Establecimiento de una sal

Biología de las comunicaciones volumen 5, Número de artículo: 1352 (2022) Citar este artículo

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La descarga de aguas residuales industriales, la producción agrícola, el transporte marítimo, la extracción de petróleo y otras actividades han causado una grave contaminación marina, incluidos microplásticos, petróleo y sus productos, metales pesados, pesticidas y otros compuestos orgánicos. La eficiencia de la biorremediación de la contaminación marina puede verse limitada por las altas concentraciones de sal (>1 %, p/v), que pueden causar una pérdida aparente de las actividades microbianas. En este estudio, los promotores funcionales P1, P2-1 y P2-2 que censuran el estrés salino se aislaron e identificaron a partir de una cepa Vmax de Vibrio natriegens. Se construyeron tres modelos de degradación inducida por sal para degradar tereftalato de polietileno (PET), clorpirifos (CP) y hexabromociclododecanos (HBCD) utilizando la cepa marina Vmax. Las cepas diseñadas son eficientes para la degradación de los sustratos correspondientes, con tasas de degradación de 15 mg/L de PET en 8 días, 50 mg/L de CP en 24 h y 1 mg/L de HBCD en 4 h, respectivamente. Además, se realizó una estrategia de inmovilización para reciclar y reutilizar cepas modificadas mediante la expresión de la proteína de unión a quitina GbpA. Este estudio puede ayudar a responder al uso de bacterias marinas de rápido crecimiento, como V. natriegens Vmax, para degradar la contaminación marina de manera eficiente.

Con los rápidos avances de la industria y la agricultura, la grave contaminación ambiental marina se ha convertido en un problema pendiente para el desarrollo económico y social, especialmente en los países en desarrollo1. La contaminación marina, incluidos los metales pesados, el petróleo, los contaminantes orgánicos persistentes (COP), los desechos y los radionúclidos, pueden ser directa o indirectamente perjudiciales para los organismos vivos y los recursos2. La contaminación por plástico ha aumentado durante los últimos 50 años, y el contenido estimado de plástico en el mar es de más de 250 000 toneladas3. Se ha construido la eliminación de microplásticos mediante sorción y filtración, como la absorción de partículas microplásticas en la superficie de las algas verdes marinas, la filtración de microplásticos mediante tecnología de membrana e incluso la combinación con biorreactores de membrana, con una eficiencia de eliminación que alcanza el 97,2 %4. Se encontró que dos tipos de cepas de Bacillus aisladas de los sedimentos de los manglares degradaban diferentes microplásticos con una reducción de solo 0,0019 mg/día5.

Sin embargo, la degradación de los microplásticos en el agua marina se ha estudiado poco y solo un número limitado de bacterias puede degradar los contaminantes en condiciones marinas con un rango de salinidad entre 3,3 y 3,7 %.

Las bacterias halotolerantes son capaces de acumular altas concentraciones de diversos solutos osmóticos orgánicos (OOS), como solutos compatibles (azúcares o alcoholes de azúcar solubles en agua, otros alcoholes, aminoácidos o sus derivados), ectoína, trehalosa y glicina betaína, etc6 ,7,8,9,10. Estos OOS podrían ayudar a mantener un equilibrio osmótico del citoplasma con el ambiente externo, manteniendo las actividades biológicas normales de las células. Muchos organismos marinos son ligeramente halófilos (con 3% p/v de NaCl en el agua de mar).

La cepa Vmax de V. natriegens, aislada del medio marino, tiene un tiempo de generación inferior a 10 min y no puede crecer sin NaCl, con una concentración óptima de 2-3 % (p/v)11. Se insertaron casetes que contenían el gen de la polimerasa de ARN T7 bajo el control de un promotor inducible por IPTG o arabinosa (lacUV5 y araBAD, respectivamente) en el cromosoma grande de V. natriegens (ATCC 14048, la cepa original de V. natriegens Vmax). Cuando se introdujeron plásmidos de expresión que contenían el gen GFP bajo el control del promotor T7, se detectó una expresión robusta de GFP12. Sin embargo, ha habido pocos informes sobre el uso de V. natriegens como huésped para la degradación de contaminantes ambientales, especialmente en el medio marino.

En este estudio, se utilizó la cepa Vmax para degradar contaminantes ambientales bajo estrés salino. En primer lugar, se propusieron los mecanismos de tolerancia a la sal de la cepa Vmax mediante análisis transcriptómico, y se identificaron y caracterizaron los promotores relacionados inducidos por la sal. Luego se construyeron tres modelos para degradar clorpirifos (CP), hexabromociclododecanos (HBCD) y tereftalato de polietileno (PET), según los promotores identificados. El uso de reciclaje para las cepas modificadas se controló uniéndolas a materiales de quitina, que son específicos de las especies de Vibrio y abundantes en el entorno marino.

Para encontrar elementos expresados ​​constitutivamente inducidos por la sal (NaCl o Na+), se realizó un análisis transcriptómico comparando el grupo de tratamiento (cepa Vmax cultivada con NaCl al 5 % (p/v)) con el grupo control (cepa Vmax cultivada con NaCl al 1 %). realizado. Se tomaron muestras para el análisis transcriptómico en la fase exponencial, y los niveles de transcripción de genes con cambios en Log2 se agruparon en un mapa de calor (Fig. 1a). En total, se identificaron 1596 genes, de los cuales 728 genes estaban regulados al alza y 868 genes estaban regulados a la baja. Los genes regulados al alza podrían dividirse en 25 categorías mediante análisis GO (Fig. 1b), con la actividad catalítica más regulada. Los genes regulados al alza involucrados en la ruta metabólica de KEGG se dividieron luego en seis ramas, de las cuales los genes relacionados con los transportadores ABC (ko02010) y los sistemas de dos componentes (ko02020) fueron los primeros genes abundantes (Fig. 1c).

a El mapa de calor, basado en el análisis jerárquico que usa log2 (5 %/1 %) para cada gen en dos grupos (5 y 1 %), muestra que se detectaron 1596 genes. Los colores iban del azul al rojo, representando los valores de log2 (5%/1%). b Categorías GO significativamente enriquecidas para los genes con cambios de pliegue en Log2 ≥ 4. c Clasificación de la ruta KEGG del gen diferencial para los genes con cambios de pliegue en Log2 ≥ 4. d Mecanismo halofílico propuesto de la cepa Vmax basado en el análisis del transcriptoma.

