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Qual é a diferença entre esses vermes: Caenorhabditis elegans e Eisenia fetida?

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Eu amo a compostagem de minhocas (eu uso minhocas wiggler vermelhas), mas me pergunto o quão semelhantes ou diferentes as Caenorhabditis elegans e Eisenia fetida estão?


Caenorhabditis elegans é um nematóide. Eisenia fetida é um anelídeo. Ambos são lofotrochozoários (mais especificamente, trochozoários).

Tempo de Divergência

De acordo com Michael Lynch, existem cerca de 41 substituições de aminoácidos por local entre Annelida e Nematoda. De acordo com os dados de Lynch, estimei que essa diferença seja aproximadamente igual a 100 milhões de anos.

Portanto, assumindo que a taxa de evolução molecular foi constante, seus ancestrais comuns viveram cerca de 100 milhões de anos atrás.

Diferença na anatomia

Os nematóides têm pseudoceloma, enquanto os anelídeos têm eucoelomo. Portanto, os nematóides não possuem um sistema sanguíneo vascular. No entanto, anelídeos têm um. Os nematóides também carecem de uma camada de músculo circular, que os anelídeos possuem. Esta camada de músculo permite que os anelídeos se movam, encurtando e alongando seus corpos.

C. elegans em particular, não tem um gênero feminino. Existem apenas vermes machos e vermes hermafroditas. Somente o macho pode fertilizar outros vermes.

E. fetida é hermafrodita e dois deles podem fertilizar um ao outro.


Insights sobre a biologia do zinco e do cádmio no nematóide Caenorhabditis elegans ☆

Descreva o papel de quatro transportadores de zinco da família CDF que medeiam o tráfico de zinco e a homeostase em Caenorhabditis elegans.

Rever os mecanismos de regulação da transcrição em resposta a altos níveis de zinco e cádmio em C. elegans.

Descreva dois casos em que a biologia do zinco influencia a determinação do destino celular durante C. elegans desenvolvimento.

Resuma a análise genética de sensibilidade e resistência à toxicidade de zinco e cádmio.

Revisão dos métodos para visualizar e quantificar o zinco em C. elegans.


Fundo

A história das munições insensíveis (IMs) pode ser rastreada até junho de 1978, quando o Departamento de Defesa (DoD) e o Departamento de Energia (DOE) dos EUA concordaram em realizar um esforço conjunto para estudar a utilidade de altos explosivos e propelentes insensíveis em alguns Sistemas de armas convencionais do DoD [1, 2]. Ao contrário do material bélico convencional, os MIs não são propensos a detonar devido a choque, calor ou fogo e, portanto, aumentam a segurança dos trabalhadores ocupacionais e soldados durante a fabricação, transporte, armazenamento e uso para testes, treinamento e operações militares [2]. Em 2010, o Exército dos EUA aprovou IMX-101 (um acrônimo para Insensitive Munitions Explosive 101) como a primeira formulação IM, que passou em todos os seis critérios, ou seja, impacto de fragmento, impacto de jato de carga moldado, cozimento lento, cozimento rápido , vários projéteis em altos explosivos e detonação simpática [3].

Para caracterizar completamente os riscos potenciais à saúde humana e ao meio ambiente associados à exposição ao IMX-101, muitos estudos toxicológicos e ecotoxicológicos foram realizados com o IMX-101 e seus três constituintes: 2,4-dinitroanisol (DNAN, substituindo 2,4,6- trinitrotolueno ou TNT), 3-Nitro-1,2,4-Triazol-5-One (NTO, substituindo 1,3,5-trinitro-1,3,5-triazaciclohexano, também conhecido como Fórmula X ou RDX do Departamento de Pesquisa), e nitroguanidina (NQ) (ver Fig. 1 para suas estruturas químicas). Os resultados dos testes de toxicidade in vivo (incluindo exposições agudas, subagudas e subcrônicas) e in vitro sugerem que DNAN [4] tem toxicidade moderada enquanto NQ [5] e NTO [6] têm nenhuma ou baixa toxicidade para uma ampla variedade de fatores fisiológicos, histopatológicos , pontos finais de reprodução, desenvolvimento, genotoxicidade e mutagenicidade em roedores mamíferos, como ratos, camundongos e coelhos. Em um estudo de toxicidade subaguda de 14 dias, DNAN causou anemia e lesão hepatocelular em ratos fêmeas e hiperalbuminemia em ratos machos [7]. Em outro estudo subcrônico de 90 dias, a sonda oral de DNAN levou à mortalidade na dose mais alta (80 mg / kg / dia) e outros efeitos subletais, incluindo funções neuromusculares alteradas (neurotoxicidade), anemia, aumento esplênico, hemossiderose e hematopoiese extramedular ( todos indicando sangue como órgão-alvo), bem como toxicidade testicular manifestada como diminuição da massa dos testículos e epidídimos, degeneração dos túbulos seminíferos e aspermia epididimal em homens [7]. Uma única administração de 120 e 150 mg de DNAN / kg causou mortalidade em codornas japonesas machos com 2 semanas de idade (1/5 e 5/9 codornas dosadas, respectivamente) e catarata em todas as codornas sobreviventes [8]. Outro estudo sugere que DNAN pode induzir toxicidade reprodutiva materna, toxicidade embrionária e teratogenicidade do feto em ratas grávidas com doses de 5, 15 e 45 mg / kg / d por 2 semanas durante a gestação [9]. O principal efeito de preocupação para NTO é a toxicidade testicular observada em ratos e camundongos em ambos os testes de toxicidade reprodutiva subcrônica e estendido de uma geração [10,11,12,13]. NTO não exibe desregulação endócrina estrogênica ou antiandrogênica [14] ou efeitos neurocomportamentais [10] em ratos em doses de até 1000 mg / kg / d. Reddy et al. [15] revelou que o NTO não era genotóxico usando uma bateria de testes de genotoxicidade in vitro e in vivo. A baixa toxicidade do NTO pode ser atribuída à sua baixa propriedade de aceitação de elétrons, conforme demonstrado por sua reação com flavoenzimas de transferência de elétrons simples e dois elétrons [16].

