Rôles potentiels des acyl homosérine lactones (AHL) dans la survie des bactéries nitrifiantes dans certaines circonstances défavorables

Rapports scientifiques volume 13, Numéro d'article : 705 (2023) Citer cet article

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Les rôles potentiels du quorum sensing (QS) dans l'activité et l'écologie des bactéries nitrifiantes, en particulier dans des circonstances défavorables, ont rarement été rapportés. Ici, huit réacteurs discontinus de séquençage de nitrification à l'échelle du laboratoire, avec ou sans ajout d'acyl homosérine lactones (AHL) ont été exploités dans des circonstances défavorables, respectivement. Les résultats ont indiqué que l'introduction d'AHL a considérablement amélioré l'efficacité d'élimination de l'azote en présence d'inhibiteurs de nitrification (dicyandiamide, DCD), a accéléré le groupe à basse température (10 ° C) en phase stable et a amélioré l'efficacité d'utilisation des AHL dans ces deux groupes. L'analyse communautaire et la qPCR ont en outre confirmé que les AHL augmentaient considérablement l'abondance de bactéries nitrifiantes dans le groupe à basse température et le groupe DCD, en particulier AOB. Pour des conditions normales (28 °C, pH = 8) ou un niveau de pH faible (5,5), cependant, les AHL n'ont eu aucun effet significatif. L'analyse canonique des correspondances a montré que les bactéries nitrifiantes répondaient positivement aux AHL, indiquant que l'ajout d'AHL était une stratégie efficace pour réguler le processus de nitrification. Cependant, dans des conditions acides, l'effet de ce mécanisme de régulation n'était pas significatif, indiquant que l'influence du pH sur le système était supérieure à celle des AHL. Cette étude a démontré que les AHL exogènes pourraient améliorer la compétitivité des bactéries nitrifiantes pour utiliser plus de ressources et occuper de l'espace dans certaines conditions environnementales défavorables.

Les bactéries nitrifiantes sont des types de bactéries aérobies autotrophes relativement faibles, avec un cycle de génération plus long et des exigences plus élevées sur l'environnement de survie. Certains facteurs défavorables peuvent influencer l'activité des bactéries nitrifiantes, comme la basse température (< 15 °C), le pH, le temps de rétention hydraulique court (HRT), l'ammoniac libre (FA) et l'acide nitreux libre (FNA)1,2. De plus, il peut y avoir des traces d'inhibiteurs de nitrification (NI) dans l'influent de la station d'épuration, tels que le dicyandiamide (DCD, un inhibiteur d'oxydation de l'ammoniac courant qui est fréquemment signalé dans les véritables stations d'épuration municipales)3, qui peuvent inhiber de manière significative l'activité des bactéries nitrifiantes. Certains changements de facteurs environnementaux ont également un impact significatif sur le processus de nitrification, et il faudra beaucoup de temps pour que le système réalise à nouveau un fonctionnement stable. En conséquence, il est d'une grande importance pratique d'explorer la récupération rapide des effets néfastes sur le système de nitrification.

La détection de quorum (QS) régule la relation écologique de la flore et du comportement physiologique en libérant et en détectant la concentration de la molécule signal pour induire l'expression de gènes apparentés dans les bactéries, et atteindre les fonctions physiologiques et les mécanismes de régulation que les bactéries seules ne peuvent pas réaliser, comme la formation de biofilm et la production de métabolites secondaires, etc.4,5,6. Les bactéries dépendent des activités physiologiques ci-dessus pour survivre sous des contraintes environnementales7. Les N-acyl homosérine lactones (AHL), l'une des substances de signalisation QS, ont été bien caractérisées chez les bactéries Gram-négatives8,9. À l'heure actuelle, de nombreuses bactéries nitrifiantes dans les cultures pures et mixtes ont un effet QS, et leur corrélation avec le QS a été confirmée par la technologie de séquençage de gènes10,11. Des cultures pures de nombreuses solutions de surnageant de bactéries oxydant l'ammoniac (AOB) pourraient produire des AHL, telles que Nitrosomonas europaea et Nitrosospira multiformis11,12. Des AHL ont également été détectés dans des bioréacteurs à membrane (MBR), des biofilms nitrifiants et des biofilms nitrifiants autotrophes13,14,15. Bien que certains AOB ne produisent pas d'AHL (avec le gène du récepteur de l'AHL, sans le gène de la synthase de l'AHL), ils peuvent utiliser l'AHL12 exogène. Nitrosospira multiformis, un autre organisme modèle AOB, s'est récemment révélé avoir une synthase et un régulateur de signalisation QS de type LuxI/R, qui peuvent produire des molécules de signalisation C4-HSL et 3-o-C14-HSL16. Yu et al. ont constaté que l'amélioration de l'extinction du quorum pour inhiber le QS dans le MBR réduirait l'effet de nitrification, prouvant indirectement l'importance du QS pour la nitrification17. Ces études ont montré une forte relation entre les bactéries nitrifiantes et QS. Ainsi, il est raisonnable de soupçonner que le QS, qui est très important pour la survie des bactéries sous des contraintes environnementales, peut améliorer l'activité des bactéries nitrifiantes et l'élimination de l'azote dans des conditions stressantes.

