Señalización y enfriamiento de detección de quórum comunitario: ensamblaje de biopelícula granular microbiana

npj Biofilms and Microbiomes volumen 1, Número de artículo: 15006 (2015) Citar este artículo

13k Accesos

121 citas

8 Altmetric

Detalles de métricas

Informes recientes que exploran el papel de los gradientes de señales de detección de quórum (QS) en lodos activados funcionales han planteado la cuestión de si los sistemas compartidos de síntesis y degradación de señalización, o extinción de quórum (QQ), en toda la comunidad informan sobre los medios por los cuales la biología QS regular el ensamblaje de biopelículas floculares y granulares.

En este estudio, nuestro objetivo fue explorar el origen de las especies y el papel interactivo de las actividades QS y QQ en comunidades de biopelículas microbianas tan diversas.

En este caso, dichos objetivos se abordaron sistemáticamente mediante un enfoque experimental integral de secuenciación de ARN, microbiología y química analítica, utilizando dos comunidades de lodos granulares y floculares relacionados pero que evolucionaron de forma independiente.

Nuestros datos revelaron una clara diferencia entre los potenciales QS y QQ de las dos comunidades, con diferentes especies mostrando en gran medida funciones QS o QQ. La comunidad de lodo flocular mostró una alta tasa de actividad QQ, y esta tasa dependía de la longitud de la cadena de acilo que demostraba la especificidad de la degradación. Cuando la biomasa flocular se transformó en lodo granular, la actividad QQ de la comunidad se redujo en un 30%. Las N-acil homoserina lactonas con cuatro a ocho carbonos en la cadena de acilo se acumularon en la etapa granular y sus concentraciones fueron al menos tres veces mayores que las de la etapa flocular. Estos hallazgos corroboraron el análisis de la metacomunidad en el que se observó un cambio importante en las especies dominantes de posibles extintores de señales a productores durante la transición de flóculos a gránulos, lo que indica el papel de la composición de especies y las actividades de señalización asociadas en la coordinación de los comportamientos de la comunidad.

Este estudio sugiere que QQ tiene una función importante en la regulación de la señalización QS a nivel comunitario y proporciona una visión mecánica del papel de la biología QS en el ensamblaje comunitario complejo.

En la mayoría de los ecosistemas naturales y diseñados, las bacterias residen predominantemente en comunidades estructuradas, en agregados comúnmente conocidos como biopelículas microbianas.1 Estos consorcios microbianos pueden estar compuestos por cientos a miles de especies bacterianas con capacidades metabólicas variables y que exhiben colectivamente propiedades a nivel de comunidad que son distintas de las células planctónicas.2,3 La composición general y la función de las biopelículas complejas suelen estar impulsadas por las interacciones entre las diferentes especies microbianas.1,3 Comprender la dinámica de las interacciones entre especies dentro de tales biopelículas complejas de múltiples especies es un desafío, pero es importante para poder controlar y regular las funciones clave de los ecosistemas. Estos incluyen, por ejemplo, la ingeniería de comunidades microbianas altamente estables y sostenibles para el tratamiento de agua y aguas residuales, o el tratamiento de enfermedades relacionadas con biopelículas.

En muchos casos, las interacciones entre especies involucran la comunicación a través de pequeñas moléculas de señalización difusibles, un mecanismo generalmente denominado detección de quórum (QS).3 Muchas bacterias usan QS para sincronizar los comportamientos de la población, que incluyen, entre otros, la formación de biopelículas, la producción de exoenzimas y la secreción de factores de virulencia. , para optimizar el crecimiento de la población y la supervivencia en diferentes entornos.4,5 El sistema QS mediado por N-acil homoserina lactona (AHL) es uno de los sistemas de comunicación bacterianos mejor caracterizados y está presente en ~10 % de las proteobacterias aisladas de varios nichos ecológicos.6–8 Como consecuencia de que varios miembros de la comunidad comparten las mismas clases de moléculas de señalización, es posible la diafonía o la comunicación entre bacterias de diferentes especies o incluso entre organismos de diferentes dominios.9–12 Por ejemplo, Burkholderia cepacia puede percibir el Los AHL liberados por Pseudomonas aeruginosa en cocultivo, lo que lleva a la formación de microcolonias mixtas, en contraste con la formación de microcolonias separadas no mixtas en ausencia de actividad QS.10 Los AHL también están presentes en concentraciones biológicamente relevantes en comunidades complejas en una amplia gama de hábitats, incluido el esputo de pacientes con fibrosis quística,13 esteras microbianas,14 el rumen 15 y plantas de tratamiento de aguas residuales.16,17 Estos hallazgos sugieren que es probable que la señalización de QS a nivel comunitario sea importante en la mayoría de los hábitats. De hecho, el papel de la QS mediada por AHL en la formación de biopelículas de lodos complejas de especies mixtas, así como en el ensamblaje de gránulos microbianos, se demostró recientemente en un biorreactor de membrana18 y un reactor por lotes de secuenciación (SBR),19 respectivamente. Para el SBR, se encontró que la producción in situ de AHL específicos se correlacionó fuerte y positivamente con la morfogénesis de los gránulos microbianos. Las concentraciones elevadas de AHL se relacionaron con la formación de gránulos, mientras que las concentraciones reducidas coincidieron con la desintegración de los gránulos y la conversión en flóculos.19 Lo que es más importante, estos procesos estuvieron estrechamente relacionados con la abundancia de una amplia gama de especies microbianas en las comunidades granulares. , lo que sugiere una interacción comunitaria altamente compleja basada en AHL. 19 Sin embargo, no está claro cómo se pueden lograr y coordinar tales interacciones entre las especies individuales, filogenéticamente diferentes, en comunidades complejas.

Un posible mecanismo para la regulación del comportamiento de QS en el entorno es a través del control de las concentraciones de señal, que es fundamental para la señalización de QS eficaz. Es posible que la concentración de la señal en el entorno pueda regularse a través de la actividad de degradación de la señal enzimática específica o la extinción del quórum (QQ) por miembros de la comunidad. Aunque QQ se ha demostrado en diversas especies microbianas,20–23 el papel ecológico y el impacto de QQ en la señalización de QS siguen siendo en gran parte desconocidos. Aquí hemos explorado el papel de QQ como regulador o modulador de la señalización QS de la comunidad. Usando una comunidad de lodo flocular complejo como modelo, se encontró que el QQ dependiente de AHL es activo y específico, mediado por miembros de la comunidad de diversos orígenes. El ensamblaje de la biomasa flocular en las biopelículas de lodo granular se correlacionó inversamente con las actividades QS y QQ de la comunidad, lo que sugiere una función importante de QQ en la coordinación de la señalización y el comportamiento de QS a nivel comunitario.

Un SBR (10 × 76,4 cm, diámetro × altura), sembrado con una comunidad de lodos floculares de una planta de recuperación de agua (Ulu Pandan, Singapur), se operó a 22 °C durante 82 semanas.24 El cultivo de lodos se alimentó con aguas residuales sintéticas ( SWW) que comprende 150 mg de demanda química de oxígeno por litro de acetato y 50 mg de demanda química de oxígeno por litro de propionato como fuente de carbono, 20 mg/l de amonio, 10 mg/l de ortofosfato y oligoelementos25. El biorreactor tenía un volumen de trabajo final de 4 yo La operación del biorreactor involucró un ciclo de 5 h con dos etapas continuas de períodos anaeróbico, aeróbico y anóxico. Se alimentó un volumen total de 1 litro de SWW por ciclo y resultó en un tiempo de retención hidráulica de 20 h. El pH del biorreactor se mantuvo entre 6,7 y 8,2 bajo el control de un controlador lógico programable mediante la dosificación de 9,12 g/l de HCl o 10,0 g/l de NaOH. El rendimiento del sistema del biorreactor se controló mediante estudios de ciclos semanales. Las concentraciones de amonio, nitrito, nitrato y ortofosfato, así como las concentraciones de biomasa de lodo, es decir, sólidos suspendidos en licor mixto y sólidos suspendidos volátiles en licor mixto, se determinaron de acuerdo con los métodos de ingeniería estándar de la Asociación Estadounidense de Salud Pública (APHA).26 Se recolectaron alícuotas de un mililitro de muestras de lodo al final del período anóxico. La biomasa del lodo se recolectó inmediatamente después de la centrifugación (5 min, 8000 g, 4 °C) y se almacenó a -80 °C para el posterior análisis de ARN. Del mismo modo, se mantuvieron alícuotas de 50 ml de los efluentes tratados a -80 °C inmediatamente después del muestreo para su posterior análisis AHL. En las semanas 40 a 44, se recolectó una porción del cultivo de lodo flocular del SBR y se usó para sembrar un segundo SBR (6 × 200 cm, diámetro × altura). El segundo SBR se hizo funcionar de acuerdo con el primer SBR, con algunas modificaciones, para facilitar la formación de gránulos microbianos (como se describió anteriormente en detalle).19 Brevemente, el segundo SBR se hizo funcionar con un tiempo de retención hidráulica de 12 h y el tiempo de sedimentación para cada ciclo se redujo de 60 a 5 min dentro de las primeras 5 semanas de operación del reactor.19 Aquí los gránulos se definieron como agregados compactos con un diámetro mínimo de partícula de 100 μm y un índice volumétrico de lodo (SVI5, una medida de densidad de biomasa/compacidad ) de 50 ml/go menos,19,27 mientras que los flóculos eran biomasa agregada libremente con un diámetro de partícula de 100 μm o menos y un SVI5 de al menos 50 ml/g.