As estruturas 2D de três constituintes IMX-101

A avaliação ecotoxicológica dos três constituintes IM foi realizada principalmente em organismos aquáticos. DNAN inibiu severamente metanógenos, bactérias nitrificantes e Aliivibrio fischeri com concentrações inibitórias de 50% (IC50) variando de 41-57 μM, mas foi notavelmente menos inibidor para heterótrofos aeróbios (IC50 & gt 390 μM) [17]. Dodard et al. [18] observaram a seguinte ecotoxicidade para DNAN: concentrações de efeito de 50% (CE50) de 4,0 mg / L por 72-h Pseudokirchneriella subcapitata (alga verde) crescimento, 7 mg / kg por 19-d Lolium perenne (azevém) crescimento, 60,3 mg / L por 30 min A. fischeri bioluminescência bacteriana e 31 mg / kg por 48-h Eisenia andrei (minhoca) evasão do solo e uma concentração letal de 14-d 50% (LC50) de 47 mg / kg para E. andrei. Danos de DNA induzidos por DNAN em Daphnia carinata com um LC de 48 h50 de 15 mg / L derivado de um ensaio cometa [19]. Kennedy et al. [20] relataram toxicidade aguda e crônica de DNAN para Promelas de pimephales (vairão gordo) e dois cladóceros (Ceriodaphnia dubia e Daphnia pulex): LC aguda50 variando de 14,2 mg / L a 42 mg / L, LC crônica50 10 mg / L a & gt 24,2 mg / L, e IC reprodutivo50 2,7 mg / L a 10,6 mg / L, com D. pulex sendo a espécie mais sensível. Usando Rana pipiens (sapo leopardo) girinos como o organismo de teste, Stanley et al. [21] observou um LC de 96 h50 de 24,3 mg / L para DNAN e um LOEC de mortalidade de 28 dias (menor concentração de efeito observável) de 2,4 mg / L e 5,0 mg / L para DNAN e NTO, respectivamente. No entanto, nem o estágio de desenvolvimento nem o crescimento do girino foram significativamente afetados em qualquer uma das exposições de 28 dias [21]. NQ tem baixa toxicidade aguda para peixes, incluindo truta arco-íris (Ongorhynchus myisi), peixinhos gordo, peixe-gato do canal (Ictalurus punctatus), e bluegills (Lepomis macrochirus), invertebrados, incluindo pulgas d'água (Daphnia magna), anfípodes (Hyallela azteca e Gammarus menos), larvas de midge (Paratanytarsus dissimilis), e vermes aquáticos (Lumbriculus variegatus), e algas (Selenastrum capricornutum) até o nível limite de solubilidade em água [22]. Os dados de toxicidade crônica de NQ mostram o nível de efeito adverso não observável (NOAEL) 260 mg / L e o nível mais baixo de efeito adverso observável (LOAEL) 440 mg / L em C. dubia [23], o LOEC 2030 mg / L e nenhuma concentração de efeito observável (NOEC) 1050 mg / L (com base na redução do estágio inicial de vida no comprimento total) em peixinhos de cabeça gigante [23], e não tóxico para a truta arco-íris até a saturação [ 22, 23].