Para identificar elementos potenciales asociados con el estrés salino, se seleccionaron genes que estaban regulados al alza en más de 4 veces (Tabla complementaria 3). Tres grupos de genes relacionados con el estrés salino, incluido el grupo de genes de biosíntesis de ectoína ectBACD (regulado al alza en 8,96, 9,47 y 8,52 veces), transportadores ABC de prolina/glicina betaína proWXV (regulado al alza en 9,02, 8,86 y 8,79 veces). ), y los genes de biosíntesis de betaína BCCT (regulados al alza en 6,20, 6,09 veces), así como un grupo relacionado con el ensamblaje de flagelina (regulados al alza en 7,16, 5,59, 5,43, 4,38, 4,24 y 4,07 veces) se encontraban entre los 52 genes regulados al alza13. El antiportador Na+/H+ normalmente funciona transportando iones de sodio para mantener la presión osmótica intracelular, y su gen de edición NhaC se reguló 4,49 veces. Con base en los resultados del análisis transcriptómico, proponemos que el mecanismo de tolerancia a la sal de la cepa Vmax involucra la secreción de solutos compatibles, como ectoína o prolina/glicina betaína, y mejora el transporte de Na+ a través de niveles de transcripción regulados al alza de genes correspondientes a síntesis o canales (Figura 1d).

Los promotores que pueden ser inducidos por el estrés salino son elementos importantes para la supervivencia de los microorganismos en ambientes particulares. Para identificar los elementos promotores potenciales inducidos por la sal, se seleccionaron como candidatos la secuencia frontal de 400 pb de los genes/grupos de genes más regulados al alza. La mayoría de los genes regulados al alza se distribuyeron aleatoriamente por todo el genoma, con los dos grupos de genes regulados al alza, ectBACD y proWXV, en direcciones opuestas. Curiosamente, se identificó un área de intervalo de 717 pares de bases entre los dos grupos y se predijo que contenía tres promotores con dos direcciones (Fig. 2a). La dirección de transcripción del promotor P1 (AAACACTTTATAAAGTCCCTTAACTTCCAGTATGGGGTCCATGTAATCGT) se comparó con el grupo de genes proWXV, y la dirección de transcripción de los promotores P2 (P2-1: TTCAGAAGCTGTTAATAGCGCGGGGGATCGTAAATTAGAAAATA ATATAT; P2-2: TAAGGGACTTTATAAAGTGTTTGGTGAGAACCCAGAGCGT GCTTTCTCAC) fueron los igual que para los clústeres ectBACD.

un Esquema de dos grupos de genes regulados al alza, con tres promotores propuestos. (El color representa la regulación ascendente de los genes de respuesta; las secuencias indican el área propuesta para los promotores y las letras ampliadas representan el sitio de inicio de la transcripción). b Flujograma de identificación y caracterización de los promotores propuestos. c Detección de la intensidad de fluorescencia para mRFP/eGFP en la celda unitaria. P1 (grupo frontal de secuencia de 400 pb proWXV), P2-1 (grupo de genes frontal de secuencia inversa de 400 pb ectBACD) o P2-2 (grupo frontal de secuencia inversa de 400 pb proWXV), y el área de intervalo de longitud completa (P12, y su secuencia inversa era P21). Las barras de error son el error estándar de la media.

La región que contenía los promotores P1, P2-1 y P2-2 se caracterizó adicionalmente por unión a pS8K-mRFP. Se detectó una expresión altamente visible de la proteína fluorescente roja (mRFP), y la activación bidireccional simultánea se midió con un gen de proteína fluorescente verde mejorada (eGFP) (Fig. 2b). Bajo estrés con 3% de Na+, las regiones truncadas, que contienen solo los promotores P1 (grupo frontal de secuencia génica de 400 pb proWXV), P2-1 (grupo frontal de secuencia inversa de 400 pb ectBACD), P2-2 (grupo frontal de secuencia inversa de 400 pb proWXV), o el área de intervalo de longitud completa (P12, y su secuencia inversa era P21), tienen actividad transcripcional (Fig. 2c). Cuando se inició la transcripción del gen mRFP con el promotor P2-2, se detectó la fluorescencia más fuerte.

Para probar y verificar la capacidad de degradación de los promotores identificados, se construyeron y caracterizaron tres modelos de degradación. Los principales genes funcionales relacionados con la degradación de CP se construyeron bajo el control de los promotores P1 y P2-1 (Fig. 3a, b), lo que resultó en Vmax-mpdp12tcpXA. Aquí, alrededor del 50 % de la PC con una concentración inicial de 100 mg/L podría degradarse en 8 h. Además, se construyó el sistema enzimático de catálisis que contiene una citocromo monooxigenasa (CYP168A1), una ferredoxina 4Fe-4S (Fd) y una ferredoxina reductasa (FNR) dependiente de NAD (P) H de P. aeruginosa HS9 (Fig. 3c) , lo que da como resultado la cepa Vmax-cyp168A1p12FdFNR. Los HBCD (1 mg/L) podrían convertirse completamente en productos desbromados, incluidos los pentabromociclododecanoles (PBCDOH) y los tetrabromociclododecadioles (TBCDDOH) en 8 h (Fig. 3d).

a Base de investigación de la degradación de clorpirifos (CP) y el diagrama de plásmido para la degradación de CP inducida por sal. b Verificación de la eficiencia metabólica del plaguicida CP. c Bases de investigación de la degradación del hexabromociclododecano (HBCD) y el diagrama de plásmido para la degradación del HBCD inducida por la sal. d Verificación de la eficiencia metabólica de los HBCD.