Los biosensores AHL, incluidos Agrobacterium tumefaciens A136, 28 Chromobacterium violaceum CV026 (ref. 29) y Escherichia coli pJBA357, 30, así como P. aeruginosa MH602 (ref. 31) y E. coli JM109 (ref. 32) se mantuvieron de forma rutinaria en Luria- medio bertani. Los siguientes antibióticos se complementaron en el medio de cultivo siempre que fue necesario: tetraciclina (4,5 μg/ml), espectinomicina (50 μg/ml), kanamicina (50 μg/ml), ampicilina (100 μg/ml) o gentamicina (40 μg/ml). ). Los genotipos de estas cepas bacterianas se enumeran en la Tabla complementaria S1. Los cultivos se incubaron a 30 °C durante 24 a 48 h.

Los AHL sintéticos (> 97 %) se adquirieron de Sigma-Aldrich (Singapur). Cada AHL se expresó como un acrónimo: C4-HSL (N-butiril-DL-homoserina lactona), C6-HSL (N-hexanoil-DL-homoserina lactona), 3OC6-HSL (N-(3-oxohexanoil)-DL- homoserina lactona), C7-HSL (N-heptanoil-DL-homoserina lactona), C8-HSL (N-octanoil-DL-homoserina lactona), 3OC8-HSL (N-(3-oxooctanoil)-l-homoserina lactona), C10-HSL (N-decanoil-DL-homoserina lactona), 3OC10-HSL (N-(3-oxodecanoil)-L-homoserina lactona), C12-HSL (N-dodecanoil-DL-homoserina lactona), 3OC12-HSL ( N-(3-oxododecanoil)-L-homoserina lactona), 3OHC12-HSL (N-(3-hidroxidodecanoil)-DL-homoserina lactona), C14-HSL (N-tetradecanoil-DL-homoserina lactona) y 3OC14-HSL ( N-(3-oxotetradecanoil)-L-homoserina lactona).

Los AHL sintéticos disueltos en sulfóxido de dimetilo (Sigma-Aldrich) se agregaron individualmente o en combinación con los microcosmos de cultivo de lodo (recolectados del biorreactor) a 5 μM para cada AHL, y se incubaron a 22 °C con agitación constante (200 rpm). Se recogieron muestras de cada microcosmos en diferentes puntos de tiempo y la biomasa del lodo se eliminó por centrifugación (10 min, 8000 g). Los AHL residuales en el sobrenadante de lodo se extrajeron y cuantificaron mediante cromatografía líquida de alta resolución-espectrómetro de masas en tándem (Shimadzu, Singapur) como se describe a continuación. Se incluyeron controles de SWW y lodos inactivados por calor. La adsorción de AHL a la biomasa de lodo se determinó comparando los AHL residuales en el SWW y los controles de lodo inactivados por calor, inmediatamente después de la adición, así como después de 1 h de incubación. El pH de cada microcosmos de lodo (líquido a granel) se controló durante todo el estudio y osciló entre 6,7 y 6,9. El impacto del pH en la integridad de las AHL también se evaluó agregando AHL sintéticas a SWW tamponadas a diferentes valores de pH que oscilan entre 6,7 y 8,3. Las curvas de regresión lineales y no lineales se modelaron utilizando Prism (GraphPad, San Diego, CA, EE. UU.). La vida media de la señal se estimó en base a la cinética de primer orden y cero.33

La detección y cuantificación de AHL de efluentes tratados con biorreactores o sobrenadantes de lodos se realizaron según lo descrito por Tan et al.19 Brevemente, los AHL se extrajeron y concentraron de los sobrenadantes usando diclorometano (Sigma-Aldrich). Los extractos de diclorometano se analizaron y cuantificaron utilizando un sistema de espectrómetro de masas en tándem con cromatografía líquida de alto rendimiento (Shimadzu LCMS8030, Shimadzu). Todas las muestras se cromatografiaron mediante cromatografía líquida de alta resolución (columna Shim-pack XR-ODS C18) a un caudal de 0,3 ml/min. La fase móvil consistió en un gradiente lineal (40-95 %) del solvente B (metanol con ácido fórmico al 0,1 %) y el solvente A (formiato de amonio 25 mM con ácido fórmico al 0,1 %). Los efluentes se ionizaron mediante ionización por electropulverización en modo positivo y se detectaron utilizando el enfoque de monitoreo de reacciones múltiples.14,34 Se realizaron experimentos de monitoreo de reacciones múltiples emparejados con matriz para todos los AHL.19 Cada perfil estándar de monitoreo de reacciones múltiples, incluida la retención de cromatografía líquida (LC) específica Se utilizó como referencia el tiempo, la aparición del ion precursor m/z y dos iones de transición, así como la intensidad relativa de los dos iones de transición. Para confirmar la identidad de las AHL supuestas, se realizó una exploración completa con un rango de m/z 100 a 350, junto con el modo de exploración de iones precursores, en comparación con las AHL estándar. Se construyeron de 0,5 a 200 µg/l. Se usaron dos iones de transición, característicos de los AHL respectivos, para identificar el AHL, y el ion de transición con mayor intensidad se usó para construir las curvas estándar. Las áreas de los picos de los analitos se integraron utilizando LabSolutions (Shimadzu). Los límites de detección y cuantificación para cada AHL se calcularon con una relación señal-ruido de 3,3 y 10, respectivamente.14 La cantidad de cada supuesto AHL en la muestra se calculó en función de la curva estándar y la eficiencia de extracción de los respectivos AHL. La eficiencia de extracción para cada AHL se calculó en función de la recuperación de los AHL estándar agregados a 5 y 50 μg/l a la matriz de muestra de sobrenadante de lodo inactivado por calor. Las inyecciones en blanco se realizaron en los intervalos de las inyecciones de muestra para evitar el arrastre de muestras.

Se realizaron un total de cinco experimentos de aislamiento independientes desde la semana 40 a la 44 de la operación del biorreactor. Cada vez, se recogieron del biorreactor 20 ml de muestras de lodo mezcladas uniformemente al final de un ciclo operativo. Las muestras de lodo se agitaron vigorosamente durante 5 min para dispersar las células floculares, se diluyeron en serie y se esparcieron en los siguientes medios de cultivo: caldo nutritivo, R2A, aislamiento de Pseudomonas, SWW y ABT35 suplementados con agar al 1,5 % (p/v) cada uno. Las placas se incubaron a 22 °C durante 5 días. Se aisló e identificó un total de 330 cepas con distintas morfologías de colonias mediante secuenciación de genes de ADN ribosómico (ADNr).