Pour évaluer les rôles régulateurs potentiels des AHL sur le comportement des bactéries et les caractéristiques des bactéries nitrifiantes dans certaines conditions défavorables, y compris les basses températures, le faible pH et la présence de DCD, huit tests par lots avec ou sans ajout d'AHL ont été effectués. Les types de molécules signal AHL ajoutés étaient respectivement C6-HSL et C8-HSL, qui étaient dominants dans le système selon les résultats de détection. La capacité d'élimination de l'azote et l'activité QS dosées avec les AHL ont été examinées, et le nombre de bactéries AOB et oxydant les nitrites (NOB) ainsi que la communauté et la diversité bactériennes ont été analysés, ainsi le mécanisme possible des signaux exogènes sur les micro-organismes nitrifiants a été proposé. Le but de cette étude est d'étudier l'effet des AHL sur l'élimination de l'azote, et enfin de proposer une stratégie pour améliorer l'activité des bactéries nitrifiantes dans certaines conditions stressantes.

Les molécules de signalisation utilisées dans cette étude (N-hexanoyl-l-homosérine lactone (C6-HSL) et N-octanoyl-l-homosérine lactone (C8-HSL)) ont été achetées auprès de Sigma-Aldrich (Chine). Les AHL ont été dissous dans du méthanol avec une concentration finale de 1 g/L en tant que solutions mères, et de l'acide formique a été ajouté à une concentration de 0,1 % (v/v). Le DCD a été acheté chez Sigma-Aldrich.

Un réacteur discontinu de séquençage entièrement automatique (SBR) avec un volume effectif de 6 L a été utilisé pour la préparation de l'inoculum de bactéries nitrifiantes. La durée du cycle du réacteur était de 8 h comprenant les phases suivantes : 30 min d'alimentation, 4 h d'aération, 2 h d'anoxie, 1 h de décantation et 30 min de décantation. Les boues d'ensemencement ont été obtenues à partir des boues de retour du décanteur de la station d'épuration de Wuhan. Les détails de la solution de charge synthétique sont présentés dans le tableau supplémentaire S1. Les concentrations de NH4+–N étaient initialement de 25 mg/L, ont augmenté à 50 mg/L après deux semaines de culture et sont restées pendant deux semaines, puis ont augmenté jusqu'à la concentration finale de 100 mg/L. Le niveau de pH a été maintenu à 8,0 par Na2CO3. La concentration en oxygène dissous (OD) a été modifiée autour de 2,0 à 4,0 mg/L (aération) à l'aide d'un débitmètre d'air. La température était de l'ordre de 28 °C avec un réchauffeur thermostatique (GDH-4006, SCIENTZ). Les bactéries nitrifiantes ont été récoltées lorsqu'environ 65 % de l'ammonium ont été oxydés, puis ont détecté l'AHL dans le surnageant.

Huit SBR automatiques de 1000 mL remplissant avec 300 mL de solution de stock d'alimentation synthétique et 300 mL d'inoculum de bactéries nitrifiantes, divisés en quatre groupes en moyenne, groupe normal (N-BR et N-ER), groupe acide (A-BR et A-ER), groupe DCD (D-BR et D-ER) et groupe basse température (L-BR et L-ER). Le flacon rempli de mélanges d'AHL 1 μM (mélange iso-volume C6-HSL et C8-HSL) était le réacteur expérimental (ER) et le flacon sans AHL était le réacteur à blanc (BR). Les réacteurs fonctionnent de la même manière que dans "Préparation de l'inoculum". Les détails de quatre groupes sont présentés dans le tableau supplémentaire S2. La concentration de NH4+–N dans l'influent est de 100 mg/L. Les types ajoutés d'AHL ont été confirmés selon les types dominants dans les réacteurs, et la concentration ajoutée d'AHL a été déterminée selon la littérature pertinente10,17. Le mélange d'AHL a été ajouté au flacon une fois par jour pendant la phase d'alimentation. Tous les flacons ont été opérés comme mentionné en 2.2 pendant 20 jours.

L'azote ammoniacal (NH4+–N), l'azote nitrite (NO2–N) et l'azote nitrique (NO3–N) ont été mesurés selon des méthodes standard sur deux jours (APHA, 2005), et l'efficacité d'élimination de chaque indice a été calculée selon l'Eq. (1). Les solides en suspension dans la liqueur mixte (MLSS) ont été définis comme un séchage à 105 ° C pendant 12 h une fois tous les deux jours. L'OD et le pH ont été mesurés par un analyseur multiparamètres de la qualité de l'eau (HQ30D, HACH, USA). Les concentrations d'ammoniac libre (FA) et d'acide nitreux libre (FNA) ont été calculées selon l'Eq. (2) et (3). Le logiciel SPSS (version 19.0) a été appliqué pour effectuer le test T afin de tester les différences entre divers échantillons, et il a été considéré que les différences étaient statistiquement significatives lorsque p <0,05.