Para mejorar la eficiencia de la transcripción, se construyó un tercer modelo con el área del promotor acortada de P1 a P2-2. Dado que PETase o LCC podrían catalizar PET a ácido mono-(2-hidroxietilo) tereftálico (MHET) y ácido bis-(2-hidroxietilo) tereftálico (BHET) como productos principales, entonces MHETase o Tfca pueden catalizar BHET y MHET a etileno. glicol (EG), ácido tereftálico (TPA) y otros componentes en condiciones suaves (Fig. 4a). Aquí, se eligieron cuatro hidrolasas de PET diseñadas con la mayor actividad catalítica para construir cepas degradantes de PET inducidas por sal. La degradación de PET se confirmó mediante la generación de los productos de hidroxilación BHET y MHET. Tanto las células enteras como las células crudas podrían degradar el PET, y las eficiencias de degradación diferían (Fig. 4b, c). Para las células completas, las tasas de degradación de las cuatro construcciones modificadas se clasificaron como Vmax-MHETaseP122PETase (MPP) > Vmax-PETaseP122MHETase (PPM) > Vmax-TfcaP122LCC (TPL) > Vmax-LCCP122Tfca (LPT). Los productos BHET y MHET se detectaron con una acumulación máxima de 10 mg/L y 11 mg/L después de 8 días en las construcciones MPP (Fig. 4b). Para las enzimas crudas de las construcciones de PPM, BHET y MHET se acumularon a 5,0 y 40 mg/l en las primeras 24 h y disminuyeron a 0 a las 48 h, respectivamente (Fig. 4c). Para las enzimas crudas de las construcciones MPP, BHET y MHET acumularon 127 y 14 mg/L en las primeras 24 h y 60 h, respectivamente. Para las enzimas crudas de las construcciones LPT, BHET y MHET acumularon 105 mg/L y 48 mg/L en las primeras 24 h. Para las enzimas crudas de las construcciones TPL, BHET se acumuló a 128 mg/L en 120 h, mientras que MHET se acumuló a 76,5 mg/L a las 24 h y luego disminuyó a 11 mg/L a las 120 h. Las actividades de las enzimas crudas fueron más fuertes que las actividades de las células enteras, debido a la temperatura adecuada para las enzimas. Los cambios en la morfología de la superficie de las muestras de membrana de PET, tratadas con las cepas PPM, MPP, LPT y TPL, se muestran en la Fig. 4d. En comparación con el PET no tratado, se detectaron diversos grados de fragmentación en las muestras tratadas. Para la degradación de la membrana de PET, el cambio más evidente se observó en las muestras de MPP, que coincidieron con la acumulación de productos degradantes.

a Combinación de hidrolasas de PET para la degradación de tereftalato de polietileno (PET) en este trabajo: PETase + MHETase o LCC + Tfca. b Acumulación de productos mono-(2-hidroxietil) ácido tereftálico (MHET) y bis-(2-hidroxietil) ácido tereftálico (BHET) en los sistemas de degradación de células enteras de las cuatro cepas de PET diseñadas. Los mapas del plásmido construido se dibujan en gris. c Acumulación de productos MHET y BHET en los sistemas de enzimas crudas de las cuatro cepas de degradación de PET diseñadas. d Cambios en la morfología de la superficie de muestras de membrana de PET verificados por un microscopio de fuerza atómica (AFM) (NANOCUTE II, Seiko Instruments Inc.).

Para lograr una mejor aplicación de las cepas diseñadas en la biorremediación ambiental, la prevención de fugas de cepas diseñadas es esencial para la seguridad ambiental y ecológica. La proteína de unión a quitina GbpA de Vibrio cholerae se añadió a las cepas Vmax diseñadas (Vmax-cyp168A1p12FdFNR) en el vector pMD18T, lo que resultó en Vmax-GbpA-cyp168A1p12FdFNR (VgHBCD). En esta cepa modificada, se expresó y detectó una proteína de 53 kDa mediante SDS-PAGE, que coincidía con el peso molecular de la proteína GbpA, y la adhesión de VgHBCD a la quitina se multiplicó aproximadamente por 2 (Fig. 5a, b). La biopelícula se pudo observar bajo un microscopio electrónico de barrido (SEM) en la superficie de la quitina (Fig. 5c). Cuando el material de quitina adherido a VgHBCD se lavó con tampón NSS para probar el potencial de recuperación, alrededor del 80 % de la biopelícula bacteriana quedó retenida en la superficie de la quitina. Además, la capacidad de degradación de HBCD de VgHBCD cuando se une a la quitina se detectó después de cada lavado.

a Análisis de la expresión de la proteína de unión a quitina GbpA por SDS-PAGE. M, marcador de proteína; carril 1–3, enzima cruda, sobrenadante, precipitado de la cepa Vmax; carril 4–6, enzima cruda, sobrenadante, precipitado de la cepa Vmax-GbpA. b Medición de la unión de la biomasa a la quitina mediante un kit de ensayo de 3-(4,5)-dimetiltiahiazo (-z-y1)-3,5-difenitetrazolioromida (MTT). Las barras de error son el error estándar de la media. c Morfología de la quitina bioanclada bajo microscopio electrónico de barrido (SEM) S3400II (Hitachi, Japón) con un voltaje de aceleración de 20 kV. d–f Verificación de la tasa de recuperación y el efecto de degradación de las cepas fijadas con quitina para HBCD, CP y mPET, respectivamente.

Las tasas de degradación de HBCD fueron del 50 % en el primer turno y del 100 % en el segundo y tercer turno (Fig. 5d). La unión de la cepa recombinante VgCP a la quitina podría degradar completamente 100 mg/L de clorpirifos las tres veces recicladas (Fig. 5e). La unión de las cepas VgPPM, VgMPP, VgLPT y VgTPL a la quitina podría degradar el mPET, y HPLC detectó los productos acumulados BHET y MHET. En el primer turno, los productos BHET y MHET se acumularon sustancialmente y más débilmente en el segundo y tercer turno (Fig. 5f).

Debido a las actividades industriales, los ambientes con contaminación orgánica experimentan con frecuencia estrés salino e hipersalino. Las altas concentraciones de sal (>1 %, p/v) pueden provocar una pérdida de la actividad microbiana, lo que limita la actividad enzimática. Las estrategias para superar estos problemas incluyen la adaptación de las bacterias a la alta salinidad y el uso de microorganismos con alta tolerancia a la sal. Se ha informado información limitada sobre el mecanismo de respuesta a la sal de V. natriegens, incluida su utilidad como plataforma para degradar contaminantes orgánicos.

Los mecanismos de respuesta a la sal de varios microorganismos halófilos y halotolerantes han sido ampliamente investigados e incluyen el transporte selectivo de iones inorgánicos Na+/K+ en el citoplasma para la acumulación de sustancias orgánicas específicas de bajo peso molecular, como ectoína, prolina, betaína, trehalosa , colina-O-ácido sulfúrico y carnitina. La información sobre la regulación transcripcional de la biosíntesis es abrumadoramente sobre la biosíntesis de ectoína14. La mayoría de las bacterias tolerantes a la sal informadas podrían secretar moléculas pequeñas compatibles para adaptarse al estrés salino, como Methylotuvimicrobium alcaliphilum 20Z (NC_016112.1)15, Bacillus halodurans C-125 (BA000004.3)16, Streptomyces coelicolor A3 (AL645882.2) )17, Halomonas elongata HEK1 (FN869568.2)18 y Chromohalobacterium salexigens DSM 3043 (CP000285.1)19. Los genes de biosíntesis de ectoína (grupo ectABC), ubicados en el genoma de las bacterias anteriores, se transcriben bajo el control de los promotores inducidos por sal adyacentes al codón "ATG" de ectA, como ectAp1, PectA, PectA, PectA1-4 y PectB, y PectA1-4 y PectB. En V. natriegens, el grupo de genes ectABC estaba adyacente a los genes del sistema de transporte de glicina betaína / prolina, con la dirección opuesta, bajo el control de tres promotores (Fig. 1 complementaria). La ubicación de los genes relacionados con el estrés salino en la cepa Vmax presenta una ventaja obviamente específica de la ubicación, en comparación con los otros microorganismos halófilos o halotolerantes informados. Los genes relacionados con la transcripción de Na+/K+ y la biosíntesis de ectoína, prolina y betaína podrían inducirse a expresarse casi al mismo tiempo. Como resultado, la distancia reducida entre los dos grupos de genes para la síntesis de ectoína y el transporte de betaína/prolina en V. natriegens en comparación con otras bacterias halófilas y halotolerantes, así como con los promotores sensibles, mejoró su capacidad para mantener el equilibrio osmótico.