Outros dados de investigações em andamento em nosso laboratório sugerem que DNAN, NTO e NQ elicitaram toxicidade independente para organismos de teste, incluindo larvas de minnow com cabeça gorda [24], o anfípode de água doce Hyallela azteca (Lotufo et al. Dados não publicados) e a minhoca Eisenia fetida (Gong et al. Dados não publicados). De acordo com os resultados publicados, nossos dados também indicaram que o DNAN e o NTO são responsáveis ​​pela maioria da toxicidade exercida pelo IMX-101, sendo o DNAN mais tóxico do que o NTO. No entanto, os resultados do modo de ação para os três constituintes IM estão apenas começando a emergir, por exemplo, em espécies de peixes [24, 25], mas uma lacuna de conhecimento significativa permanece. A fim de preencher essa lacuna de conhecimento, lançamos o presente estudo de toxicogenômica para investigar os mecanismos toxicológicos dos constituintes IM, onde hipotetizamos que os três produtos químicos agiriam de forma independente em diferentes alvos moleculares e afetariam diferentes vias biológicas em Caenorhabditis elegans. C. elegans foi escolhido como o organismo de teste porque o teste de toxicidade neste organismo pode estabelecer uma ponte entre os pontos finais genéticos, bioquímicos, de desenvolvimento e fisiológicos [26]. Além disso, C. elegans é um organismo de vida livre com um corpo pequeno (1 mm de comprimento) e transparente, um programa de desenvolvimento totalmente descrito e um ciclo de vida curto [27]. De importância para estudos genômicos, tem um genoma completamente sequenciado (ca. 100 Mb) e bem anotado (20.362 proteínas codificadoras e 24.719 genes não codificantes) ([28] também consulte http://useast.ensembl.org/Caenorhabditis_elegans / Info / Anotação). Há evidências crescentes de que os resultados dos testes de toxicidade obtidos usando C. elegans são preditivos de resultados em eucariotos superiores, incluindo humanos, provavelmente devido à conservação genética e semelhança fisiológica [29]. Por exemplo, 90% dos genes não-patológicos associados ao lisossoma humano e 70% dos genes do distúrbio de armazenamento lisossomal humano têm C. elegans homólogos [30], permitindo a rápida triagem de toxinas lisossomais usando C. elegans ensaios in vivo [31]. Além disso, boa correlação foi relatada para sais de metal entre C. elegans classificação de letalidade e LD oral em mamíferos50 classificação [32, 33]. Todos esses recursos tornam C. elegans um excelente modelo de toxicogenômica para identificação de alvos moleculares, bem como avaliação rápida de risco de produtos químicos não caracterizados [26, 29], incluindo compostos IM.


Resumo

O cádmio é um poluente ambiental tóxico amplamente distribuído. Usando espectroscopia de RMN de prótons e UPLC-MS, obtivemos perfis metabólicos do organismo modelo Caenorhabditis elegans exposto a concentrações subletais de cádmio. Nem na presença nem na ausência de cádmio o status de metalotioneína (simples ou duplo mtl nocautes) modulam marcadamente o perfil metabólico. No entanto, independente da cepa, a exposição ao cádmio resultou em uma diminuição nas concentrações de cistationina e um aumento nos peptídeos sintetizados de forma não fibrossômica fitoquelatina-2 e fitoquelatina-3. Isso sugere que uma resposta primária aos baixos níveis de cádmio é a regulação diferencial do C. elegans via de trans-sulfuração, que canaliza o fluxo da metionina através da cisteína para a síntese de fitoquelatina. Esses resultados foram apoiados pela descoberta de que os mutantes da fitoquelatina sintase (pcs-1) eram pelo menos uma ordem de magnitude mais sensíveis ao cádmio do que mutantes de metalotioneína simples ou duplos. No entanto, uma sensibilidade aditiva ao cádmio foi observada no mtl-1 mtl-2 pcs-1 mutante triplo.


Resultados

Ensaios de adesão ao grupo

A Tabela 1 mostra os resultados para os ensaios de dupla escolha usando a configuração em Y. As distâncias (comprimento do ramo) não influenciaram a escolha da minhoca (teste do qui-quadrado de independência, χ 2 2 = 1,92, p = 0,382), ou hora da minhoca para escolher (modelo linear geral com 2 fatores, F2,62 = 0,08, p = 0,92). Portanto, agrupamos as 90 réplicas. Em geral, observamos três padrões de comportamento típicos: Em alguns casos, as minhocas imediatamente se moveram do ponto inicial e rapidamente fizeram uma escolha (ou seja, moveram-se para baixo em um dos ramos e contataram o tecido da malha bloqueando a passagem para a câmara-alvo) em outros casos , as minhocas se movem mais lentamente e exploram a passagem inicial e um ou ambos os ramos antes de fazer uma escolha final. Finalmente, algumas minhocas não fazem escolha, quer permanecendo imobilizadas no ponto inicial ou explorando a passagem inicial e os ramos sem tocar no tecido da malha. Grupos de minhocas eliciaram forte atração neste ensaio (& gt70% das minhocas escolheram a câmara alvo contendo minhocas Teste de adequação do qui-quadrado: N = 68, χ 2 1 = 11,53, p = 0,001). Outros 30 testes conduzidos sem nenhum agregado de minhoca presente não revelaram evidência de viés na configuração Y, e metade das minhocas testadas não fez escolha sob esta condição (direita = 7, esquerda = 8, sem escolha = 15). Além de provocar uma preferência pela câmara alvo ocupada, a presença de agregados de minhocas aumentou significativamente o tempo necessário para fazer uma escolha (12,9 ± 1,1 min vs. 6,7 ± 0,5 min quando as minhocas estavam ausentes modelo linear geral com 2 fatores, F1,62 = 31,51, p = 0,005).