Los cebadores universales 27F (5′-AGAGTTTGATCMTGGCTCAG-3′) y 1492R (5′-ACGGTTACCTTGTTACGACTT-3′) dirigidos al gen 16S rDNA se utilizaron para secuenciar bacterias,36 mientras que los cebadores ITS1 (5′-TCCGTAGGTGAACCTGCGG-3′) e ITS4 (5′-TCCTCCGCTTATTGATATGC-3′) para secuenciar la región espaciadora transcrita interna para identificar hongos.37 La secuenciación se realizó usando el Big Dye Terminator (Applied Biosystems, Singapur). Las secuencias se ensamblaron usando el ensamblador de secuencias DNA Baser v3.5.2 (Heracle Biosoft, www.DnaBaser.com) y se compararon usando herramientas de búsqueda de similitud de secuencias en línea, como BLAST, Greengenes y SILVA. Las secuencias aisladas obtenidas en este estudio están disponibles a través de GenBank con los números de acceso KC252636–KC252965.

Para el bioensayo de A. tumefaciens A136 se preparó agar indicador ABT35 con 50 μg/ml de 5-bromo-4-cloro-3-indolil-bD-galactopiranósido (X-gal), mientras que para el C se utilizó agar Luria-Bertani. Bioensayo de violaceum CV026. Diez microlitros de cultivos de la noche a la mañana de biosensores se colocaron en las placas indicadoras, mientras que 10 μl de cultivos de la noche a la mañana de aislados se colocaron a 5 mm de la mancha del biosensor y se incubaron a 30 °C durante 48 h. Los AHL producidos in situ se detectaron utilizando el biosensor E. coli JBA357. Brevemente, se agregaron 100 μl de cultivo nocturno de E. coli JBA357 diluido 5x a 100 μl de muestras en una placa de 96 pocillos y se incubaron a 22 °C con agitación constante a 200 rpm durante 4 h antes del examen con microscopio de barrido láser confocal ( Zeiss LSM 710, Carl Zeiss Pte. Ltd., Singapur) a una longitud de onda de excitación/emisión de 488/522–535 nm. E. coli JM109, P. aeruginosa MH602 y AHL sintéticos se incluyeron como controles.

Los AHL (3OC6-HSL, 3OC8-HSL y 3OC12-HSL) se agregaron individualmente a los cultivos de aislados durante la noche a 5 μM y se incubaron a 22 °C con agitación constante a 200 rpm durante 2 h. Después de la centrifugación y esterilización ultravioleta, los AHL residuales se cuantificaron utilizando el bioensayo A. tumefaciens A136.38,39 Brevemente, seis barras de agar con un ancho de 1 cm cada una se tallaron asépticamente de las placas indicadoras ABT. Se colocaron cinco microlitros de muestras en un extremo de las barras de agar. Se observaron aproximadamente 0,5 μl de cultivo nocturno de A. tumefaciens A136 a distancias cada vez mayores de las muestras cargadas. Las placas se incubaron a 30 °C durante 24 h. Se incluyeron como controles AHL añadidos a Luria-Bertani a pH 6,7, 7,2 y 10,2, y cultivos de E. coli JM109. Se determinó que el pH para todos los cultivos durante la noche era <7,3 al final de los experimentos.

Las secuencias de 16S rDNA se alinearon mediante el paquete de alineación ClustalW Multiple (http://www.mbio.ncsu.edu/bioedit/bioedit.html) y se seleccionó una región de consenso que cubría todas las secuencias para su posterior análisis. Las secuencias alineadas se sometieron a la construcción del árbol filogenético utilizando el método de unión de vecinos40 proporcionado por MEGA4 (http://www.megasoftware.net/mega4/mega.html). Los análisis de arranque de máxima verosimilitud se llevaron a cabo con 1000 repeticiones.

El ARN total se extrajo del lodo utilizando el kit FastRNA Pro Soil-Direct (MP Biomedicals, Singapur) de acuerdo con las pautas del fabricante. El ARN extraído se sometió a eliminación de ADN utilizando el kit TURBO DNA-free (Applied Biosystems). Se usó ARN total, 200 ng, para la preparación de bibliotecas de ADN complementarias de acuerdo con las instrucciones del fabricante (Illumina, Singapur). Cada biblioteca de ADN complementaria se ligó con una secuencia adaptadora única para la multiplexación de muestras. MiSeq System (Illumina) reunió y secuenció un total de 16 bibliotecas de ADN complementarias diferentes. Los datos de secuenciación de ARN se analizaron utilizando un método rápido basado en etiquetas como se describe. En resumen, se utilizó un cebador universal (5′-CGACRRCCATGCANCACCT-3′) para la región hipervariable de ARNr 16S (V6) para escanear cada lectura de secuenciación para obtener todas las secuencias de etiquetas de 33 nucleótidos aguas abajo del cebador, y las secuencias de 33 nucleótidos se definen como la etiqueta V6 del gen 16S rRNA. El cebador universal coincide con el 94 % de las secuencias de ARNr 16S en la base de datos RDP.41 Para eliminar las etiquetas V6 derivadas de errores de secuenciación, solo las etiquetas V6 que se observaron en al menos dos lecturas diferentes se conservaron para el análisis. Además, las etiquetas V6 se eliminaron cuando cualquier tipo de lectura de secuenciación representaba ⩾50 % de todas las lecturas que cubrían esa etiqueta V6. Esto se hizo para eliminar los artefactos de secuenciación en los que se generaban lecturas duplicadas idénticas a partir de plantillas individuales.

Todos los análisis estadísticos se realizaron utilizando Prism (GraphPad) o R (www.r-project.org). Las pruebas de comparación múltiple de Holm-Sidak se realizaron para comparar las vidas medias de los AHL en diferentes muestras o para examinar la expresión de AHL entre diferentes muestras de lodo. Se determinaron los coeficientes de correlación de Pearson y se realizaron correcciones de la tasa de descubrimiento falso para todas las correlaciones múltiples. Las matrices de correlación se agruparon utilizando un método de agrupamiento jerárquico no supervisado basado en la distancia euclidiana con vinculación completa codificada por Cluster 3.0 y visualizada utilizando Java TreeView (software de agrupamiento de código abierto, Tokio, Japón).

Se utilizó como sistema experimental un biorreactor comunitario de lodos floculados muy diverso que se sometió a nitrificación, desnitrificación y eliminación de fósforo simultáneas (Figura complementaria S1). Para determinar si la actividad QQ específica de AHL estaba presente en este sistema modelo, se agregaron AHL sintéticos individualmente o como una mezcla al lodo flocular para caracterizar las tasas de degradación de la señal. Aproximadamente del 10 al 30 % de los AHL se perdieron debido a la adsorción a la biomasa, mientras que la pérdida del 70 al 90 % restante de la señal se atribuyó a la actividad biológica (Figura complementaria S2). Esto fue evidente por las vidas medias de AHL sustancialmente más cortas en presencia de lodo vivo que cuando se incubaron en presencia de lodo inactivado por calor (P<0.05 para todos los AHL; Figura 1). En presencia de lodo vivo, la vida media de la señal fue inversamente proporcional a la longitud de la cadena de acilo, independientemente de la sustitución en la posición C3 (Figura 1). Por ejemplo, las vidas medias de las señales de cadena corta C6-HSL y 3OC6-HSL fueron 1,95±0,45 y 2,57±0,29 h, respectivamente, mientras que las vidas medias de las señales de cadena larga C12-HSL y 3OC12-HSL fueron considerablemente más corto a 0,79 ± 0,08 y 0,66 ± 0,06 h, respectivamente. El pH del microcosmos de lodo vivo fue constante entre 6,7 y 6,9, y los datos de los controles tamponados con SWW indicaron que hubo poca degradación espontánea de los AHL entre los valores de pH de 6,7 y 8,3 (Figura complementaria S3). Por lo tanto, es probable que la pérdida de AHL observada aquí se deba a la digestión enzimática activa en lugar de a la degradación química pasiva.