L'AHL dans l'inoculum de bactéries nitrifiantes a été extrait des surnageants et concentré par extraction en phase solide (SPE) à l'aide de colonnes C18 (Agilent, Amérique) selon Li et al.18. La concentration en AHL a été analysée par chromatographie liquide à ultra-performance (UPLC) équipée d'une source d'ionisation par électrospray (ESI). Les méthodes détaillées pour les AHL standard étaient conformes à notre étude précédente19.

Pour évaluer la dégradation de l'AHL dans le système, 500 ml de boues activées ont été retirées de N-BR et A-BR et inactivées dans les béchers, séparément. Ensuite, 1 µM de C6-HSL et C8-HSL ont été ajoutés dans les béchers. Le mélange a été incubé dans un agitateur à 28 °C, 120 tr/min pendant 24 h. Retirer périodiquement le mélange des béchers pour mesurer la concentration d'AHL.

L'extraction de l'ADN a été réalisée avec un kit DNeasy PowerSoil Pro (QIAGEN, Allemagne). Les concentrations en acides nucléiques ont été déterminées par spectrophotomètre (NanoDrop). Le séquençage de l'ADNr 16S a été réalisé sur le système Illumina HiSeq 2500 de Sangon Biotech (Shanghai, Chine). Les séquences d'amorce étaient 338F (5'-ACTCCTACGGGAGGCAGCAG-3') et 806R (5'-GGACTACHVGGGTWTCTAAT-3') avec une concentration finale de 5 μmol/L.

L'extraction totale d'ADN a été effectuée comme mentionné dans "Analyse de séquençage à haut débit pour la composition de la communauté". Les amorces utilisées pour amplifier le gène ARNr 16s, le gène amoA et le gène nxr sont présentées dans le tableau supplémentaire S3. L'établissement de la procédure d'amplification et la formulation du système de réaction ont été effectués conformément aux instructions de PerfectStart Green qPCR SuperMix (TransGen Biotech, Chine). Le volume final de chaque réaction PCR était de 20 μL, qui contenait comme suit : SYBR Green PCR master mix (Applied Biosystems, USA) 12,5 μL, l'ADN matrice (l'ADN extrait a été dilué 100 fois) 3 μL, chacune des amorces directe et inverse 1 μL, ainsi que ddH2O 2,5 μL. Ensuite, l'amplification PCR a été réalisée par un système de détection de séquence (ABI Prism 7500). La qPCR a utilisé une méthode en deux étapes : 30 s de dénaturation à 94 °C, 40 cycles de 5 s à 94 °C pendant et 60 °C pendant 30 s. L'analyse de la courbe de fusion a été effectuée à la fin de toutes les analyses de qPCR pour déterminer la spécificité des produits amplifiés.

La concentration initiale de NH4+–N était d'environ 99,08 ± 0,52 mg/L. La tendance d'élimination de l'ammoniac au fil du temps était assez similaire dans tous les tests sauf N-BR et N-ER, dans lesquels les efficacités d'élimination étaient légèrement plus rapides que les autres groupes au cours des 2 premiers jours (Fig. 1a). Cela a été suivi par une augmentation frappante de l'efficacité d'élimination de l'ammoniac dans tous les tests. L'efficacité d'élimination de NH4 + –N dans N-ER et L-ER était d'environ 99 % à la fin de l'expérience, ce qui n'était pas significativement augmenté par rapport à N-BR et L-BR (p = 0, 055), sauf que le moment d'entrer dans la phase stable était plus tôt que celui de BR, indiquant que la dépendance d'AOB sur QS n'était pas forte dans un tel environnement. En cultivant dans un environnement défavorable pendant 20 jours, l'efficacité d'élimination de NH4+–N dans le groupe DCD et le groupe acide était significativement inférieure à celle du groupe normal. L'efficacité d'élimination de NH4+–N entre les réacteurs d'acide n'a pas montré de différences significatives (p = 0,649), qui étaient d'environ 47 % pour BR et 48 % pour ER à la fin de l'expérience, respectivement. La plus faible efficacité de conversion de l'ammoniac peut être attribuée à l'effet du FNA. La concentration de FNA dans le groupe acide était comprise entre 0, 15 et 0, 64, supérieure au seuil d'inhibition de 0, 02 mg / L24, tandis que la FNA dans les autres groupes était inférieure au seuil d'inhibition (Fig. 2a). Cependant, pour le test dans le groupe DCD, un changement d'élimination de NH4+–N a été présenté dans les réacteurs avec addition d'AHL exogènes (p < 0,05), avec une efficacité d'élimination finale de NH4+–N de 59 % (BR) et 72 % (ER), respectivement.