Teniendo en cuenta la necesidad de la biorremediación en ambientes afectados por sal, es significativo mejorar la capacidad de crecimiento y degradación de bacterias especializadas bajo estrés salino. Por lo tanto, es de suma importancia evaluar el potencial de los promotores identificados para la aplicación práctica de la biorremediación en ambientes con contaminación orgánica y estrés salino. Aquí, se construyeron tres modelos de degradación. El clorpirifos (CP) es uno de los pesticidas organofosforados (OP) más utilizados, que causa daño neuroconductual. La tasa de degradación de Vmax-mpdp12tcpXA (50 mg/L en 24 h) fue mucho menor que la de la bacteria degradante natural Stenotrophomonas sp. YC-1, que puede degradar 100 mg/L de PC en 18 h. Es probable que la expresión de genes bajo el control de P1 no fuera suficiente para metabolizar el primer producto, 3,5,6-tricloro-2-piridinol (TCP)20,21. En el segundo modelo, se seleccionaron como sustrato objetivo los hexabromociclododecanos (HBCD), que son los segundos retardantes de llama bromados (BFR) más utilizados y agregados en materiales de construcción, productos electrónicos, textiles y plásticos. En el proceso de degradación de compuestos orgánicos halogenados, la deshalogenación inicial es el paso más crucial. Aquí, la tasa de degradación de los HBCD aumentó unas 10 veces en comparación con la cepa HS9, con una tasa de degradación de 0,64 mg/L durante 14 días. La tasa de degradación de HBCD de Vmax-cyp168A1p12FdFNR fue mucho más rápida que la tasa de degradación de HS922,23. Debido a la eficiencia del suministro de electrones en el modelo de degradación de HBCD inducido por sal, que contiene la enzima de catálisis CYP168A1 y las enzimas proveedoras de electrones ferredoxina (Fd) y ferredoxina reductasa (FNR), la tasa de degradación de HBCD mejoró considerablemente. En el estudio actual, el microorganismo marino V. natriegens se utilizó como huésped para expresar enzimas de catálisis dependientes de un factor ambiental para el crecimiento (Na+). El uso de bacterias editadas genéticamente en el medio ambiente puede sufrir algunos riesgos de bioseguridad. Pueden referirse al acceso no autorizado, la pérdida, el robo, el uso indebido, el desvío o la liberación intencional. Si ocurre un accidente de bioseguridad, representaría una gran amenaza para los humanos y la naturaleza24. Nuestros estudios ayudan a abordar los desafíos (robustez insuficiente de las cepas de laboratorio, expresión dependiente de inductores químicos) en la construcción de bacterias modificadas genéticamente destinadas a su liberación en el medio ambiente.

El problema de la contaminación por microplásticos marinos ha atraído una atención generalizada, clasificándose como uno de los diez principales problemas ambientales emergentes a nivel mundial. Debido a su pequeño tamaño (diámetro < 5 mm), amplia gama de fuentes, grandes cantidades y liberación de aditivos, como metales y contaminantes orgánicos tóxicos, estos microplásticos resultan en una toxicidad biológica significativa. Los desechos plásticos están muy extendidos en alta mar, aguas marinas y sedimentos, y se acumulan continuamente25. Aunque se han investigado muchos tipos de hidrolasas de PET en varios microorganismos, incluidas la cutinasa, la lipasa y la PETasa. Las aplicaciones de esas enzimas para modificar bacterias que degradan el PET en el medio marino son limitadas. Sin embargo, las células inmovilizadas pueden exhibir actividades catalíticas mejoradas, acortar el tiempo de biorremediación, reducir el costo de producción con menores riesgos de bioseguridad26. En nuestro estudio, en el modelo tres, las cepas PPM, MPP, LPT y TPL podrían degradar el PET en 0,5 × NSS, lo que indica que estas cepas recombinantes de V. natriegens podrían usarse en entornos marinos para biorremediar la contaminación por PET.

Este estudio ayuda a abordar muchas preocupaciones sobre las bajas tasas de crecimiento y degradación de los microorganismos naturales utilizados para la biorremediación bajo un alto estrés salino en el medio ambiente marino. Marine V. natriegens debería tener un buen potencial para la biorremediación del medio ambiente marino contaminado.

Clorpirifos (CP, ≥99 % grado analítico), 3,5,6-tricloro-2-piridinol (TCP, ≥99 % grado analítico), tereftalato de polietileno (PET), ácido bis-(2-hidroxietil) tereftálico (BHET) , y mono-(2-hidroxietil) ácido tereftálico (MHET) se adquirieron de Meryer (Shanghai, China). Se compraron 1, 2, 5, 6, 9, 10-hexabromociclododecanos (HBCD, ≥95 % de grado analítico) de Anpel Laboratory Technologies (Shanghai, China). El acetato de etilo, el metanol y todos los demás reactivos y disolventes utilizados en este estudio eran de grado analítico.

La cepa Vmax de V. natriegens se adquirió de Synthetic Genomic Company (Calipatria, CA). Pseudomonas aeruginosa HS9 se obtuvo de la tienda de laboratorio22. El medio mínimo de sales (MSM) utilizado en este trabajo contenía (por litro) 13,3 g Na2HPO4·12H2O, 4 g KH2PO4, 0,2 g MgSO4, 2,0 g NH4Cl, 9,5 g NaCl y 0,5 mL de solución de almacenamiento de oligoelementos. La solución de almacenamiento de oligoelementos constaba (por litro) de 0,05 g CaCl2·2H2O, 0,05 g CuCl2·2H2O, 0,008 g MnSO4·H2O, 0,004 g FeS·7H2O, 0,1 g ZnSO4, 0,1 g Na2MuO4·2H2O y 0,05 g K2WuO4·2H2O y pH 7,0. El medio de solución de sales nocturnas (NSS) contenía (por litro) 8,8 g NaCl, 0,735 g Na2SO4, 0,125 g KCl, 0,02 g KBr, 0,935 g MgCl2·6H2O, 0,205 g CaCl2·2H2O, 0,004 g SrCl2·6H2O y 0,004 g H3BO327.