Atração por agregados também foi observada na arena circular. Nesses experimentos, as minhocas isoladas geralmente começavam explorando sua vizinhança imediata por meio do movimento apenas da parte anterior do corpo (a cabeça) e, em seguida, iniciavam o movimento em direção ou para longe da região central. A Tabela 2 mostra o número total de minhocas isoladas que atingiram a região central ou a borda da arena para cada tamanho de agregado e o tempo médio necessário para completar o teste. Cinco minhocas não alcançaram a borda ou a região central em 45 minutos (em cada um desses casos, as minhocas permaneceram imóveis durante todo o teste). Significativamente, mais minhocas atingiram a região central da configuração quando as minhocas estavam presentes lá (teste do qui-quadrado de independência, χ 2 2 = 13,095, p = 0,001). E o número de minhocas atingindo a região central era linearmente dependente do tamanho do cluster (y = 19,1 × -2,73 r 2 = 0,99). No entanto, os tempos para o primeiro movimento não variaram significativamente com o tamanho do agregado (Tabela 2 Modelo linear geral com 1 fator, F2,130 = 2,15, p = 0,12). Nem o tempo para chegar à região central (modelo linear geral com 1 fator, F2,43 = 0,16 p = 0,85).

Ensaios sobre a saída do grupo

Os ensaios de abandono do grupo na arena circular revelaram que a probabilidade de o membro do grupo partir mudou ao longo do tempo e foi significativamente influenciada pelo tamanho agregado. Conforme mostrado na Figura 3a, a probabilidade de deixar um grupo diminuiu conforme o número de minhocas presentes aumentava. A análise da curva de sobrevivência (Figura 4a) também mostrou que as minhocas eram menos propensas a deixar a área central quando o tamanho do grupo aumentava (χ 2 3 = 107, p & lt0,001). O tempo necessário para a primeira minhoca deixar a região central também aumentou o tamanho do agregado (One way ANOVA, F3,116 = 54,47, p & lt0,001). Em média, uma única minhoca deixou a região central em menos de 1/12 do tempo que a primeira minhoca levou para deixar um grupo de 10 indivíduos (Figura 5a).

Distribuições de frequência dos números observados (a) e esperados (b) de indivíduos deixando grupos de 1, 2, 5 ou 10 minhocas ao longo de 10, 40 e 90 min.

Resultados da análise da curva de sobrevivência para a saída da primeira (a) e segunda (b) minhocas dos grupos de 1, 2, 5 ou 10 minhocas t0 pois a segunda minhoca é a hora de partida da primeira.

Tempo médio até que a primeira (a) e a segunda (b) minhocas deixem a região central da arena circular para o grupo de 1, 2, 5 ou 10 minhocas t0 pois a segunda minhoca é a hora de partida da primeira.

Equações para descrever o comportamento das minhocas.