Les performances de la boue activée pendant la période de fonctionnement de quatre groupes. Groupe normal N, groupe acide A, groupe D DCD, groupe basse température L, réacteur blanc BR, réacteur expérimental ER. Les barres d'erreur sont définies comme l'erreur standard de la moyenne (n = 3, répétitions biologiques).

Niveaux FA et FNA de quatre groupes de boues activées pendant l'exploitation. Groupe normal N, groupe acide A, groupe D DCD, groupe basse température L, réacteur blanc BR, réacteur expérimental ER. Les barres d'erreur sont définies comme l'erreur standard de la moyenne (n = 3, répétitions biologiques).

L'effet de l'ajout d'AHL sur NO2 – N et NO3 – N a également été examiné dans tous les tests par lots (Fig. 1b, c). De toute évidence, la formation de NO2–N et NO3–N s'est produite avec une diminution de NH4+–N. En raison de la concentration plus faible de FA (< 6 mg/L) et de la concentration de FNA (< 0,02 mg/L) dans le groupe normal (Fig. 2a, b), le niveau de NO2-N a diminué accompagné d'une forte augmentation du niveau de NO3-N. À la fin de l'expérience, la concentration de NO3–N était d'environ 86 mg/L. Ces résultats étaient cohérents avec l'efficacité d'élimination du NH4+–N. Certains chercheurs ont prouvé que NOB était moins tolérant à FA et FNA24. Il serait inhibé lorsque le niveau de FA était supérieur à 6 mg/L ou que la concentration de FNA était supérieure à 0,02 mg/L. Par conséquent, le NOB dans le groupe normal n'était pas inhibé par FA et FNA, et presque tous les nitrites étaient convertis en nitrate. Les changements de concentration de NO2–N et de NO3–N dans les réacteurs du groupe acide deux étaient similaires et se sont stabilisés à 27–29 mg/L et 5–7 mg/L environ, indiquant que l'activité de NOB était inhibée. Le NO2–N et le NO3–N ont montré des différences significatives dans D-BR et D-ER. Les concentrations des effluents NO2–N et NO3–N étaient de 39,3 ± 2,21 et 6,51 ± 1,95 mg/L dans D-BR, et de 17,52 ± 2,31 et 40,49 ± 1,79 mg/L dans D-ER. Ces résultats indiquent que l'ajout d'AHL atténue efficacement l'inhibition du DCD sur NOB et favorise la transformation de NO2–N. Dans le groupe à basse température, l'accumulation de NO2–N s'est produite dans les deux réacteurs au début de l'expérience, puis s'est progressivement transformée en NO3–N, tandis que L-ER soulageait l'accumulation de NO2–N plus tôt que L-BR. Au cours de ce processus, les concentrations de FNA et de FA atteignent le niveau inférieur au seuil d'inhibition de NOB, conduisant à la concentration inférieure de NO2–N dans L-ER. De plus, la différence significative des niveaux de NO2–N et NO3–N entre le groupe DCD et le groupe à basse température pourrait être attribuée aux activités AOB comme mentionné ci-dessus.

Cinq types d'AHL ont été détectés dans les eaux usées initiales, à savoir C4-HSL, C6-HSL, C7-HSL, C8-HSL et 3-oxo-C12-HSL. Parmi eux, C6-HSL et C8-HSL étaient dominants dans le système, et il a été confirmé qu'ils étaient largement présents dans le système de bactéries nitrifiantes et d'autres installations de traitement de l'eau, donc cette expérience a principalement étudié ces deux AHL12,20. Les concentrations de C6-HSL et C8-HSL étaient stables pendant le test, comprises entre 13,34 et 34,85 nM dans toutes les conditions de lot. Afin de déterminer l'utilisation de l'AHL par les bactéries dans différentes conditions, la dégradation de l'AHL en 24 h a d'abord été détectée comme témoin à blanc. Comme le montrent les figures 3a, b, l'efficacité de dégradation de C6-HSL était significativement inférieure à celle de C8-HSL dans les mêmes conditions, et le niveau d'AHL dans des conditions acides était significativement plus élevé. À la fin de l'expérience, C6-HSL dégradé 53 % (pH 8,0) et 38 % (pH 5,5), et C8-HSL était de 56 % (pH 8,0) et 46 % (pH 5,5). La boue activée ayant été inactivée, la dégradation des molécules signal peut être due à l'adsorption de la boue activée. Ceci est cohérent avec les recherches de Tan et al.21. De plus, la différence d'efficacité de dégradation entre pH 8,0 et pH 5,5 pourrait s'expliquer par la dégradation plus facile de l'AHL dans des conditions alcalines22.