Degradación de N-acil homoserina lactonas (AHL) en función de la longitud de la cadena de acilo en el lodo flocular. El valor de degradación se expresa como la vida media de la señal. Se añadió una mezcla de AHL no sustituidos (a) y oxo-sustituidos (b) al lodo vivo (círculo abierto) o inactivado por calor (círculo sólido) hasta una concentración final de 5 μM para cada AHL. La mezcla de lodos se incubó a temperatura ambiente con agitación constante a 200 rpm. El pH de cada mezcla de lodos (líquido a granel) se controló durante todo el estudio y osciló entre 6,7 y 6,9. Los AHL residuales se extrajeron y cuantificaron usando LC-MS/MS en diferentes momentos. La vida media de la señal para cada AHL se estimó en función de la cinética de orden cero o de primer orden. Las barras de error se definen como sem (n=3, réplicas biológicas). Se realizaron múltiples pruebas t de Holm-Sidak (control vivo versus inactivado por calor para cada AHL) y se informan los valores de P corregidos (P <0.05 para todos los pares de comparación).

Para obtener una mayor comprensión de las relaciones entre la especificidad de la actividad QQ y la producción de señales en la comunidad de lodos floculares, se aislaron 307 cepas de bacterias y 23 cepas de hongos, correspondientes a 50 géneros bacterianos y cuatro de hongos, y se analizaron para determinar su capacidad de producir o degradar los AHL (Tabla complementaria S2). Los aislados bacterianos representaron el 3,5% del total de miembros de la comunidad identificados por secuenciación de ARN (Tablas complementarias S3 y 4). La producción de AHL se evaluó principalmente en función de la activación de diferentes biosensores, incluidos E. coli JBA357,30 A. tumefaciens A13628 y C. violaceum CV026.29 El perfil de AHL de cada supuesto productor de señales se determinó posteriormente mediante LC-MS/MS. La degradación de AHL se analizó utilizando AHL con cadenas de acilo cortas (3OC6-HSL), medias (3OC8-HSL) y largas (3OC12-HSL). Una gran proporción de los lodos floculares aislados, el 65 %, eran productores de señales de AHL o extintores (Figura 2). Aunque solo ~10 % de los aislamientos pudieron producir AHL, hasta el 58,1 % de los aislamientos pudieron extinguir al menos uno de los AHL examinados. Una proporción relativamente pequeña de los aislamientos, el 4,8 %, produjo y extinguió AHL. El 36,7% restante de los aislamientos no produjo ni extinguió AHL. Todos los extintores de AHL fueron capaces de inactivar el AHL de cadena larga, 3OC12-HSL. Aunque el 77 % de los desactivadores solo podía degradar las AHL de cadena larga, ~23 % podía degradar las AHL de cadena larga, así como las AHL de cadena corta o media.

Distribución de aislados según su capacidad para producir y/o inactivar N-acil homoserina lactonas (AHL). Se cultivaron un total de 330 aislamientos, incluidas 307 y 23 cepas de origen bacteriano y fúngico, respectivamente, de la comunidad de lodos floculares durante la operación del biorreactor entre las semanas 40 y 44. Se examinó la producción de AHL en todos los aislamientos mediante diferentes bioensayos y LC-MS/MS, así como su capacidad para extinguir 5 μM de AHL con corta (3OC6-HSL), media (3OC8-HSL) y larga (3OC12-HSL) cadenas de acilo después de 2 h de incubación. Los AHL residuales se cuantificaron mediante el bioensayo puntual basado en agar A. tumefaciens A136.

Las relaciones evolutivas entre los aislados bacterianos, según sus secuencias de ADNr 16S, indicaron que no había un clado específico asociado con la actividad QQ, mientras que los productores de AHL se clasificaron como proteobacterias alfa, beta o gamma (Figura 3). Estos aislamientos de QS representaban géneros que anteriormente se había informado que producían AHL, como Acidovorax, Pantoea, Rhizobium, Rhodobacter, Sphingomonas y Stenotrophomonas, así como géneros nuevos que no se había informado que sintetizaran AHL, incluidos Frateuria, Lysobacter y Shinella. Figura 3). El análisis LC-MS/MS reveló además que los aislados producían AHL de varias longitudes de cadena de acilo que oscilaban entre 4 y 14 carbonos (Tabla complementaria S5). Cada aislado productor de señales sintetizó más de un tipo de AHL y varios géneros/especies podrían producir el mismo AHL (Tablas complementarias S2 y 5). Por ejemplo, los aislamientos de seis de los nueve géneros bacterianos fueron capaces de sintetizar 3OC8-HSL (Tabla complementaria S5), la señal dominante detectada en la comunidad de lodos in situ (Figura complementaria S4). Por el contrario, los extintores de AHL se clasificaron en cuatro filos bacterianos diferentes, incluidas Proteobacteria, Actinobacteria, Bacteriodetes y Firmicutes, así como representantes de los hongos (Figura 3 y Tabla complementaria S2). Aunque algunos de los aislamientos de QQ representaban géneros que comúnmente degradan los AHL, como Ochrobacterium, Variovorax, Bacillus y Rhodoccus, la mayoría de los aislamientos de QQ identificados aquí no han demostrado previamente tener esta actividad. Estos nuevos organismos QQ se distribuyeron en los géneros Novosphingobium, Acidovorax, Rheinheimera, Tsukamurella, Flavobacterium y Candida, entre otros. Curiosamente, algunos de los aislados fueron capaces tanto de sintetizar como de degradar AHL, por ejemplo, Rhizobium borbori N065. Además, hubo una variación considerable en la función incluso a nivel de especie. Por ejemplo, 10 cepas de Stenotrophomonas sp. con secuencias de ADNr 16S idénticas pudieron producir AHL, mientras que las seis cepas restantes no (Tabla complementaria S2). Del mismo modo, no todas las cepas de la misma especie pudieron extinguir las AHL, como fue el caso de Stenotrophomonas maltophilia. Las características específicas de QS y QQ de cada aislamiento implican que la señalización de AHL a nivel de la comunidad es compleja, y la composición variable de especies de QS y QQ puede tener diferentes impactos en varios comportamientos comunitarios regulados por señalización.

Relación evolutiva de 100 aislados bacterianos representativos (taxones) basados ​​en las secuencias del gen 16S rDNA. Cada representante se seleccionó por su singularidad en términos de producción y/o propiedades de extinción de N-acil homoserina lactona (AHL). La relación evolutiva se infirió utilizando el método de unión de vecinos. Se tomó el árbol de consenso bootstrap inferido de 1000 repeticiones para representar la relación evolutiva de los taxones analizados. Las ramas correspondientes a las particiones reproducidas en <50 % de réplicas de arranque se colapsaron. El árbol fue dibujado a escala, con longitudes de ramas que reflejan distancias evolutivas. Las distancias evolutivas se calcularon utilizando el método de máxima verosimilitud compuesta y están en las unidades del número de sustituciones de base por sitio. Todas las posiciones que contenían lagunas y datos faltantes se eliminaron del conjunto de datos (opción de eliminación completa). Hubo un total de 1.031 posiciones en el conjunto de datos final. Los análisis filogenéticos se realizaron en MEGA4. Los grupos externos, recuperados de la base de datos GenBank, están subrayados. Las cepas aisladas se clasifican como productoras (triángulo verde), extintoras (cuadrado azul), productoras y extintoras (rombo rojo) y ni productoras ni extintoras (círculo vacío). Se indican los géneros en los que se han informado actividades de producción de AHL (@) o degradación de AHL (*) en la literatura. Se muestra el pariente más cercano con al menos un 97 % de identidad de secuencia para cada cepa, excepto las cepas resaltadas en negrita.

