actual no están disponibles públicamente debido a que también forman parte de un estudio en curso, pero están disponibles a través del autor correspondiente a solicitud razonable.

Torà, JA, Lafuente, J., Baeza, JA & Carrera, J. Efecto combinado de la limitación e inhibición del carbono inorgánico por amoníaco libre y ácido nitroso libre sobre bacterias oxidantes de amoníaco. Biorrecurso. Tecnología. 101(15), 6051–6058 (2010).

Artículo de Google Scholar

Torà, JA, Lafuente, J., Carrera, J. & Baeza, JA Arranque rápido y operación controlada durante un período prolongado de un sistema de lodos activados de nitrificación parcial de alta tasa. Reinar. Tecnología. 33(10–12), 1361–1366 (2012).

Artículo de Google Scholar

Rittstieg, K., Robra, KH y Somitsch, W. Tratamiento aeróbico de aguas residuales de urea concentrada con extracción simultánea de amoníaco. Aplica. Microbiol. Biotecnología. 56(5–6), 820–825 (2001).

Artículo CAS Google Scholar

Waters, CM y Bassler, BL Detección de quórum: comunicación entre células en bacterias. Año. Rev. Desarrollo celular. Biol. 21, 319–346 (2005).

Artículo CAS Google Scholar

Shrout, JD y Nerenberg, R. Monitoreo del Twitter bacteriano: ¿La detección de quórum determina el comportamiento de las biopelículas de tratamiento de agua y aguas residuales? Reinar. Ciencia. Tecnología. 46(4), 1995-2005 (2012).

Artículo ADS CAS Google Scholar

Huang, J. y col. La detección de quórum y la extinción de quórum basadas en acil-homoserina lactona son prometedoras para determinar el rendimiento de los tratamientos biológicos de aguas residuales: una descripción general. Quimiosfera 157, 137-151 (2016).

Artículo ADS CAS Google Scholar

Matz, C., Bergfeld, T., Rice, SA y Kjelleberg, S. Las microcolonias, la detección de quórum y la citotoxicidad determinan la supervivencia de las biopelículas de Pseudomonas aeruginosa expuestas al pastoreo de protozoos. Reinar. Microbiol. 6(3), 218–226 (2010).

Artículo de Google Scholar

March, JC y Bentley, WE Detección de quórum y diafonía bacteriana en biotecnología. actual. Opinión. Biotecnología. 15(5), 495–502 (2004).

Artículo CAS Google Scholar

Zhang, G. y col. Detección de quórum basada en acil homoserina lactona en una arqueona metanogénica. ISME J. 6(7), 1336–1344 (2012).

Artículo CAS Google Scholar

Li, AJ, Hou, BL & Li, MX Adhesión celular, eliminación de amoníaco y granulación de lodos nitrificantes autótrofos facilitada por lactonas n-acil-homoserinas. Biorrecurso. Tecnología. 196, 550–558 (2015).

Artículo CAS Google Scholar

Mellbye, BL, Spieck, E., Bottomley, PJ & Sayavedra-Soto, LA Producción de acil-homoserina lactona en bacterias nitrificantes de los géneros Nitrosospira, Nitrobacter y Nitrospira identificadas mediante un estudio de supuestos genes de detección de quórum. Aplica. Reinar. Microbiol. 83(22), 1–8 (2017).

Artículo de Google Scholar

Burton, EO, Read, HW, Pellitteri, MC y Hickey, WJ Identificación de moléculas señal de acil-homoserina lactona producidas por la cepa Schmidt de Nitrosomonas europaea. Aplica. Reinar. Microbiol. 71(8), 4906–4909 (2005).

Artículo ADS CAS Google Scholar

Canción, XN et al. La extinción de quórum es responsable de los efectos subestimados de la detección de quórum en los reactores de tratamiento biológico de aguas residuales. Biorrecurso. Tecnología. 171, 472–476 (2014).

Artículo CAS Google Scholar

Hu, H. et al. Papel de la detección de quórum basada en N-acil-homoserina lactona (AHL) en la formación de biopelículas en medios de empaque en el proceso de tratamiento de aguas residuales. RSC Avanzado. 6(14), 11128–11139 (2016).

Artículo ADS CAS Google Scholar

Sun, Y. et al. Determinación de sustancias señal de detección de quórum en agua y fases sólidas de sistemas de lodos activados mediante cromatografía líquida-espectrometría de masas. J. Medio Ambiente. Ciencia. 69(07), 85–94 (2018).

Artículo CAS Google Scholar

Gao, J., Ma, A., Zhuang, X. y Zhuang, G. Una N-acil homoserina lactona sintasa en la bacteria oxidante de amoníaco Nitrosospira multiformis. Aplica. Reinar. Microbiol. 80(3), 951–958 (2014).

ADS del artículo Google Scholar

Yu, H. y col. Efecto de la extinción del quórum sobre la bioincrustación y la eliminación de amoníaco en un biorreactor de membrana en condiciones estresantes. Quimiosfera 199, 114-121 (2018).

Artículo ADS CAS Google Scholar

Li, X. y col. Desarrollo y aplicación de un método para el análisis de N-acilhomoserina lactonas mediante extracción en fase sólida y cromatografía líquida de ultra alta presión. J. Cromatogr. A 1134(1), 186-193 (2006).

Artículo CAS Google Scholar

Hu, H., He, J., Liu, J., Yu, H. & Zhang, J. Actividad de biopelículas y características de lodos afectadas por N-acil homoserina lactonas exógenas en reactores de biopelículas. Biorrecurso. Tecnología. 211, 339–347 (2016).