Détection de la dégradation et de l'utilisation d'AHL dans un échantillon de surnageant de boue dans quatre groupes de réacteurs par UPLC-MS/MS. ( a ) La dégradation de l'AHL en 24 h lorsque pH = 8, 0; (b) la dégradation de l'AHL en 24 h lorsque pH = 5,5 ; (c) l'utilisation de C6-HSL dans quatre réacteurs d'addition AHL ; d : l'utilisation de C8-HSL dans quatre réacteurs d'addition AHL. N groupe normal, A groupe acide, D groupe DCD, L groupe basse température, réacteur expérimental ER. Les barres d'erreur sont définies comme l'erreur standard de la moyenne (n = 3, répétitions biologiques).

Après que deux types d'AHL aient été ajoutés à différents systèmes pendant 20 jours, l'efficacité de la dégradation de l'AHL dans le système a changé (Fig. 3c, d). La concentration d'origine a été ignorée car la concentration ajoutée était beaucoup plus élevée que celle générée par le système (13,34 à 34,85 nM). Dans N-ER, l'efficacité de dégradation de C6-HSL et C8-HSL est passée à 60% et 62%, avec une augmentation de 11,7% et 9,7%. L'efficacité accrue de la dégradation suggère qu'une partie de l'AHL ajoutée est utilisée par les bactéries. Dans l'environnement acide (pH 5,5), l'efficacité de dégradation de C8-HSL a légèrement augmenté de 46 à 50 %, tandis que l'efficacité de dégradation de C6-HSL est restée à environ 38 %. Comme on peut le voir d'après les résultats expérimentaux, la croissance bactérienne a été inhibée dans des conditions acides, ce qui a entraîné une faible efficacité d'utilisation de l'AHL, indiquant que l'activité QS de ce système était faible. Des changements notables dans le groupe DCD et le groupe à basse température ont également été détectés. L'efficacité de la dégradation de deux AHL a nettement augmenté, avec respectivement 62 % de C6-HSL et 69 % de C8-HSL dans D-ER, et 65 % de C6-HSL et 74 % de C8-HSL dans L-ER, indiquant que davantage d'AHL ont été utilisées par les bactéries. Les résultats ci-dessus suggèrent que l'AHL pourrait être corrélée avec les activités des bactéries nitrifiantes, ce qui est cohérent avec le résultat du processus d'élimination de l'azote.

Considérant que l'ajout d'AHLs altérait significativement l'efficacité d'élimination de l'azote du réacteur discontinu, il était nécessaire d'analyser l'effet des AHLs exogènes sur l'activité des bactéries nitrifiantes. Comme le montre la figure 4, l'abondance d'AOB et de Nitrospira était systématiquement dominante dans tous les groupes. Le pourcentage d'AOB et de Nitrospira dans les bactéries totales a montré une légère tendance à la baisse dans le groupe normal après l'ajout des AHL, AOB de 16,98 % (BR) à 12,03 % (ER), Nitrospira de 11,73 % (BR) à 10,44 % (ER), respectivement, indiquant que les AHL n'augmentent pas l'abondance des bactéries nitrifiantes. De même, l'ajout d'AHL n'a évidemment pas inversé la baisse des nombres d'AOB et de Nitrospira à pH 5,5, puisque l'abondance d'AOB et de NOB était de 4,46 % et 1,94 % dans BR, et de 5,09 % et 2,04 % dans ER, respectivement. Cependant, après l'ajout de 1 μM d'AHL, la biomasse AOB et NOB dans le groupe DCD et à basse température a augmenté de manière significative, en particulier l'AOB avec une proportion passée de 9,4 % (D-BR) et 27,14 % (L-BR) à 11,22 % (D-ER) et 33,31 % (L-ER), respectivement. Dans le même temps, il n'y a pas eu d'augmentation significative de la biomasse bactérienne totale dans le groupe DCD et à basse température (données non présentées). Cette nette augmentation de l'AOB a été considérée comme un effet important des AHL sur le système. Il convient de noter que l'abondance des bactéries nitrifiantes à basse température était généralement supérieure à celle du groupe normal, en particulier AOB, ce qui reflétait davantage les différentes stratégies de régulation des AHL à température ambiante et à basse température. Compte tenu des performances du réacteur, il a été déduit que les AHL avaient tendance à augmenter l'abondance des bactéries nitrifiantes en réponse aux pressions environnementales à basse température.

Le rapport d'abondance d'AOB et de NOB aux bactéries totales dans quatre groupes. Groupe normal N, groupe acide A, groupe D DCD, groupe basse température L, réacteur blanc BR, réacteur expérimental ER.

D'après le tableau 1, la couverture élevée des échantillons de Good (plus de 98 %) indique que le résultat représente les composants microbiens des échantillons de boues. Des valeurs Chao1 et ACE plus élevées ont été observées dans le réacteur expérimental de quatre groupes, ce qui signifie une plus grande richesse. Shannon et Simpson des échantillons modifiés au cours de la culture de bactéries nitrifiantes dans différents environnements. La diversité des espèces a diminué de manière significative dans le groupe acide, mais a augmenté de manière significative dans les groupes à basse température et DCD. Notamment, l'indice de diversité dans le réacteur d'addition AHL était plus élevé que celui du réacteur témoin parmi les 3 groupes (sauf le groupe acide).