El análisis transcriptómico se realizó comparando el perfil de transcripción de las células incubadas en medios con una concentración final de NaCl del 1 y el 5% (p/v). La cepa Vmax se cultivó en matraces de 2 L que contenían 1 L de caldo Luria-Bertani NaCl al 5% (LB5). Para el grupo de control, la cepa Vmax se cultivó en caldo de lisogenia (LB). Todas las muestras se cultivaron en agitadores termostáticos a 30 °C a 200 rpm. Las células se recolectaron cuando la DO600 alcanzó 0,6~0,8 para la secuenciación del transcriptoma, se congelaron con nitrógeno líquido y se almacenaron a –80 °C antes de la secuenciación. El ARN total extraído fue detectado por la plataforma DNBSEQ (BIG, Shenzhen, China). Los genes con altos niveles de transcripción bajo una alta concentración de sal (5% de NaCl) (cambio de pliegue de regulación positiva ≥4) se resumieron como los candidatos de investigación. Las lecturas limpias se compararon con la secuencia del genoma mediante el programa Hierarchical Indexing for Spliced ​​Alignment of Transcripts (HISAT)28,29.

Para determinar la actividad de los promotores propuestos (secuencia frontal de 400 pb), se ligó el área del intervalo para clonar el vector pSK8k-mRFP entre los sitios PstI y EcoRI. Las secuencias frontales se amplificaron a partir de ADN genómico Vmax, utilizando los cebadores descritos en la Tabla complementaria 1. Los fragmentos purificados se ligaron a pSK8k-mRFP lineal mediante el uso de un kit de clonación ClonExpress MultiS One Step 2x (Vazyme, Nanjing, China). Las regiones que contenían los promotores P1 y P2 se verificaron adicionalmente uniéndolas a pS8K-mRFP. Los vectores resultantes se transfirieron a la cepa Vmax mediante electrotransformación y las células competentes se prepararon de la siguiente manera: la cepa Vmax se cultivó en LB al 3 %, las células se cultivaron en agitadores termostáticos a 30 °C a 200 rpm y se recolectaron cuando la DO600 alcanzó 0,6 –0,8, las células se lavaron con el tampón de lavado (K2HPO3 7 mM y sacarosa 680 mM) dos veces y se resuspendieron con tampón de lavado8. La intensidad de fluorescencia de GFP y RFP se determinó utilizando un lector de microplacas multimodo 20 M (Tecan & Spark, Suiza) con excitación a 510 nm y lectura de emisión a 485 nm para GFP y con excitación a 607 nm y lectura de emisión a 584 nm para RFP30,31. El crecimiento celular se midió a 600 nm. La actividad unitaria de los promotores se calculó mediante:

Los genes con codones optimizados implicados en la metabolización del clorpirifos (CP) fueron sintetizados por GENEWIZ Company (Suzhou, China). Los números de acceso de los genes degradantes de CP mpd, tcpX, tcpA, dhpI y dhpJ fueron ABD92793.1, AGC65457.1, AGC65458.1, KC294623.1 (2341–3056) y KC294623.1 (3081–3959), respectivamente20,21. En el modelo de degradación de HBCD, se amplificaron el gen cyp168A1, una ferredoxina 4Fe-4S (Fd) y una ferredoxina reductasa (FNR) dependiente de NAD(P)H a partir de P. aeruginosa HS9. Las PET hidrolasas PETase, MHETase, LCC y Tfca se sintetizaron con las secuencias de las referencias 32, 33, 34, 35 como plantillas por GENEWIZ Company. Todos los cebadores utilizados se enumeran en la Tabla complementaria 2. Las vías de degradación de CP/HBCD se colocaron en el vector clon pAMmcs entre los sitios EcoRI y XhoI. El gen inverso mpd/cyp168A1 estaba bajo el control del promotor P2-1, mientras que los otros genes (tcpXA-dhpIJ/FdFNR) estaban controlados por el promotor P1, dando como resultado pAM-mpdp12tcpXA y pAM-cyp168A1p12FdFNR, respectivamente. Las hidrolasas PET, PETase32, MHETase33, LCC34 y Tfca35, se construyeron en el mismo vector pSK8k que el promotor de identificación de actividad, bajo el control de los promotores P1 y P2-2.

Después de la electrotransformación a la cepa Vmax, los clones individuales se verificaron mediante PCR, obteniendo Vmax-mpdp12tcpXA, Vmax-cyp168A1p12FdFNR, Vmax-PETaseP122MHETase (PPM), Vmax-MHETaseP122PETase (MPP), Vmax-LCCP122Tfca (LPT) y Vmax-TfcaP122LCC ( TPL) construcciones. Para determinar su capacidad para degradar PET, CP o HBCD, las cepas diseñadas que crecieron hasta la fase logarítmica en caldo de lisogenia con NaCl al 5 % (LB5) se recolectaron y lavaron tres veces con medio NSS 0,5x, y se resuspendieron con NSS 0,5x. La densidad óptica final se ajustó a una DO600 de 1,0. Se añadió PET de un gramo (que contenía 0,5 g de micro-PET y 0,5 g de membrana de PET), 100 mg/l de CP o 1 mg/l de HBCD a 20 ml del lisado celular como sustrato, por separado, todas las reacciones se se lleva a cabo a 30 °C. Se extrajo un ml de mezcla de reacción del sistema de reacción cada 2 días. Se añadió ácido clorhídrico (1%) a las muestras para terminar la reacción. Todas las muestras se almacenaron a -80 °C hasta su uso y se detectaron tres muestras biológicamente independientes para cada punto36,37. Para las pruebas de actividad enzimática cruda, la suspensión de células resuspendidas se rompió con un homogeneizador de alta presión (APV-2000, Alemania) a 4 °C, y luego los restos celulares se eliminaron por centrifugación a 10 000 rpm durante 40 min. Se añadió PET de un gramo a 20 ml del sobrenadante como sustrato, y la reacción con las construcciones de PPM, MPP, LPT y TPL se llevó a cabo con agitadores termostáticos a 44 °C y 55 °C, respectivamente. Además, se extrajo 1 mL de la mezcla de reacción del sistema de reacción cada 2 h, las muestras se prepararon y detectaron con los mismos métodos que las muestras de degradación de células enteras.