Para explorar el papel de la composición de especies y la señalización en la función de la comunidad, en términos de la estructura del biofilm, se compararon las propiedades de señalización de dos comunidades independientes, es decir, las comunidades de lodo flocular y granular19. Tanto los biorreactores de lodo flocular como granular se sembraron primero con el inóculo de lodo flocular de nitrificación, desnitrificación y eliminación de fósforo simultáneas,24 y se operaron para mantener el lodo flocular o se cambiaron las condiciones para facilitar la formación de gránulos microbianos.19 La composición de especies y se caracterizó el perfil de señal de ambas comunidades a lo largo del tiempo. El análisis de correlación de Pearson de los 50 miembros de la comunidad de lodos floculares más abundantes (incluidos los miembros no cultivables por secuenciación de ARN) y la concentración de AHL individuales in situ reveló el dominio de los miembros de la comunidad que se correlacionaron negativamente con la producción de AHL durante 82 semanas (Figura 4, panel izquierdo, Grupo 3). Aproximadamente el 72 % de las relaciones de Pearson se clasificaron como negativas, mientras que solo el 20 % fueron positivas en la etapa flocular (Figura 4, panel izquierdo). El alto porcentaje de relaciones negativas fue consistente con las proporciones más altas de QQ aislados en la comunidad de lodo flocular (Figuras 2 y 3). Cuando los flóculos se transformaron en gránulos, hubo una disminución significativa en la correlación negativa entre los miembros de la comunidad y la concentración de AHL, del 72 al 38 %, concomitante con un aumento del 20 al 54 % de las relaciones positivas (Figura 4, panel derecho).19 Por lo tanto, estos hallazgos indican un cambio distintivo de la comunidad de extintores de señales potenciales a productores durante la transición de flóculos a gránulos. En consecuencia, la actividad QQ del lodo granular se redujo sustancialmente en relación con el lodo flocular (Figura complementaria S5). Por ejemplo, la vida media de 3OC8-HSL fue ~28 % más larga para el lodo granular en comparación con el lodo flocular. Además, los AHL, incluidos 3OC6-HSL, 3OC8-HSL, C6-HSL y C8-HSL, se acumularon en una concentración al menos tres veces mayor durante la etapa granular en comparación con la etapa flocular (P<0,05 para todos los AHL) (Figura complementaria S6). En particular, la señal dominante 3OC8-HSL aumentó de un promedio de 25 pmol/g en la etapa flocular a 85 pmol/g en la etapa granular (P<0,016). La cantidad elevada de AHL se asoció previamente con el aumento de la expresión de sustancias poliméricas extracelulares y la formación de gránulos microbianos, mientras que los niveles reducidos de AHL se vincularon con la dispersión granular y la conversión en biomasa flocular.19 Aquí parece que los gradientes de señal podrían estar regulados por la Actividad QQ de la comunidad en función de la composición de especies y la capacidad QQ asociada. Por lo tanto, es posible que el equilibrio entre las actividades QS y QQ en competencia pueda determinar el comportamiento o la función de señalización de la comunidad, por ejemplo, el ensamblaje de biopelículas granulares microbianas.19

Una comparación entre las propiedades de señalización de las comunidades de lodo flocular (panel izquierdo) y granular (panel derecho). Las relaciones entre la abundancia de los 50 miembros de la comunidad más dominantes (cada uno representado por una etiqueta V6 única) y el perfil de concentración de N-acil homoserina lactonas (AHL) a lo largo del tiempo se calcularon en función de la correlación de Pearson para el respectivo lodo flocular y granular. comunidades El coeficiente de correlación de Pearson está codificado por colores, lo que indica relaciones desde interacciones muy positivas (+1, verde) hasta interacciones muy negativas (−1, rojo). ▲Sin clasificar según el canal de clasificación de taxonomía indicado en la sección Materiales y métodos. El pariente más cercano con coincidencia de identidad de secuencia > 97 % se muestra cuando corresponde. Se realizaron correcciones de tasa de descubrimiento falso para comparaciones múltiples, y las diferencias significativas se indican de la siguiente manera: *P<0,05, **P<0,01 y ***P<0,001. Las propiedades de señalización de la comunidad de lodos granulares se adaptaron de Tan et al.19

El estudio de las interacciones entre especies es importante para desarrollar una comprensión sistemática de la fisiología de las comunidades microbianas encerradas en una matriz de alta densidad, que ahora se considera ampliamente como el modo dominante de crecimiento de bacterias en ecosistemas naturales y manipulados.3,42 Comunicación a través de moléculas de señalización difusibles se ha propuesto que es una de las interacciones importantes entre especies de diversos orígenes,3 y cada vez hay más pruebas de que las comunidades complejas en entornos naturales producen señales QS in situ para regular diferentes comportamientos comunitarios.14,16,18,19 Aunque estos hallazgos han demostrado los roles de QS en comunidades complejas, queda por abordar la cuestión de cómo se median las actividades en competencia, como la modulación QQ de QS en comunidades complejas. Usando el ensamblaje granular microbiano como modelo para el comportamiento comunitario mediado por QS,19 este estudio ha demostrado que QQ suprime fuertemente la acumulación de señales QS en el lodo flocular (Figura 1) y, por lo tanto, puede inhibir la formación de gránulos microbianos. Cuando la supresión de QQ se alivió parcialmente, indicado por el aumento de la vida media de la señal en la etapa granular (Figura complementaria S5), las concentraciones de la señal aumentaron significativamente (Figura complementaria S6), lo que sugiere que QQ puede ser un modulador eficaz de la señalización QS de la comunidad . De hecho, la adición de enzimas QQ exógenas a un biorreactor de membrana puede retrasar el desarrollo de biopelículas de especies mixtas en las superficies de la membrana.18,43 En nuestro estudio, establecimos además que QQ es una función inherente de comunidades complejas que pueden tener una fuerte influencia en muchas especies interacciones basadas en la señalización AHL. Por lo tanto, en contraste con algunos hábitats naturales donde los factores ambientales tienen un papel dominante en la regulación de los niveles de las señales QS, como los ciclos de fotosíntesis de pH alto (hasta 9.4), que atenúa fuertemente la señalización de AHL en las esteras microbianas,14 encontramos que el pH (hasta <8.3) y la adsorción de señales físicas fueron menos importantes que la actividad enzimática en la inactivación de señales en nuestro sistema modelo (Figuras complementarias S2 y 3). Por lo tanto, esto sugiere que la actividad QQ fue el mecanismo principal de eliminación de la señal y, por lo tanto, sirve como un regulador clave de los niveles de la señal en diferentes etapas del ciclo de vida de la granulación.

Sobre la base de los resultados obtenidos en este estudio, afirmamos que la acumulación general de AHL en el sistema de granulación estaba directamente relacionada con las proporciones relativas y las actividades de los organismos QQ y QS en la comunidad. Hasta el 60 % de los aislamientos de la comunidad de lodos floculares, que representan 32 géneros bacterianos y 4 fúngicos, fueron extintores de señales, mientras que solo el 10 % de los aislamientos (9 géneros bacterianos) produjeron AHL (Figuras 2 y 3). Mientras que la proporción de productores de AHL aislados observados aquí es consistente con las observaciones de otros entornos,7,8 la frecuencia de extintores de AHL es considerablemente más alta que la informada en otros estudios (~5–15% de los aislamientos).7,8 La mayor proporción de Los extintores de AHL detectados aquí probablemente sean una consecuencia de las pruebas de actividad de QQ utilizando una variedad de AHL como objetivos, incluidos los AHL de cadena larga, que normalmente no se han utilizado para detectar la actividad de QQ. Curiosamente, las AHL se degradaron de una manera dependiente de la longitud de la cadena in situ, donde las AHL de cadena larga se inactivaron preferentemente (Figura 1), lo que es consistente con las observaciones de una mayor proporción de aislamientos capaces de degradar las AHL de cadena larga (100 % de extintores AHL) en comparación con AHL de cadena corta y media (~23 % de extintores AHL; Figura 2). Por lo tanto, las actividades QQ del espectro de aislamientos recolectados se reflejaron más generalmente en los tipos de señales que fueron degradadas por toda la comunidad in situ. Esta observación también se correspondía con el perfil de los AHL que se identificaron en la comunidad de lodos floculares, donde solo se detectaron AHL con cadenas de acilo cortas o medianas en bajas concentraciones, mientras que las señales con cadenas de acilo largas de ⩾10 carbonos no se detectaron en absoluto (Figura complementaria S4). Casi todos los aislamientos de QS produjeron al menos un AHL de cadena larga (Tabla complementaria S5), lo que sugiere que la comunidad de lodos tiene la capacidad de sintetizar las señales de cadena larga in situ. Por lo tanto, la falta de AHL de cadena larga en el lodo no se debió a la ausencia de cepas productoras y es muy probable que sea una consecuencia de la actividad QQ específica de la comunidad.