La comparaison des profils de séquençage à haut débit de 8 réacteurs a montré des différences significatives dans les compositions bactériennes (Fig. 5a). Un total de 36 genres de bactéries dans tous les échantillons avec des classificateurs RDP ont été identifiés à partir de notre séquence filtrée. Nitrosomonas, Dokdonella, groupe principal Ns9, Terrimonas, Tetrasphaera et Thermomonas étaient les bactéries dominantes représentant environ 5 à 13 % (abondance relative) de la communauté bactérienne. Après 20 jours de culture avec des AHL, l'abondance relative de Nitrosomonas et de Nitrospira a augmenté de plus de 20 %, dans laquelle Nitrospira a obtenu l'abondance relative la plus élevée de 53,9 %, 53,8 %, 43,8 % et 28,3 %, respectivement. Nitrosomonas se trouve couramment dans les usines de traitement des eaux usées à faible taux d'ammonium. Une abondance relative plus élevée pour ce genre était généralement atteinte lorsque NH4+–N était plus faible. Nitrospira est la principale bactérie oxydante des nitrites présente dans les stations d'épuration et les réacteurs de laboratoire. Les changements d'abondance de ces deux bactéries étaient cohérents avec les changements d'efficacité de dégradation de l'azote décrits dans "Impact des AHL sur la nitrification dans des circonstances défavorables". Il convient de noter que l'abondance de ces deux bactéries était significativement plus élevée à basse température qu'à température normale, ce qui est cohérent avec les résultats de "l'impact de l'ajout d'AHL sur l'abondance relative des bactéries nitrifiantes". L'abondance du groupe Ns9 maine a diminué de manière significative dans tous les groupes expérimentaux, ce qui suggère que ce genre peut être inhibé par les AHL. La variation significative de ces genres pourrait être le résultat de l'alimentation des AHL, indiquant que les AHL exogènes pourraient être un facteur critique dans la modification de la communauté bactérienne.

Compositions bactériennes et analyse canonique des correspondances entre les facteurs environnementaux et la communauté parmi 8 réacteurs. (a) distributions de la communauté bactérienne dans les boues dans différents réacteurs ; (b) analyse canonique des correspondances entre les facteurs environnementaux et la communauté bactérienne. Groupe normal N, groupe acide A, groupe D DCD, groupe basse température L, réacteur blanc BR, réacteur expérimental ER.

La variation de la communauté bactérienne, influencée par la qualité de l'eau et les facteurs environnementaux, tels que le pH, la température et les inhibiteurs de nitrification, a été expliquée par l'analyse canonique des correspondances (CCA). Le diagramme biplot a mis en évidence les relations entre les facteurs environnementaux et la composition des bactéries avec un poids d'espèce> 5% au cours de quatre processus de culture sur la figure 5b. La concentration de DCD et de NO2–N a eu le plus grand effet sur la distribution de la communauté bactérienne, tandis que la concentration de NH4+–N a eu le moins d'effet, ce qui a également expliqué l'efficacité de dégradation élevée de NH4+–N dans les quatre conditions de fonctionnement, tandis que le NO2–N s'est accumulé dans certains groupes. La plupart des bactéries dominantes dans le système (Dokdonella, groupe Ns9 maine, Terrimonas, Tetrasphaera et Thermomonas) étaient significativement négativement corrélées avec le pH, entraînant un mauvais traitement du système lorsqu'il fonctionnait à un pH bas. Il convient de noter qu'il existe une corrélation positive significative entre les bactéries nitrifiantes et l'AHL, ce qui indique que l'ajout d'AHL peut favoriser de manière significative le processus de nitrification. Ainsi, les résultats ont confirmé que la communauté des bactéries nitrifiantes était à la fois graduellement et fortement affectée pendant la période d'ajout d'AHL.

Dans les installations de traitement biologique des eaux usées, les QS régulent la densité des bactéries et organisent leur comportement collectif, ce qui a également des effets importants sur les boues activées, la communauté microbienne et les performances du réacteur. De nombreuses études ont confirmé que de nombreuses fonctions physiologiques des bactéries nitrifiantes dans le WWT sont liées au QS à base d'AHL10,11,12,13,14,15. La détection de molécules signal a encore confirmé cette conclusion. Plusieurs types d'AHL générés par AOB avaient été mis en évidence dans le surnageant dans des études antérieures23. Cependant, les rapports disponibles sur les actions du QS médié par les AHL chez les bactéries nitrifiantes sont très limités, en particulier les bactéries nitrifiantes dans des conditions de croissance défavorables. La question de savoir si le QS peut favoriser la récupération de l'activité des bactéries nitrifiantes nécessite une étude plus approfondie. Ainsi, nous avons tenté d'estimer l'impact potentiel des AHL sur la régulation du comportement des bactéries et les caractéristiques des bactéries nitrifiantes dans des conditions défavorables. Nos données ont démontré une promotion significative des AHL sur les bactéries nitrifiantes dans des conditions inadaptées. Les rôles positifs des AHL médiés par QS en présence de DCD et à basse température ont été trouvés, sous lesquels la proportion d'AOB et de NOB dans toutes les bactéries augmente de manière significative, améliorant ainsi l'efficacité du système dans des conditions défavorables. Cependant, l'effet n'était pas significatif dans des conditions de culture normales et dans des conditions acides.