Neste contexto, a curva de sobrevivência dos grupos intactos (sem qualquer desvio) (Figura 4a) foi aproximada pela equação exponencial: (1) onde F é a fração de grupos sem nenhuma saída no momento t, e uma é o tempo médio inverso da primeira partida e corresponde à probabilidade de saída. Usando esta aproximação, o tempo médio individual da primeira minhoca para deixar um grupo (T) pode ser calculado para cada população de minhocas (N) usando a equação: (2) onde o tempo da primeira minhoca para deixar um grupo aumenta com o número de membros da mesma espécie (N) no grupo. Com base na figura 6, a equação para expressar a hora de partida da primeira minhoca em função do tamanho da população de minhocas foi determinada como: (3) Similarmente à da primeira minhoca, a probabilidade de uma segunda minhoca deixar um grupo diminuiu significativamente com o aumento do tamanho do agregado (Figura 4b χ 2 2 = 35,8, p & lt0,001), enquanto o tempo necessário para sair aumentou (Figura 5b Modelo linear geral, F2,38 = 18,0, p & lt0,001). Como o tempo para a partida da segunda minhoca é medido a partir da primeira, t0 pois a segunda minhoca é a hora de partida da primeira minhoca a deixar o grupo. Às vezes, uma minhoca deixava a região central em contato com a minhoca anterior (ou seja, foi parcialmente arrastada por ela). É fácil quantificar esse efeito em grupos de 2 minhocas. A partida da segunda minhoca foi significativamente mais rápida quando o contato entre as minhocas foi observado, 0,39 min ± 0,68 min (média ± DP) vs. 8,71 min ± 8,08 min (média ± DP) quando o contato não foi observado (modelo linear geral, F1,27 = 20,45, p & lt0,001). Devido ao contato entre os indivíduos, as curvas de sobrevivência para a segunda minhoca deixando a região central podem ser estimadas como um exponencial duplo: (4) onde f (= 0,24) é a fração de partidas com contato, (1-f) é a fração de partidas sem contato, b é a constante de partida por contato (b = 7,32 min −1), e c (= 0,11 min −1) é a constante de partida sem contato. Ao assumir probabilidades constantes, o inverso de b e c correspondem a atrasos médios entre as duas saídas de minhocas (com e sem contato, respectivamente). Assim, b -1 e c -1 corresponde à duração média da partida da segunda minhoca (com contato 0,14 vs. 0,39 min sem contato 9,1 vs. 8,71 min).

O tempo médio de saída é função do tamanho do cluster e do seu ajuste (linha preta).

Modelo para descrever o comportamento das minhocas.

Os objetivos do modelo a seguir eram validar a concordância entre nossas observações nos níveis individual e coletivo e destacar algumas características da dinâmica coletiva, como o surgimento de um quorum ou tamanho limite do grupo.

Nossos resultados experimentais e análises indicam que o tempo médio individual da primeira minhoca para deixar um grupo aumenta com o número de membros da mesma espécie (N) no grupo (ver equação 2). Sendo a curva de sobrevivência de grupos intactos aproximada por exponencial, a probabilidade individual de sair era, portanto, o inverso deste tempo médio (ver equação 1). Assumimos que a probabilidade de sair era a mesma para cada indivíduo e igual a Q (N), onde N é o número de indivíduos no agregado: (5) Além disso, para os seguidores (o próximo a sair), negligenciamos o efeito de facilitação devido à partida de uma minhoca anterior (ver equação 4).

Para resumir o modelo, assumimos um processo de salto Markoviano de tempo contínuo, ou seja, a probabilidade, por unidade de tempo, de a resposta ocorrer (ou seja, deixando o agregado) é constante enquanto o estímulo (ou seja, o tamanho do grupo ) permanece o mesmo, mas salta para um novo valor quando o estímulo muda (ou seja, quando uma minhoca deixa o agregado).

Para testar a relevância do modelo parcimonioso e entender os principais efeitos decorrentes das flutuações dinâmicas, foram utilizadas simulações de Monte Carlo, nas quais o aspecto aleatório do processo é automaticamente incorporado. As simulações foram baseadas na probabilidade previamente estimada de saída de um grupo Q (N), sendo o inverso do tempo médio de saída. Assumimos que cada indivíduo obedecia a essa função. As etapas do modelo podem ser resumidas da seguinte forma: (1) condições iniciais: o número de indivíduos dentro do grupo (N) foi determinado em N0 (2) processo de decisão: a cada passo de tempo (t), a posição de cada indivíduo (permanecendo dentro ou fora do grupo) era anotada. Então, a probabilidade de sair do cluster é dada por Q (N) para cada indivíduo no grupo. A saída de um indivíduo no tempo t depende da comparação entre o valor calculado de Q e um número aleatório amostrado a partir de uma distribuição uniforme entre 0 e 1. Se esse valor for menor ou igual a Q, o indivíduo sai do cluster. Se não, ele permanece dentro dele. A probabilidade Q (N) de saída do grupo foi atualizada a cada etapa da simulação em relação ao número de indivíduos restantes. No modelo, uma minhoca nunca se juntará novamente ao aglomerado (sem entrada). A iteração desse processo nos permitiu simular a sobrevivência do cluster ao longo do tempo, e o processo foi repetido por 90.000 etapas (ou seja, 180 minutos, em que cada etapa de tempo = 0,01 min). As simulações de Monte Carlo foram executadas 6000 vezes (200 × grupos de 30 simulações). As distribuições do número de indivíduos presentes no cluster foram calculadas em relação ao tempo e são comparadas com os resultados experimentais.