Los estudios de aislamiento indicaron que la comunidad de lodos floculares estaba dominada por los extintores de señales (60 %; Figura 2), y esto también se reflejó en el análisis de toda la comunidad donde >70 % de los 50 miembros de la comunidad más abundantes se correlacionaron negativamente con Acumulación de AHL (Figura 4; panel izquierdo—Grupo 3). Aunque muchos factores pueden haber contribuido a las relaciones negativas, un factor clave podría ser que los miembros de la comunidad del Clúster 3 fueran sofocantes potenciales que antagonizan la acumulación de señales. En apoyo de esto, se aisló uno de los miembros del grupo, la etiqueta 43 (Diaphorabacter nitroreducens R042), y se confirmó que era un extintor de AHL (Tabla complementaria S2). Las proporciones más altas de extintores de señales en relación con los productores en toda la comunidad pueden explicar las vidas medias cortas de los AHL y, por lo tanto, las bajas concentraciones de AHL en la etapa flocular (Figura 1 y Figura complementaria S6). Por el contrario, hubo un cambio en la comunidad hacia QS, es decir, correlaciones positivas, con una disminución concomitante de organismos QQ, es decir, correlaciones negativas, cuando la biomasa se transformó de flóculos a gránulos (Figura 4, panel derecho). Por ejemplo, Lysobacter brunescens R037 (Figura 4, panel derecho—Etiqueta 6 en lodo granular), un productor de señales que ha sido aislado de la comunidad, era casi indetectable en la etapa de floculación pero era muy abundante durante la granulación.19 Por el contrario, el el supresor de señales, D. nitroreducens R042 (Figura 4; Etiqueta 43 en el lodo flocular, que es equivalente a la Etiqueta 17 en el lodo granular) fue muy abundante en el lodo flocular y disminuyó sustancialmente durante la granulación.19 Aunque todavía no es posible para determinar si el cambio de la comunidad de los organismos QQ potenciales a los organismos QS es una causa directa de la granulación, o si la granulación favorece el enriquecimiento de los organismos QS sobre las especies QQ, las fuertes asociaciones entre las comunidades dominadas por QS y los gránulos, y QQ- comunidades dominadas y flóculos, sugieren que la señalización diferencial de AHL es importante en funciones a nivel comunitario, como la granulación.

Es probable que la concurrencia de actividades QS y QQ identificadas aquí sea común en muchos hábitats. De hecho, los organismos conocidos por ser productores o extintores de AHL, incluidos Proteobacteria, Bacteriodetes, Firmicutes y Actinobacteria phyla, se han ampliado recientemente para incluir también Cyanobacteria,44,45 Acidobacteria,46 Bacteriodetes47–49 y Archaea50 de una amplia gama de entornos. Además, muchas de estas especies coexisten en los mismos nichos, como el rumen,15,51 los tapetes microbianos14 y el suelo/rizosfera.7,8 Este también es probablemente el caso de las instalaciones de tratamiento de agua usada, que albergan una gran cantidad de microbios. diversidad, incluidos muchos organismos QS y QQ identificados en este estudio y en la literatura.6,17 De hecho, nuestro análisis metagenómico preliminar y estudios de expresión sugieren que múltiples genes QS y QQ están presentes en la comunidad de lodos activados de una planta a gran escala. (datos no mostrados), no solo respaldando la coexistencia de actividades QS y QQ en la comunidad del biorreactor, sino también que el comportamiento de la comunidad está controlado por la actividad combinada de los organismos QS y QQ presentes, así como la especificidad de la actividad QQ para señales AHL particulares.

En conclusión, queda claro a partir de este estudio que, si bien se ha establecido previamente una correlación positiva entre la señalización de AHL y el ensamblaje de biopelículas granulares microbianas,19 los mecanismos detallados por los cuales los miembros de la comunidad con distintas actividades de QS y QQ interactúan para regular los comportamientos de QS en el el nivel de la comunidad queda por definir. Este estudio ha desarrollado el sistema de granulación como un sistema manejable experimentalmente que comprende una gran diversidad de especies para investigar y determinar, de manera mecanicista, cómo dichas comunidades controlan comportamientos a nivel de sistemas complejos, como la granulación. Nuestro estudio proporciona una fuerte evidencia de que la señalización QS mediada por AHL es un verdadero rasgo de la comunidad, con más del 65 % de los miembros de la comunidad de diversos taxones involucrados en los procesos de señalización y extinción. La abundancia dinámica de organismos QS y QQ, así como sus respectivas cinéticas de señalización y extinción, parecen tener un papel clave para definir el gradiente de señal general y, por lo tanto, regular la transición de biopelículas floculares a granulares. Es importante destacar que estos hallazgos también pueden implicar que el ensamblaje comunitario complejo es un proceso de desarrollo impulsado por la señalización QS, con el enriquecimiento de miembros específicos de la comunidad con propiedades de señalización QS y la exclusión de miembros con rasgos de señalización anti-QS. La observación de que las actividades QS y QQ están asociadas con especies microbianas filogenéticamente diversas que se encuentran comúnmente en muchos hábitats naturales diferentes, en ecosistemas diseñados así como en entornos clínicos, sugiere fuertemente que la comunicación comunitaria mediada por AHL podría ser una característica general de comunidades complejas. , y que las actividades QS y QQ pueden tener un papel importante en la selección de ensamblajes microbianos estables y funcionales.

Davey ME, O'toole GA. Biopelículas microbianas: de la ecología a la genética molecular. Microbiol Mol Biol Rev 2000; 64: 847–867.

Artículo CAS PubMed PubMed Central Google Scholar

Kolter R, Greenberg EP. Ciencias microbianas: la vida superficial de los microbios. Naturaleza 2006; 441: 300–302.

Artículo CAS PubMed Google Académico

Elías S, Banin E. Biopelículas de especies múltiples: vivir con vecinos amigables. FEMS Microbiol Rev 2012; 36: 990–1004.

Artículo CAS PubMed Google Académico

Shapiro JA. Pensar las poblaciones bacterianas como organismos pluricelulares. Annu Rev Microbiol 1998; 52: 81–104.

Artículo CAS PubMed Google Académico

Williams P, Winzer K, Chan WC, Cámara M. Mira quién habla: comunicación y detección de quórum en el mundo bacteriano. Philos Trans R Soc Lond B Biol Sci 2007; 362: 1119–1134.

Artículo CAS PubMed PubMed Central Google Scholar

Valle A, Bailey MJ, Whiteley AS, Manefield M. Las N-acil-l-homoserina lactonas (AHL) afectan la composición y función de la comunidad microbiana en lodos activados. Environ Microbiol 2004; 6: 424–433.

Artículo CAS PubMed Google Académico

d'Angelo-Picard C, Faure D, Penot I, Dessaux Y . Diversidad de bacterias productoras y degradantes de N-acil homoserina lactona en suelo y rizosfera de tabaco. Environ Microbiol 2005; 7: 1796–1808.

Artículo CAS PubMed Google Académico

Cirou A, Diallo S, Kurt C, Latour X, Faure D. Promoción del crecimiento de bacterias que apagan el quórum en la rizósfera de Solanum tuberosum. Environ Microbiol 2007; 9: 1511-1522.

Artículo CAS PubMed Google Académico

Pierson EA, Wood DW, Cannon JA, Blachere FM, Pierson LS. Señalización de interpoblación a través de lactonas de N-acil-homoserina entre bacterias en la rizosfera de trigo. Mol Plant Microbe Interact 1998; 11: 1078–1084.

Artículo CAS Google Académico

Riedel K, Hentzer M, Geisenberger O, Huber B, Steidle A, Wu H et al. Comunicación mediada por N-acilhomoserina-lactona entre Pseudomonas aeruginosa y Burkholderia cepacia en biopelículas mixtas. Microbiología 2001; 147: 3249–3262.

Artículo CAS PubMed Google Académico

Dulla GF, Lindow SE. La diafonía mediada por acil-homoserina lactona entre bacterias epífitas modula el comportamiento de Pseudomonas syringae en las hojas. ISME J 2009; 3: 825–834.

Artículo CAS PubMed Google Académico

Hosni T, Moretti C, Devescovi G, Suarez-Moreno ZR, Fatmi MB, Guarnaccia C et al. Intercambio de señales de detección de quórum y el papel de las comunidades entre especies en una enfermedad bacteriana de las plantas. ISME J 2011; 5: 1857–1870.