La inmovilización de las cepas Vmax diseñadas en quitina se llevó a cabo para evitar fugas biológicas y permitir el reciclaje continuo del microrrecurso en degradación38,39. El gen (número de acceso CP047296.1, 755825–757282) que codifica la proteína de unión a quitina GbpA se amplificó a partir de Vibrio cholerae40,41, con el cebador GbpAF: 5'-ATGAAAAAACAACCT-3', GbpAR: 5'-TTAACGTTTATCCCACG-3'. El producto amplificado se ligó en pMD18T-Blunt Vector (TransGen Biotech, China) y luego se transformó en E. coli Top1042. Los transformantes se secuenciaron usando los cebadores universales M13F-GbpAF o M13R-GbpAR después de la extracción del plásmido. El vector resultante, pMD18T-GbpA, se transfirió a la cepa Vmax-mpdp12tcpXA, Vmax-cyp168A1p12FdFNR, Vmax-PETaseP122MHETase (PPM), Vmax-MHETaseP122PETase (MPP), Vmax-LCCP122Tfca (LPT) y Vmax-TfcaP122LCC (TPL), respectivamente. , formando Vmax-GbpA-mpdp12tcpXA (VgCP), Vmax-GbpA-cyp168A1p12FdFNR (VgHBCD), Vmax-GbpA-PETaseP122MHETase (VgPPM), Vmax-GbpA-MHETaseP122PETase (VgMPP), Vmax-GbpA-LCCP122Tfca (VgLPT) y Vmax - Construcciones GbpA-TfcaP122LCC (VgTPL).

Las cepas manipuladas Vg se cultivaron hasta la fase logarítmica en LB5, se recogieron y se lavaron tres veces con el medio NSS. Luego, se resuspendieron 2 ml de sedimento celular con 350 ml de NSS, complementado con 100 mg/l de CP, 10 mg/l de HBCD y 0,1 g de micro-PET (mPET). La suspensión resultante se añadió a 0,3 g de quitina esterilizada (CAS: 1398-61-4) (Sigma-Aldrich, Estados Unidos) en una botella de vidrio de 5 ml, con 1 ml de tampón 0,5 × NSS al sistema de reacción. La reacción de unión se incubó de forma estacionaria a 30 °C durante 3 días. Para probar la eficiencia de las bacterias recicladas, la cepa degradante de HBCD engendrada se tomó como módulo para calcular las tasas restantes de HBCD tres veces, mediante la detección de las concentraciones de HBCD restantes. La bacteria de unión a quitina sólida se lavó tres veces con el medio NSS para reciclar (centrifugación a 3000 rpm durante 2 min). Debido a la función de la proteína de unión a quitina GbpA, se mejoró la eficacia de la unión a quitina de las cepas modificadas genéticamente Vg. La unión de la biomasa a la quitina se midió mediante un kit de ensayo de bromuro de (3-(4,5)-dimetiltiazol-2-il)-2,5-difeniltetrazolio (MTT). La cepa se incubó y se añadió con 100 μL de MTT (5 g/L) y se mantuvo en la oscuridad durante 4~5 h, luego se añadieron 100 μL de DMSO y se leyeron a 570 nm. Se calculó el porcentaje de mortalidad43. Las concentraciones de los sustratos agregados se detectaron con el mismo método que en la Sección 2.5.

Las muestras para la degradación de CP y HBCD se prepararon añadiendo primero NaCl a las muestras almacenadas en exceso. Luego se añadió acetato de etilo en una proporción de volumen de 1:1 para extraer el sustrato. Luego, la mezcla se agitó durante 30 s con un oscilador de vórtice (YETO, vortex-2, China) seguido de centrifugación a 12 000 rpm durante 5 min. La fase orgánica se utilizó para la detección. Las muestras para la degradación de PET se prepararon añadiendo sulfóxido de dimetilo (DMSO) al 20 %, seguido de la extracción como se usó para las muestras de CP y HBCD. La concentración y los metabolitos intermedios de CP se detectaron mediante cromatografía de gases-espectrometría de masas (GC-MS) (Agilent & GC-7890B; MS-5977B). La fase orgánica se incubó con un volumen igual de BSTFA a 70 °C durante 30 min antes de la inyección44.

Los HBCD se cuantificaron mediante cromatografía líquida de ultra rendimiento y espectrometría de masas de tiempo de vuelo de cuadrupolo (UPLC-TOF/MS) equipada con una columna analítica Eclipse XDB C18 (5 μm, 4,6 × 150 μm, Keystone Scientific, Agilent). Se aplicó una fase móvil de agua y metanol a un caudal de 0,25 ml/min para los compuestos objetivo. El gradiente proporcional de la fase móvil se inició en metanol al 95 % y se incrementó linealmente hasta el 100 % durante 25 min, luego disminuyó inmediatamente hasta el 95 % y se mantuvo durante 10 min. Para el análisis de espectrometría de masas, la fuente de ionización se ejecutó en modo negativo y la detección de MS se ajustó de m/z 0 a 1.700. Todos los compuestos objetivo se extrajeron en función de sus iones de aducción de hidrógeno [M + H]− en m/z y la caracterización del isótopo de bromo.

El ácido bis-(2-hidroxietil) tereftálico (BHET) y el ácido mono-(2-hidroxietil) tereftálico (MHET) se cuantificaron mediante cromatografía líquida de ultrarresistencia (HPLC) equipada con una columna analítica Eclipse XDB C18 (5 μm, 4,6 × 150 μm, Keystone Scientific, Agilent). Se aplicó una fase móvil de agua con ácido fórmico al 0,1 % y metanol a un caudal de 0,8 ml/min para los compuestos objetivo. El gradiente proporcional de la fase móvil se inició con metanol al 5 % y se incrementó linealmente al 44 % durante 12 min, luego se incrementó linealmente al 70 % durante 3 min y se mantuvo durante 3 min más antes de volver inmediatamente al metanol al 5 %.

La morfología de la quitina bioanclada se observó y analizó mediante un microscopio electrónico de barrido (SEM) S3400II (Hitachi, Japón) con un voltaje de aceleración de 20 kV. Después de recubrir con oro, todas las muestras se pegaron en la placa de muestra SEM y se observaron por separado. Los cambios en la apariencia de las superficies de las membranas de PET se midieron utilizando un microscopio de fuerza atómica (AFM) (NANOCUTE II, Seiko Instruments Inc.), con un tamaño promedio de 10 nm. Las muestras de PET se lavaron con agua destilada tres veces y luego se lavaron dos veces con etanol.