Houve boa concordância entre os resultados teóricos e experimentais para o grupo de 1, 2 e 10 minhocas e concordância mais fraca para os grupos de 5 (Figuras 3a e 3b). O indivíduo isolado sai rapidamente da zona inicial e durante o tempo experimental para o grupo de 10 minhocas, a maioria das minhocas permanece dentro do cluster. Para 2 e 5 minhocas, a distribuição do número de simulações e experimentos em função do número de minhocas restantes é bimodal: aproximadamente, as simulações podem ser divididas em uma classe com um pequeno número de minhocas tendo deixado o cluster e um aula com todos os indivíduos tendo saído. Essas dinâmicas resultam da dependência da probabilidade de saída do cluster Q (N) do tamanho do cluster (N) e implicam na presença de um tamanho de grupo limite: dependendo da população inicial, o sistema apresenta respostas qualitativamente diferentes.

A existência de tal limite, ou quorum, também é indicada pela proporção média de minhocas que partiram antes de um determinado momento, t. Esta proporção média (F calculado a partir de 1000 simulações agrupadas) diminui seguindo uma curva sigmóide quando o tamanho inicial do cluster (N0) aumenta e muda acentuadamente quando o número inicial de minhocas cruza um limite (S) (Figura 7). Em qualquer momento t, esta proporção média é bem ajustada por uma função do tipo Hill [14] (r 2 & gt0,99, 3,2 & ltk & lt5,65, 1,5 & ltS & lt6,7 para 10, 20, ..., 180 min): (6) Seguindo Sumpter e Pratt [14], F é uma resposta de quorum no nível do cluster. O valor limite S também pode ser definido como o valor de N0 que dá uma proporção média de indivíduos que deixaram o cluster = 0,5 k determina a inclinação da função F. S e k são função do tempo t: maiores valores de t resultam em maiores valores de S e k. A Figura 7 mostra que o limite aumentou gradualmente com o tempo. Por exemplo, o limite era de cerca de 3,5 minhocas em 60 min e cerca de 5,5 minhocas em 180 min. Esse limiar emergiu no nível coletivo a partir da dinâmica de partida. Na verdade, a probabilidade individual de deixar Q (N) não exibiu nenhum comportamento de limiar.

em função do tamanho inicial do cluster. * denota limite para 60, 120 e 180 min.

Além disso, quando o modelo é modificado para levar em conta a entrada, bem como a saída e, portanto, a possibilidade de aumentos no tamanho do grupo, é fácil mostrar que o sistema exibe um tamanho crítico inicial (ou limite) do agregado (Figuras 8a e b ) Nesta versão do modelo, assumimos que o grupo está rodeado por uma população constante de minhocas, a partir da qual uma minhoca se junta ao cluster com uma probabilidade constante por unidade de tempo (µ). Este parâmetro combina a velocidade de movimento das minhocas e sua densidade circundante. Ao mesmo tempo, cada minhoca no agregado em um determinado intervalo de tempo pode sair com a probabilidade Q (N). Essas simulações começaram com um número inicial de minhocas (N0) e o tempo de simulação foi de 5 h. A forma sigmoidal da população média dentro dos conglomerados em função da população inicial confirmou claramente a existência do limiar. Este efeito de limiar ficou aparente na distribuição dos resultados das simulações em função do tamanho do grupo inicial (Figura 8a). O valor limite é estimado como o valor de N0 para o qual a entrada μ é igual à partida N0Q (N0) (para os valores simulados N0≈4) quanto menor a probabilidade de união (μ), maior será o limite. Para pequenos agregados iniciais (2 indivíduos) abaixo do limite, o pico ocorre em N = 0, indicando que a maioria dos clusters entrou em colapso. Para agregados iniciais maiores, picos emergiram respectivamente em N = 0 e algum valor maior de N. Por exemplo, para grupos de 5, o segundo pico ocorreu em N = 10 (Figura 8a). Neste caso, onde o valor inicial (N0 = 5) estava perto do limite, alguns agregados aumentam de tamanho e outros entram em colapso e muito poucos permanecem no tamanho inicial. Para valores de N0 (por exemplo, 9 indivíduos) bem acima do limite, quase todos os agregados aumentaram de tamanho e a distribuição exibe um único pico (Figura 8a).

(a) Distribuição do tamanho do cluster em 5 horas para três populações iniciais diferentes: 2 minhocas, 5 minhocas e 9 minhocas, com a probabilidade de juntar μ = 0,02 min −1 e de deixar Q (N) = N −2,6 / 6,25 min −1. (b) Tamanho médio do cluster em 5 horas em função do tamanho inicial com a probabilidade de união (μ) = 0,02 min −1 e de saída Q (N) = N −2,6 / 6,25 min −1.

O limiar dinâmico também pode ser visto se o tamanho médio do cluster alcançado após a unidade de tempo t for apresentado como uma função do tamanho inicial do cluster. Neste caso, o tamanho médio do grupo permanece próximo de zero para o tamanho do cluster inicial pequeno (N0) e aumenta abruptamente conforme N0 torna-se maior (Figura 8b).