Artículo CAS PubMed PubMed Central Google Scholar

Singh PK, Schaefer AL, Parsek MR, Moninger TO, Welsh MJ, Greenberg EP et al. Las señales de detección de quórum indican que los pulmones con fibrosis quística están infectados con biopelículas bacterianas. Naturaleza 2000; 407: 762–764.

Artículo CAS PubMed Google Académico

Decho AW, Visscher PT, Ferry J, Kawaguchi T, He L, Przekop KM et al. Los autoinductores extraídos de esteras microbianas revelan una sorprendente diversidad de lactonas de N-acilhomoserina (AHL) y cambios en la abundancia que pueden relacionarse con el pH diario. Environ Microbiol 2009; 11: 409–420.

Artículo CAS PubMed Google Académico

Hughes DT, Terekhova DA, Liou L, Hovde CJ, Sahl JW, Patankar AV et al. Detección química en asociaciones de comensales bacteriano-huésped de mamíferos. Proc Natl Acad Sci USA 2010; 107: 9831–9836.

Artículo CAS PubMed PubMed Central Google Scholar

De Clippeleir H, Defoirdt T, Vanhaecke L, Vlaeminck SE, Carballa M, Verstraete W et al. Las lactonas de acilhomoserina de cadena larga aumentan la tasa de oxidación anóxica de amonio en una biopelícula OLAND. Appl Microbiol Biotechnol 2011; 90: 1511-1519.

Artículo PubMed Google Académico

Chong G, Kimyon O, Rice SA, Kjelleberg S, Manefield M. La presencia y el papel de la detección de quórum bacteriano en lodos activados. Biotecnología microbiana 2012; 5: 621–633.

Artículo Google Académico

Yeon KM, Cheong WS, Oh HS, Lee WN, Hwang BK, Lee CH et al. Detección de quórum: un nuevo paradigma de control de bioincrustaciones en un biorreactor de membrana para el tratamiento avanzado de aguas residuales. Medio Ambiente Sci Technol 2009; 43: 380–385.

Artículo CAS PubMed Google Académico

Tan CH, Koh KS, Xie C, Tay M, Zhou Y, Williams R et al. El papel de la señalización de detección de quórum en la producción de EPS y el ensamblaje de una comunidad de lodos en gránulos aeróbicos. ISME J 2014; 8: 1186–1197.

Artículo CAS PubMed PubMed Central Google Scholar

Dong YH, Wang LH, Xu JL, Zhang HB, Zhang XF, Zhang LH et al. Eliminación de la infección bacteriana dependiente de detección de quórum por una N-acil homoserina lactonasa. Naturaleza 2001; 411: 813–817.

Artículo CAS PubMed Google Académico

Lin YH, Xu JL, Hu J, Wang LH, Ong SL, Leadbetter JR et al. La acil-homoserina lactona acilasa de la cepa XJ12B de Ralstonia representa una nueva y potente clase de enzimas que apagan el quórum. Mol Microbiol 2003; 47: 849–860.

Artículo PubMed Google Académico

Park SY, Kang HO, Jang HS, Lee JK, Koo BT, Yum DY et al. Identificación de N-acilhomoserina lactona acilasa extracelular de un Streptomyces sp. y su aplicación a la extinción del quórum. Appl Environ Microbiol 2005; 71: 2632–2641.

Artículo CAS PubMed PubMed Central Google Scholar

Uroz S, Oger PM, Chapelle E, Adeline MT, Faure D, Dessaux YA. La enzima codificada por Rhodococcus qsdA define una nueva clase de lactonasas de extinción de quórum de amplio espectro. Appl Environ Microbiol 2008; 74: 1357-1366.

Artículo CAS PubMed PubMed Central Google Scholar

Zhou Y, Ganda L, Lim M, Yuan Z, Kjelleberg S, Ng WJ et al. Inhibición del ácido nitroso libre (FNA) sobre los organismos acumuladores de polifosfato desnitrificantes (DPAO). Appl Microbiol Biotechnol 2010; 88: 359–369.

Artículo CAS PubMed Google Académico

Smolders GJ, van der Meij J, van Loosdrecht MC, Heijnen JJ. Modelo del metabolismo anaeróbico del proceso biológico de remoción de fósforo: estequiometría e influencia del pH. Biotecnología Bioeng 1994; 43: 461–470.

Artículo CAS PubMed Google Académico

Eaton AD, Franson MAH, Asociación APH, Asociación AWW, Federación WE. Métodos Estándar para el Examen de Agua y Aguas Residuales. Asociación Estadounidense de Salud Pública: Washington DC, EE. UU., 2005.

Google Académico

Barr JJ, Cook AE, Bond PL. Mecanismos de formación de gránulos dentro de un sistema aeróbico de aguas residuales para la eliminación de fósforo. Aplicación Environ Microbiol 2010; 76: 7588–7597.

Artículo CAS PubMed PubMed Central Google Scholar

Fuqua C, Burbea M, Winans SC. La actividad del regulador de transferencia conjugal del plásmido Ti de Agrobacterium TraR es inhibida por el producto del gen traM. J Bacteriol 1995; 177: 1367–1373.

Artículo CAS PubMed PubMed Central Google Scholar

McClean KH, Winson MK, Fish L, Taylor A, Chhabra SR, Camara M et al. Detección de quórum y Chromobacterium violaceum: explotación de la producción e inhibición de violaceína para la detección de N-acilhomoserina lactonas. Microbiología 1997; 143: 3703–3711.

Artículo CAS PubMed Google Académico

Andersen JB, Heydorn A, Hentzer M, Eberl L, Geisenberger O, Christensen BB et al. Sistemas sensores de N-acil homoserina-lactona basados ​​en gfp para la detección de comunicación bacteriana. Appl Environ Microbiol 2001; 67: 575–585.

Artículo CAS PubMed PubMed Central Google Scholar

Heydorn A, Ersbøll B, Kato J, Hentzer M, Parsek MR, Tolker-Nielsen T et al. Análisis estadístico del desarrollo de biopelículas de Pseudomonas aeruginosa: impacto de las mutaciones en los genes implicados en la motilidad espasmódica, la señalización de célula a célula y la expresión del factor sigma en fase estacionaria. Appl Environ Microbiol 2002; 68: 2008–2017.

Artículo CAS PubMed PubMed Central Google Scholar

Yanisch-Perron C, Vieira J, Messing J . Vectores de clonación de fagos M13 mejorados y cepas huésped: secuencias de nucleótidos de los vectores M13mp18 y pUC19. gen 1985; 33: 103–119.

Artículo CAS PubMed Google Académico

Wang LH, Weng LX, Dong YH, Zhang LH. Especificidad y cinética enzimática de la N-acil homoserina lactonasa (AHL-lactonasa) que apaga el quórum. J Biol Chem 2004; 279: 13645–13651.

Artículo CAS PubMed Google Académico

Morin D, Grasland B, Vallée-Réhel K, Dufau C, Haras D . Cromatografía líquida de alta resolución en línea: detección y cuantificación espectrométrica de masas de N-acilhomoserina lactonas, moléculas de señal de detección de quórum, en presencia de matrices biológicas. J Chromatogr A 2003; 1002: 79–92.

Artículo CAS PubMed Google Académico

Clark JD, Maaloe O. La replicación del ADN y el ciclo de división en Escherichia coli. J Mol Biol 1967; 23: 99–112.

Artículo CAS Google Académico

carril DJ. Secuenciación de ARNr 16S/23S. John Wiley & Sons: Nueva York, Estados Unidos, 1991.

Google Académico

Gardes M, White TJ, Fortin JA, Bruns TD, Taylor JW. Identificación de hongos simbióticos autóctonos e introducidos en ectomicorrizas mediante amplificación de ADN ribosómico nuclear y mitocondrial. Can J Bot 1991; 69: 180–190.

Artículo CAS Google Académico

Dong YH, Xu JL, Li XZ, Zhang LH. AiiA, una enzima que inactiva la señal de detección de quórum de acilhomoserina lactona y atenúa la virulencia de Erwinia carotovora. Proc Natl Acad Sci USA 2000; 97: 3526–3531.