Les facteurs environnementaux auraient un impact profond sur l'efficacité des AHL, affectant ainsi le niveau de QS basé sur les AHL dans l'environnement environnant. Lorsque le pH n'est pas propice à la croissance de l'AOB et du NOB, l'effet du pH sur l'AOB était plus fort que celui des AHL sur l'AOB, de sorte que l'effet de promotion de l'AHL exogène n'est pas significatif. L'efficacité d'élimination de NH4+–N et l'efficacité de formation de NO2–N et NO3–N entre les systèmes à faible pH sont presque maintenues à un niveau inférieur. Pendant ce temps, la culture des boues à pH 5,5 a démontré que l'ajout d'AHL n'inverse évidemment pas à la fois le nombre total de bactéries et le déclin du nombre d'AOB&NOB. La différence d'efficacité de conversion du NH4+–N et du NO2–N entre le système à faible pH et les autres systèmes peut être attribuée à l'effet du FNA. Des études antérieures ont indiqué que la biosynthèse de l'AOB était inhibée lorsque le niveau de FNA atteignait 0,1 mg/L, et que le NOB était plus sensible au FNA qui devenait inhibé lorsque le niveau de FNA atteignait 0,02 mg/L24. Combiné avec les résultats expérimentaux de 3.1 et 3.2, on peut voir que la forte concentration de FNA dans des conditions acides inhibe la croissance des bactéries. La concentration de FNA était comprise entre 0,13 et 0,64 dans le système acide, supérieure au seuil d'inhibition mentionné ci-dessus, alors que les FNA dans les autres groupes étaient inférieures à 0,02 mg/L. Lorsque le milieu environnant convenait à la croissance des bactéries, l'activité des bactéries et la concentration des molécules signal sécrétées par les bactéries se situaient toutes deux dans la plage appropriée. Par conséquent, la promotion de l'AHL exogène sur les bactéries n'était pas significative et il n'y avait pas de différence significative entre N-BR et N-ER (p < 0,05). Lorsque le système était à basse température ou en présence d'inhibiteurs, l'activité des bactéries nitrifiantes était inhibée et l'efficacité d'utilisation de l'AHL réduite en conséquence. Après l'ajout d'AHL, l'activité des bactéries nitrifiantes a augmenté et l'utilisation des molécules signal environnantes était plus suffisante, de sorte que la proportion d'AOB et de NOB dans la population bactérienne totale a augmenté, indiquant que l'AOB et le NOB dominent progressivement dans la compétition avec les bactéries symbiotiques. C'est ce que montrent également Li et al. que l'élimination de l'ammoniac avait un effet similaire au dosage avec les AHL10. Le système QS des micro-organismes joue généralement un rôle important dans l'utilisation rationnelle des ressources et de l'espace25,26. Le système QS pourrait réguler la croissance des bactéries nitrifiantes, puis occuper plus d'espace et de ressources, faisant d'AOB et de NOB la souche dominante dans certaines conditions environnementales défavorables.