Todos los ensayos se realizaron por duplicado y se repitieron en al menos tres experimentos independientes. Las curvas de concentración-degradación se generaron con el software GraphPad Prism 8.0.

Más información sobre el diseño de la investigación está disponible en el Resumen de informes de investigación de Nature vinculado a este artículo.

Todos los datos que respaldan los hallazgos de este estudio están disponibles en el artículo y su archivo de información complementaria (Figura complementaria 1 y Tablas complementarias 1–3). La información adicional, los datos relevantes y los materiales biológicos únicos estarán disponibles del autor correspondiente a pedido razonable.

Oliveira, J. et al. Contaminación plástica ambiental marina: mitigación por degradación de microorganismos y valorización del reciclaje. Frente. Ciencia de marzo. 7, 567126 (2020).

Artículo Google Académico

Conlon, K. Desechos marinos y salud humana: ¿Una vía de exposición de contaminantes orgánicos persistentes? Reinar. Toxicol. química 41, 263–265 (2021).

Artículo Google Académico

Jiang, J. Ocurrencia de microplásticos y su contaminación en el medio ambiente: una revisión. Sostener. Pinchar. consumo 13, 16–23 (2017).

Artículo Google Académico

Padervand, M. et al. Eliminación de microplásticos del medio ambiente. Una revisión. Reinar. química Letón. 18, 807–828 (2020).

Artículo CAS Google Académico

Sowmya, H., Ramalingappa, M. & Thippeswamy, B. Biodegradación de polietileno por Bacillus cereus. Adv. polim. ciencia Tecnología En t. J. 4, 28–32 (2014).

Google Académico

Das, P. et al. Genes tolerantes al estrés salino en bacterias halófilas y halotolerantes: adaptación al estrés salino y osmoprotección. En t. J. Curr. Microbiol. aplicación ciencia 4, 642–658 (2015).

CAS Google Académico

La, A. et al. Caracterización funcional de un soluto compatible principal en eubacterias halófilas de aguas profundas de la isla volcánica activa Barren, islas Andaman y Nicobar, India. Infectar. Gineta. Evol. 73, 261–265 (2019).

Artículo Google Académico

Ofer, N. et al. Biosíntesis de ectoína en Mycobacterium smegmati. aplicación Reinar. Microbiol. 78, 7483–7486 (2012).

Artículo CAS Google Académico

Turan, S., Cornish, K. & Kumar, S. Tolerancia a la salinidad en las plantas: reproducción e ingeniería genética. AJCS 6, 1337–1348 (2012).

Google Académico

Wani, SH, Singh, NB, Haribhushan, A. & Mir, JI Ingeniería de solutos compatibles en plantas para la tolerancia al estrés abiótico: papel de la glicina betaína. actual Genómica 14, 157–165 (2013).

Artículo CAS Google Académico

Aiyar, SE, Gaal, T. & Gourse, RL Actividad del promotor de ARNr en la bacteria de rápido crecimiento Vibrio natriegens. J. Bacteriol. 184, 1349–1358 (2002).

Artículo CAS Google Académico

Weinstock, MT y col. Vibrio natriegens como huésped de rápido crecimiento para la biología molecular. Nat. Métodos 13, 849–851 (2016).

Artículo CAS Google Académico

Mustakhimov, II et al. Aspectos regulatorios de la biosíntesis de ectoína en bacterias halófilas. Microbiol. 79, 583–592 (2010).

Artículo CAS Google Académico

Wang, WW, Tang, HZ & Xu, P. Genes relacionados con la tolerancia a la sal en bacterias halófilas y arqueas. Acta Microbiol. Pecado. 42, 550–558 (2015).

CAS Google Académico

Reshetnikov, AS, Khmelenina, VN & Trotsenko, YA Caracterización de los genes de biosíntesis de ectoína del metanótrofo obligado haloalkalotolerante "Methylomicrobium alcaliphilum 20Z". Arco. Microbiol. 184, 286–297 (2006).

Artículo CAS Google Académico

Kuhlmann, AU & Bremer, E. Síntesis regulada osmóticamente de la ectoína soluto compatible en Bacillus pasteurii y Bacillus spp relacionados. aplicación Reinar. Microbiol. 68, 772 (2002).

Artículo CAS Google Académico

Bursy, J. et al. La síntesis inducida osmóticamente del soluto compatible hidroxiectoína está mediada por una ectoína hidroxilasa conservada evolutivamente. J. Biol. química 282, 31147–31155 (2007).

Artículo CAS Google Académico

Roessler, M. & Muller, V. Chloride, una nueva molécula de señal ambiental involucrada en la regulación génica en una bacteria moderadamente halófila, halobacillus halophilus. J. Bacteriol. 184, 6207–6215 (2002).

Artículo CAS Google Académico

Vargas, C. et al. Ectoínas como solutos compatibles y fuentes de carbono y energía para la bacteria halófila Chromohalobacter salexigens. Aplicación J. Microbiol. 100, 98–107 (2010).

Artículo Google Académico

Chao, Y. et al. Clonación del gen mpd de una bacteria degradadora de clorpirifos y uso de esta cepa en la biorremediación de suelos contaminados. FEMS Microbiol. Letón. 265, 118–225 (2006).

Artículo Google Académico

Li, J. et al. Nuevos grupos de genes y vías metabólicas involucradas en la degradación de 3,5,6-tricloro-2-piridinol por Ralstonia sp. cepa T6. aplicación Reinar. Microbiol. 79, 7445–7453 (2013).

Artículo CAS Google Académico

Huang, L. et al. La biodegradación de HBCDs utilizando una cepa de Pseudomonas y su aplicación en la fitorremediación de suelos. J. Peligro. Mate. 380, 120833 (2019).

Artículo CAS Google Académico

Huang, L. et al. Los hexabromociclododecanos son deshalogenados por CYP168A1 de la cepa HS9 de Pseudomonas aeruginosa. aplicación Reinar. Microbiol. 87, 1–11 (2021).

Artículo Google Académico

Zeng, X. et al. Regulación y gestión de la bioseguridad para biología sintética. Sin. sis. Biotecnología. 7, 784–790 (2022).

Artículo Google Académico

Wang, J. et al. Los comportamientos de los microplásticos en el medio marino. Mar. Medio Ambiente. Res. 113, 7–17 (2016).

Artículo CAS Google Académico

Liang, M. et al. Bioconversión de d-galactosa a d-tagatosa: reacción de lecho empacado continuo con una isomerasa de l-arabinosa termoestable inmovilizada y purificación eficiente por degradación microbiana selectiva. aplicación Microbiol. Biotecnología. 93, 1469–1474 (2012).