Artículo CAS Google Scholar

Yeon, KM et al. Detección de quórum: un nuevo paradigma de control de bioincrustaciones en un biorreactor de membrana para el tratamiento avanzado de aguas residuales. Reinar. Ciencia. Tecnología. 43(2), 380–385 (2009).

Artículo ADS CAS Google Scholar

Tan, CH y cols. Señalización y extinción de detección de quórum comunitario: ensamblaje de biopelículas microbianas granulares. NPJ Biofilms Microbiomas 1, 15006 (2015).

Artículo CAS Google Scholar

Decho, AW et al. Los autoinductores extraídos de tapetes microbianos revelan una sorprendente diversidad de lactonas de N-acilhomoserina (AHL) y cambios de abundancia que pueden estar relacionados con el pH del alimento. Reinar. Microbiol. 11, 409–420 (2009).

Artículo CAS Google Scholar

Mellbye, BL, Bottomley, PJ y Sayavedra-Soto, LA La bacteria oxidante de nitrito Nitrobacter winogradskyi produce autoinductores de lactona n-acil-homoserina. Aplica. Reinar. Microbiol. 81(17), 5917–5926 (2015).

Artículo ADS CAS Google Scholar

Vadivelu, VM, Keller, J. & Yuan, Z. Inhibición del amoníaco libre y del ácido nitroso libre sobre los procesos anabólicos y catabólicos de Nitrosomonas y Nitrobacter. Ciencia del agua. Tecnología. 56(7), 89–97 (2007).

Artículo CAS Google Scholar

An, JH, Goo, E., Kim, H., Seo, YS y Hwang, I. Detección de quórum bacteriano y desaceleración metabólica en una población cooperativa. Proc. Nacional. Acad. Ciencia. 111(41), 14912–14917 (2014).

Artículo ADS CAS Google Scholar

Zhao, K. y col. La heterogeneidad del comportamiento en la detección de quórum puede estabilizar la cooperación social en poblaciones microbianas. BMC Biol. 17(1), 20 (2019).

Artículo de Google Scholar

Batchelor, SE y cols. Recuperación regulada por la densidad celular de poblaciones de biopelículas hambrientas de bacterias oxidantes de amoníaco. Aplica. Reinar. Microbiol. 63(6), 2281–2286 (1997).

Artículo ADS CAS Google Scholar

Descargar referencias

Nuestro más profundo agradecimiento va, ante todo, al profesor Mike Manefield por su apoyo y sugerencias sobre la prueba preliminar de este estudio. Este trabajo fue apoyado por la Fundación Nacional de Ciencias Naturales de China (número de subvención 51808200) y el Fondo para la construcción de laboratorios clave de la provincia de Hubei (Fondo de apertura de laboratorios clave de Hubei para el desarrollo regional y la respuesta ambiental, subvención número 2019 (A) 001).

Wuhan Planificación y Diseño Co., LTD, Wuhan, 430010, China

Xiang Guo Zeng

Facultad de Recursos y Ciencias Ambientales, Universidad de Hubei, Wuhan, 430062, China

Huizhi Hu

Laboratorio clave de desarrollo regional y respuesta ambiental de Hubei, Wuhan, 430062, China

Huizhi Hu

También puedes buscar este autor en PubMed Google Scholar.

XZ: Conceptualización, software, investigación, curación de datos, redacción: borrador original. HH: Investigación, curación de datos, redacción: revisión y edición, supervisión, adquisición de financiación.

Correspondencia a Huizhi Hu.

Los autores declaran no tener conflictos de intereses.

Springer Nature se mantiene neutral con respecto a reclamos jurisdiccionales en mapas publicados y afiliaciones institucionales.

Acceso Abierto Este artículo está bajo una Licencia Internacional Creative Commons Attribution 4.0, que permite el uso, compartir, adaptación, distribución y reproducción en cualquier medio o formato, siempre y cuando se dé el crédito apropiado al autor(es) original(es) y a la fuente. proporcione un enlace a la licencia Creative Commons e indique si se realizaron cambios. Las imágenes u otro material de terceros en este artículo están incluidos en la licencia Creative Commons del artículo, a menos que se indique lo contrario en una línea de crédito al material. Si el material no está incluido en la licencia Creative Commons del artículo y su uso previsto no está permitido por la normativa legal o excede el uso permitido, deberá obtener permiso directamente del titular de los derechos de autor. Para ver una copia de esta licencia, visite http://creativecommons.org/licenses/by/4.0/.

Reimpresiones y permisos

Zeng, X., Hu, H. Funciones potenciales de las acil homoserina lactonas (AHL) en la supervivencia de las bacterias nitrificantes en determinadas circunstancias adversas. Representante científico 13, 705 (2023). https://doi.org/10.1038/s41598-022-23123-x

Descargar cita

Recibido: 27 de mayo de 2022

Aceptado: 25 de octubre de 2022

Publicado: 06 de febrero de 2023

DOI: https://doi.org/10.1038/s41598-022-23123-x

Cualquier persona con la que compartas el siguiente enlace podrá leer este contenido:

Lo sentimos, actualmente no hay un enlace para compartir disponible para este artículo.

Proporcionado por la iniciativa de intercambio de contenidos Springer Nature SharedIt

Al enviar un comentario, acepta cumplir con nuestros Términos y pautas de la comunidad. Si encuentra algo abusivo o que no cumple con nuestros términos o pautas, márquelo como inapropiado.