Discussão

A eclosão matricida é uma causa frequente de morte relacionada à idade em hermafroditas acasalados

Caenorhabditis elegans hermafroditas exibem processos fisiológicos robustos para os primeiros

5 dias de idade adulta. Uma variedade de mudanças degenerativas relacionadas à idade são prontamente observáveis ​​nos dias 4-6, incluindo declínios no nível de produção de progênie cruzada (Hughes et al., 2007 Andux & Ellis, 2008 Mendenhall et al., 2011), movimento corporal coordenado (Herndon et al., 2002), e a taxa de bombeamento faríngeo (Huang et al., 2004). Os declínios progressivos em processos fisiológicos complexos presumivelmente refletem declínios progressivos dos órgãos, tecidos, células e / ou componentes subcelulares subjacentes, embora na maioria dos casos essas conexões não sejam bem estabelecidas experimentalmente (Collins et al., 2008b). Aqui, demonstramos que HM é uma causa de morte relacionada à idade em WT acasalados C. elegans hermafroditas que afetam cerca de 70% da população. Nossos resultados indicam que a HM é um indicador do declínio do sistema de postura de ovos relacionado à idade. Esta análise elucida o declínio relacionado à idade de um processo fisiológico vital que não foi previamente caracterizado, o que é importante porque C. elegans é um sistema modelo líder para estudos genéticos de envelhecimento, e a caracterização de mudanças relacionadas à idade neste animal é uma etapa essencial na conexão de genes que controlam a longevidade com processos fisiológicos subjacentes.

Em hermafroditas WT acasalados, HM raramente ocorreu antes do dia 5 da idade adulta, aumentou dos dias 6 a 12 e terminou com a cessação da produção de progênie cruzada. Os hermafroditas individuais sofrem HM ou escapam, e o resultado parece depender das taxas de dois declínios relacionados à idade. Primeiro, a capacidade de gerar e fertilizar oócitos exibe um declínio relacionado à idade, e isso diminui as chances de HM. Quando o envelhecimento reprodutivo resulta na cessação completa da produção de descendentes, o hermafrodita não corre mais o risco de HM. Em segundo lugar, a função do sistema de postura de ovos diminui, e isso aumenta as chances de HM. Aqui, medimos esse declínio e mostramos que a taxa de MH aumenta mais de 1000 vezes de 0,05 eventos por 1000 progênie no dia 2 a 91 eventos por 1000 progênie no dia 12. Para hermafroditas autoférteis, a capacidade de fertilizar oócitos normalmente falha devido à depleção de espermatozóides próprios antes da falha do sistema de postura de ovos e, portanto, a maioria dos animais autoférteis escapam da HM. Para os hermafroditas acasalados, a capacidade de gerar oócitos fertilizados geralmente persiste depois que o sistema de postura dos ovos falha e, portanto, a maioria dos hermafroditas acasalados exibe MH.

Gems & Riddle (1996) demonstraram que a exposição contínua do sexo masculino reduziu o tempo de vida dos hermafroditas WT para 9,6 dias. Consistente com esses resultados, observamos uma média de vida de 9,8 dias para a população combinada de hermafroditas WT acasalados. Ao monitorar hermafroditas individuais e distinguir entre morte matricida e senescente, fomos capazes de avançar na compreensão desse fenômeno - a redução da expectativa de vida da população é causada por HM em cerca de 70% dos animais. Ao comparar hermafroditas que tiveram diferentes durações de exposição masculina, mostramos que a duração da exposição masculina não é preditiva da incidência ou do tempo de HM. Além disso, hermafroditas autoférteis que nunca foram expostos a machos apresentam HM, embora em baixa frequência, indicando que a exposição de machos não é necessária para causar eclosão interna. Esses achados não excluem a possibilidade de que o trauma causado pelo contato masculino influencie o padrão de HM, mas nossos resultados não revelaram evidências claras para essa associação. Concluímos que o acasalamento dos machos aumenta a taxa de HM como resultado da transferência de espermatozoides que causa a produção estendida de progênie, diminuindo assim a expectativa de vida média da população acasalada.

A incubação matricida não é causada por danos ao sistema de postura de ovos que dependem do uso