Artículo CAS Google Académico

Chávez-Dozal, A. et al. Respuesta de depredación de biopelículas de Vibrio fischeri a protistas bacterivorus. aplicación Reinar. Microbiol. 79, 553–558 (2013).

Artículo CAS Google Académico

Ni, J. et al. La remodelación de la cadena fotosintética promueve la conversión directa de CO2 en compuestos aromáticos valiosos. Angew. química En t. ed. 57, 15990–15994 (2018).

Artículo CAS Google Académico

Liu, HY et al. Mejora de la producción de 1,3-propanodiol impulsada por la luz mediante el uso de la compartimentación natural de células diferenciadas. Sintetizador ACS. Biol. 7, 2436–2446 (2018).

Artículo CAS Google Académico

Andrea, R. et al. La proteína multidominio Np95 conecta la metilación del ADN y la modificación de histonas. Ácidos Nucleicos Res. 38, 1796–1804 (2010).

Artículo Google Académico

Shin, J. et al. Desarrollo de Escherichia coli fluorescente para un sensor de células enteras de 2-fucosilactosa. ciencia Rep. 10, 10514 (2020).

Artículo CAS Google Académico

Cui, Y. et al. Rediseño computacional de una PETasa para biodegradación de plásticos en condiciones ambientales mediante la estrategia GRAPE. Catálogo ACS. 11, 1340–1350 (2021).

Artículo CAS Google Académico

Palma, GJ et al. Estructura de la MHETasa de Ideonella sakaiensis que degrada el plástico unida a un sustrato. Nat. común 10, 1717 (2019).

Artículo Google Académico

Tournier, V. et al. Una despolimerasa de PET diseñada para descomponer y reciclar botellas de plástico. Naturaleza 580, 216–219 (2020).

Artículo CAS Google Académico

Barth, M. et al. Un sistema enzimático dual compuesto por una hidrolasa de poliéster y una carboxilesterasa mejora la degradación biocatalítica de las películas de tereftalato de polietileno. Biotecnología. J. 11, 1082–1087 (2016).

Artículo CAS Google Académico

Lu, X. et al. Mecanismo molecular de degradación de N, N-Dimetilformamida en una Methylobacterium sp. cepa DM1. aplicación Reinar. Microbiol. 85, e275–319 (2019).

Artículo Google Académico

Liu, Y. et al. Biodegradación de fenol por Acinetobacter radioresistens APH1 y su aplicación en biorremediación de suelos. aplicación Reinar. Microbiol. 104, 427–437 (2020).

CAS Google Académico

Zhong, C. et al. Fuertes adhesivos subacuáticos fabricados mediante nanofibras multiproteicas autoensamblables. Nat. Nanotecnología. 9, 858–866 (2014).

Artículo CAS Google Académico

Zhong, C. et al. Tinta de nanofibras de quitina para aerografía, moldeado de réplicas e impresión por microcontacto de macro, micro y nanoestructuras autoensambladas. Adv. Mate. 23, 4776–4781 (2011).

Artículo CAS Google Académico

Massimiliano, Z. et al. Persistencia de Vibrio cholerae en ambientes acuáticos y colonización de células intestinales, participación de un mecanismo común de adhesión. FEMS Microbiol. Letón. 244, 267–273 (2010).

Google Académico

Stauder, M. et al. Papel de la proteína GbpA, un importante factor de colonización relacionado con la virulencia, para la supervivencia de Vibrio cholerae en el medio acuático. Reinar. Microbiol. Rep. 4, 439–445 (2012).

Artículo CAS Google Académico

Yao, X. et al. Funciones múltiples de dos bombas de eflujo en una degradación de hidrocarburos aromáticos policíclicos, Pseudomonas putida cepa B6-2 (DSM 28064). aplicación Reinar. Microbiol. 83, e1882-1917 (2017).

Artículo Google Académico

Shu, K. et al. Efecto terapéutico de la dafnetina en la artritis autoinmune a través de la desmetilación de genes proapoptóticos en células sinoviales. J. traducción Medicina. 12, 287 (2014).

Artículo Google Académico

Dai, L. et al. Dirección de la devolución de enzimas para la biosíntesis de alcanoles y 1, n-alcanodioles a partir de compuestos polihidroxilados naturales. metab. Ing. 44, 70–80 (2017).

Artículo CAS Google Académico

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Este trabajo fue apoyado por una subvención (2021YFA0909500) del Programa Nacional Clave de I+D de China, por la subvención (32030004) de la Fundación Nacional de Ciencias Naturales de China, por la subvención (20XD1421900) del Programa de Líderes Académicos Excelentes de Shanghai, y por la subvención ( 17SG09) del Programa Shuguang de la Fundación para el Desarrollo de la Educación de Shanghái y la Comisión Municipal de Educación de Shanghái.

Laboratorio Estatal Clave de Metabolismo Microbiano y Escuela de Ciencias de la Vida y Biotecnología, Universidad Jiao Tong de Shanghái, Shanghái, República Popular China

Ling Huang, Jun Ni, Ping Xu y Hongzhi Tang

Laboratorio clave de CAS de biología de ingeniería cuantitativa, Laboratorio clave provincial de genómica sintética de Guangdong y Laboratorio clave de genómica sintética de Shenzhen, Instituto de biología sintética de Shenzhen, Institutos de tecnología avanzada de Shenzhen, Academia de Ciencias de China, Shenzhen, PR China

Chao Zhong y Junbiao Dai

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LH y HT concibieron y diseñaron experimentos. LH realizó experimentos. HT y PX recibieron proyectos y aportaron reactivos y materiales. LH y HT escribieron el artículo. LH, JN, HT, CZ, JD y PX discutieron y revisaron el manuscrito. Todos los autores comentaron el manuscrito antes de su envío. Todos los autores leyeron y aprobaron el manuscrito final.

Correspondencia a Jun Ni o Hongzhi Tang.

Los autores declaran no tener conflictos de intereses.

Communications Biology agradece a Hendrik Ballerstedt y a los otros revisores anónimos por su contribución a la revisión por pares de este trabajo. Editor principal de manejo: Gene Chong. Los informes de los revisores están disponibles.

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Reimpresiones y permisos

Huang, L., Ni, J., Zhong, C. et al. Establecimiento de una plataforma de biorremediación inducida por sal a partir de Vibrio natriegens marinos. Commun Biol 5, 1352 (2022). https://doi.org/10.1038/s42003-022-04319-3

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Recibido: 20 junio 2022

Aceptado: 29 de noviembre de 2022

Publicado: 09 diciembre 2022

DOI: https://doi.org/10.1038/s42003-022-04319-3

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