À l'heure actuelle, on ne sait pas comment les AHL agissent sur les bactéries nitrifiantes dans certaines conditions environnementales défavorables. Une hypothèse est que les AHL peuvent réguler les communautés bactériennes, et ainsi affecter les relations symbiotiques et conduire à des changements dans les bactéries nitrifiantes dans les boues nitrifiantes. Il a été constaté dans cette étude que les fonctions et la structure de la communauté bactérienne nitrifiante étaient très sensibles aux AHL. Lorsque le système était à basse température ou en présence de DCD, l'expression génique produite par l'ajout exogène d'AHL avait été documentée au niveau individuel ou communautaire des bactéries. Cependant, il convient de noter que tous les membres d'une communauté n'ont pas été touchés de la même manière par les AHL. Dans l'étude sur l'addition des AHL, les 36 membres de la communauté les plus abondants ont réagi différemment aux AHL. Ce phénomène avait également été observé dans d'autres recherches21. De plus, des études antérieures ont montré que les producteurs d'AHL étaient plus sensibles à l'ajout d'AHL. Dans cette étude, l'abondance de 7 bactéries a augmenté après l'ajout exogène d'AHL, dont Nitrosomonas, Nitrospira, Ferruginibacter, Thauera, Hyphomicrobium, Mycoplasma et Bacillus, alors que la plupart de ces bactéries n'ont pas signalé la production de molécules de signalisation. L'influence de la structure, de la fonction et de la composition de la communauté doit être pleinement étudiée dans des études ultérieures. Plusieurs types d'AHL produits par AOB avaient été mis en évidence dans le surnageant dans des études antérieures23. La formation de biofilm de Nitrosomonas europaea est étroitement liée au QS, et l'ajout d'AHL exogène peut l'aider à retrouver rapidement son activité dans un état de famine. Cependant, aucun homologue de l'AHL synthase n'a été détecté dans cette bactérie, ce qui suggère que Nitrosomonas europaea peut utiliser l'AHL et synthétiser l'AHL d'une autre manière12,27. Ces recherches indiquent que la présence d'AHL a le potentiel d'améliorer les activités d'activation d'AHL d'AOB dans des conditions stressantes, ce qui a été confirmé à nouveau dans nos tests par lots sur l'efficacité d'utilisation des AHL par les bactéries. Bien que le mécanisme à l'origine de ce phénomène doive être étudié plus en détail, ces résultats offrent la possibilité que les bactéries nitrifiantes augmentent l'utilisation de l'AHL pour surmonter les conditions de vie défavorables. Mais la méthode d'addition AHL peut ne pas fonctionner pour toutes les conditions. Dans un bon état de croissance, les bactéries nitrifiantes n'étaient pas fortement dépendantes du QS car l'efficacité d'élimination de NH4+–N dans le système d'addition d'AHL n'était pas significativement augmentée. Les molécules signal ne dépendent pas de la concentration et l'ajout approprié de molécules signal peut contribuer à promouvoir la stabilité de la communauté et l'élimination des polluants19. Combiné avec les résultats ci-dessus, la stratégie d'ajout d'AHL doit être considérée avec d'autres facteurs environnementaux, en particulier la valeur du pH.

Cette étude a révélé le rôle potentiel des AHL dans la survie des communautés de bactéries nitrifiantes dans certaines conditions défavorables (basse température, faible pH et présence de DCD). Le groupe DCD et le groupe à basse température traités avec des AHL avaient de meilleures performances, et l'abondance des bactéries nitrifiantes et l'activité QS étaient significativement plus élevées que celles du groupe témoin. L'analyse de la communauté et la qPCR ont indiqué que le QS pourrait potentiellement jouer un rôle fonctionnel dans la restructuration de la communauté en renforçant les espèces de bactéries nitrifiantes. Cependant, l'ajout d'AHL dans des conditions normales (28 ° C, pH = 8) ou dans des conditions acides (pH 5, 5) n'a eu aucun changement significatif dans le système, ce qui peut être dû à la forte activité bactérienne dans des conditions normales et à un espace limité pour une amélioration supplémentaire, et l'influence des conditions acides sur les bactéries nitrifiantes était supérieure à celle des AHL. Par conséquent, la stratégie de régulation des AHL sur la nitrification sous des facteurs défavorables doit être considérée en combinaison avec la valeur du pH du système.

Les ensembles de données générés et/ou analysés au cours de l'étude actuelle ne sont pas accessibles au public car ils font également partie d'une étude en cours, mais sont disponibles auprès de l'auteur correspondant sur demande raisonnable.

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La plus profonde gratitude va d'abord et avant tout au professeur Mike Manefield pour son soutien et ses suggestions sur l'essai préliminaire de cette étude. Ce travail a été soutenu par la National Natural Science Foundation of China (Grant number 51808200) et le Fund for Key Laboratory Construction of Hubei Province (Hubei Key Laboratory Opening Fund for Regional Development and Environmental Response, Grant number 2019(A)001).

Planification et conception de Wuhan Co., LTD, Wuhan, 430010, Chine

Xiangguo Zeng

Faculté des ressources et des sciences de l'environnement, Université du Hubei, Wuhan, 430062, Chine

Huizhi Hu

Hubei Key Laboratory of Regional Development and Environmental Response, Wuhan, 430062, Chine

Huizhi Hu

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XZ : Conceptualisation, logiciel, investigation, curation des données, rédaction—ébauche originale. HH : Enquête, conservation des données, rédaction—révision et édition, supervision, acquisition de financement.

Correspondance à Huizhi Hu.

Les auteurs ne déclarent aucun intérêt concurrent.

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Réimpressions et autorisations

Zeng, X., Hu, H. Rôles potentiels des lactones d'acyl homosérine (AHL) dans la survie des bactéries nitrifiantes dans certaines circonstances défavorables. Sci Rep 13, 705 (2023). https://doi.org/10.1038/s41598-022-23123-x

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Reçu : 27 mai 2022

Accepté : 25 octobre 2022

Publié: 06 février 2023

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

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