Artículo CAS PubMed PubMed Central Google Scholar

Zhang HB, Wang LH, Zhang LH. Detección y análisis de enzimas extintoras de quórum contra señales de detección de quórum de acil homoserina lactona. John Wiley and Sons, Inc: Hoboken, Nueva Jersey, EE. UU., 2007.

Libro Google Académico

Saitou N, Nei M. El método de unión de vecinos: un nuevo método para reconstruir árboles filogenéticos. Mol Biol Evol 1987; 4: 406–425.

CAS PubMed Google Académico

Claesson MJ, Wang Q, O'Sullivan O, Greene-Diniz R, Cole JR, Ross RP et al. Comparación de dos tecnologías de secuenciación de próxima generación para resolver la composición de microbiota altamente compleja utilizando regiones del gen 16S rRNA variable en tándem. Ácidos Nucleicos Res 2010; 38: e200.

Artículo PubMed PubMed Central Google Académico

Recto PD, Kolter R . Comunicación química entre especies en el desarrollo bacteriano. Annu Rev Microbiol 2009; 63: 99–118.

Artículo CAS PubMed Google Académico

Oh HS, Yeon KM, Yang CS, Kim SR, Lee CH, Park SY et al. Control de la bioincrustación de membranas en MBR para el tratamiento de aguas residuales mediante bacterias extintoras de quórum encapsuladas en una membrana microporosa. Medio Ambiente Sci Technol 2012; 46: 4877–4884.

Artículo CAS PubMed Google Académico

Romero M, Diggle SP, Heeb S, Cámara M, Otero A . Actividad de extinción de quórum en Anabaena sp. PCC 7120: identificación de AiiC, una nueva AHL-acilasa. FEMS Microbiol Lett 2008; 280: 73–80.

Artículo CAS PubMed Google Académico

Sharif DI, Gallon J, Smith CJ, Dudley E. Detección de quórum en cianobacterias: liberación y respuesta de lactona de N-octanoil-homoserina, por la cianobacteria colonial epilítica Gloeothece PCC6909. ISME J 2008; 2: 1171–1182.

Artículo CAS PubMed Google Académico

Bijtenhoorn P, Mayerhofer H, Müller-Dieckmann J, Utpatel C, Schipper C, Hornung C et al. Una nueva deshidrogenasa/reductasa metagenómica de cadena corta atenúa la formación de biopelículas de Pseudomonas aeruginosa y la virulencia en Caenorhabditis elegans. PLoS Uno 2011; 6: e26278.

Artículo CAS PubMed PubMed Central Google Scholar

Huang YL, Ki JS, Case RJ, Qian PY. Diversidad y producción de acil-homoserina lactona entre bacterias formadoras de biopelículas submareales. Aquat Microb Ecol 2008; 52: 185–193.

Artículo Google Académico

Romero M, Avendaño-Herrera R, Magariños B, Cámara M, Otero A . Producción y degradación de acilhomoserina lactona por el patógeno de peces Tenacibaculum maritimum, miembro del grupo Cytophaga-Flavobacterium-Bacteroides (CFB). FEMS Microbiol Lett 2010; 304: 131–139.

Artículo CAS PubMed Google Académico

Rashid R, Morohoshi T, Someya N, Ikeda T. Degradación de moléculas de señalización de detección de quórum de N-acilhomoserina lactona por cepas de Chryseobacterium asociadas a la superficie de la raíz de papa. Microbios Medio Ambiente 2011; 26: 144–148.

Artículo PubMed Google Académico

Zhang G, Zhang F, Ding G, Li J, Guo X, Zhu J et al. Detección de quórum basada en acil homoserina lactona en una arquea metanogénica. ISME J 2012; 6: 1336–1344.

Artículo CAS PubMed PubMed Central Google Scholar

Koenig JE, Spor A, Scalfone N, Fricker AD, Stombaugh J, Knight R et al. Sucesión de consorcios microbianos en el microbioma intestinal infantil en desarrollo. Proc Natl Acad Sci USA 2011; 108: 4578–4585.

Artículo CAS PubMed Google Académico

Descargar referencias

Agradecemos a Yehuda Cohen por proporcionar valiosos comentarios sobre el manuscrito. Agradecimiento especial a Zhaoqi Zhan, Peiting Zeng y Edwin Ting por su ayuda con la cuantificación de AHL, y a Shimazdu Singapur por proporcionar el uso de LC-MS/MS. CHT recibió el apoyo de la Fundación Nacional de Investigación (NRF) de Singapur en el marco de su Programa de Becas de Doctorado en Tecnologías Ambientales y del Agua de la NRF y fue administrado por la Oficina del Programa de la Industria del Agua y el Medio Ambiente. La investigación fue apoyada por el Centro de Ingeniería de Ciencias de la Vida Ambiental de Singapur, cuya investigación está financiada por la NRF y el Ministerio de Educación de Singapur, la Universidad Tecnológica de Nanyang y la Universidad Nacional de Singapur, bajo su Programa de Centro de Excelencia de Investigación.

Centro de Ingeniería de Ciencias Ambientales de Singapur (SCELSE), Universidad Tecnológica de Nanyang, Singapur

Chuan Hao Tan, Kai Shyang Koh, Chao Xie, Guo Ping Lee, Scott A Rice y Staffan Kjelleberg

Centro Avanzado de Biotecnología Ambiental (AEBC), Instituto de Investigación Ambiental y del Agua de Nanyang (NEWRI), Universidad Tecnológica de Nanyang, Singapur

Chuan Hao Tan, Yan Zhou y Wun Jern Ng

Escuela de Ingeniería Civil y Ambiental, Universidad Tecnológica de Nanyang, Singapur

Chuan Hao Tan, Joel Zhang, Yan Zhou y Wun Jern Ng

Facultad de Ciencias Biológicas, Universidad Tecnológica de Nanyang, Singapur

Xiao Hui Tan, Guo Ping Lee, Scott A Rice y Staffan Kjelleberg

Centro de Bioinnovación Marina y Escuela de Biotecnología y Ciencias Biomoleculares, Universidad de Nueva Gales del Sur, Sídney, Australia

Scott A Rice y Staffan Kjelleberg

También puede buscar este autor en PubMed Google Scholar

También puede buscar este autor en PubMed Google Scholar

También puede buscar este autor en PubMed Google Scholar

También puede buscar este autor en PubMed Google Scholar

También puede buscar este autor en PubMed Google Scholar

También puede buscar este autor en PubMed Google Scholar

También puede buscar este autor en PubMed Google Scholar

También puede buscar este autor en PubMed Google Scholar

También puede buscar este autor en PubMed Google Scholar

También puede buscar este autor en PubMed Google Scholar

CHT, KSK, YZ, WJN, SAR y SK diseñaron la investigación; CHT, JZ, XHT y GPL realizaron la investigación; CHT, KSK, CX, YZ, WJN, SAR y SK analizaron los datos; y CHT, SAR y SK escribieron el documento.

Correspondencia a Staffan Kjelleberg.

Los autores declaran no tener conflicto de intereses.

La información complementaria acompaña al documento en el sitio web de npj Biofilms and Microbiomes (http://www.nature.com/npjbiofilms)

Este trabajo tiene una licencia internacional Creative Commons Attribution 4.0. 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 la línea de crédito; si el material no está incluido bajo la licencia Creative Commons, los usuarios deberán obtener el permiso del titular de la licencia para reproducir el material. Para ver una copia de esta licencia, visite http://creativecommons.org/licenses/by/4.0/

Reimpresiones y permisos

Tan, C., Koh, K., Xie, C. et al. Señalización y enfriamiento de detección de quórum comunitario: ensamblaje de biopelícula granular microbiana. npj Biofilms Microbiomes 1, 15006 (2015). https://doi.org/10.1038/npjbiofilms.2015.6

Descargar cita

Recibido: 03 Enero 2015

Revisado: 24 de marzo de 2015

Aceptado: 07 abril 2015

Publicado: 27 de mayo de 2015

DOI: https://doi.org/10.1038/npjbiofilms.2015.6

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

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

Proporcionado por la iniciativa de intercambio de contenido Springer Nature SharedIt

Informes científicos (2023)

npj Biopelículas y microbiomas (2021)

npj Biopelículas y microbiomas (2021)

Microbiología Aplicada y Biotecnología (2021)

Planta y suelo (2020)