De acordo com o modelo de MH dependente do uso, cada ovo posto tem o potencial de danificar o sistema de postura, e o acúmulo desse dano causa um declínio funcional relacionado à idade. Este modelo prevê que o número de ovos postos será preditivo da extensão dos danos ao sistema de postura de ovos e a frequência de HM. Não observamos diferenças consistentes entre os níveis de postura de ovos para animais que apresentaram HM e animais que escaparam, indicando que os danos relacionados ao uso podem não ser uma causa de HM. Além disso, nevoeiro-2 (q71) fêmeas que não produziram progênie durante os primeiros 2 ou 4 dias de idade adulta, no entanto, exibiram o mesmo padrão de HM que nevoeiro-2 (q71) fêmeas que produziram progênie a partir do primeiro dia. Esses resultados indicam que o declínio do sistema de postura de ovos relacionado à idade não está relacionado ao número de ovos postos no início do período reprodutivo, mas parece ser determinado por um mecanismo que é independente da produção inicial da progênie. Esses achados não excluem a possibilidade de que os danos causados ​​pela produção tardia da progênie possam contribuir para a HM. Demonstramos anteriormente que o declínio do sistema reprodutivo relacionado à idade era independente do número de descendentes gerados (Hughes et al., 2007). Juntos, esses resultados indicam que há um declínio relacionado à idade do sistema reprodutivo que gera ovos fertilizados e o sistema de postura de ovos que deposita embriões no ambiente, mas em nenhum dos casos o declínio funcional relacionado à idade se correlaciona com o uso do sistema no início do período reprodutivo.

Age-related matricidal hatching is delayed by dietary restriction and may be caused by an age-related decline of vulval muscle function

Some mutations that extend lifespan also delay age-related degenerative changes in muscles, the reproductive system, and other tissues (Collins et al., 2008b ). If a lifespan extending mutation delays the age-related decline of the egg-laying system, then MH is predicted to be delayed. Consistent with this prediction, two mutations that extend lifespan by causing dietary restriction significantly extended the matricidal lifespan. These results indicate that the nutritional status of hermaphrodites is an important determinant of the timing of age-related degeneration of the egg-laying system. By contrast, mutations that disrupt insulin/IGF-1 signaling, mitochondrial function, or TGF-β signaling did not delay the timing of MH. However, these mutations reduced progeny production and increased the incidence of MH, suggesting that these mutations cause pleiotropic defects that impair the egg-laying system. Consistent with this interpretation, daf-2 mutations cause an increase in the incidence of MH in self-fertile animals (Gems et al., 1998 ). Thus, these results do not establish whether these genes influence the age-related decline of the egg-laying system.

o C. elegans egg-laying system has been genetically dissected based on mutations that cause egg retention in young adult animals (Trent et al., 1983 ). These studies revealed that efficient egg laying requires proper development of the vulva, vulval muscles, and neurons that innervate these muscles (Ferguson & Horvitz, 1985 Schafer, 2005 ). To identify elements of the egg-laying system that undergo an age-related decline in function and may contribute to age-related MH, we focused on the vulval muscles. Serotonin is a key neurotransmitter that is released by HSN neurons to stimulate vulval muscles, and exogenous serotonin treatment can stimulate vulval muscle contractions and ameliorate defects in egg laying caused by defective HSN neurons (Trent et al., 1983 Weinshenker et al., 1995 Zhang et al., 2008 ). We showed that WT hermaphrodites exhibited an age-related decline in the ability to lay eggs in response to exogenous serotonin, indicating that there is an age-related decline in vulval muscle responsiveness to serotonin. We hypothesize that an age-related degeneration of the vulval muscles or a process further downstream in the egg-laying system is the underlying cause of age-related MH. Consistent with this model, tph-1(mg280) hermaphrodites that are defective in serotonin synthesis (Sze et al., 2000 ) displayed accelerated MH. These data indicate that robust serotonin signaling delays MH, consistent with the model that an age-related decline in the effectiveness of serotonin signaling contributes to age-related MH.

The role of age-related matricidal hatching in the natural environment

The destruction of the mother to provide nutrients to the offspring is common among nematodes and an example of efficient transfer of resources between generations (Luc et al., 1979 Kirkwood & Cremer, 1982 Johnigk & Ehlers, 1999 Luong et al., 1999 ). No C. elegans, MH provides sufficient nutrition for progeny to reach the developmentally quiescent dauer stage (Chen & Caswell-Chen, 2004 ), thereby promoting survival in over-crowded, nutrient-deprived conditions (Golden & Riddle, 1982 ). However, because MH terminates the reproductive capacity and life of the hermaphrodite, it is likely to be carefully regulated. One form of regulation that has been characterized is MH that occurs in response to nutrient deprivation (Chen & Caswell-Chen, 2004 ). Fertile hermaphrodites that are shifted to nutrient-deprived conditions will cease laying eggs and experience MH, and the final set of progeny will receive adequate nutrition to develop to the dauer larvae stage. This is likely to be an evolutionarily selected behavioral response presumably, it is more adaptive to sacrifice the hermaphrodite than continue to lay eggs into an environment that lacks nutrients. Here, we document that age-related MH is the predominant cause of death in mated hermaphrodites. Although the percentage of mated versus self-fertile hermaphrodites in the wild is unknown, we speculate age-related MH may be adaptive because it promotes the survival of the final group of progeny while causing only a small reduction in the brood size.

Matricidal hatching as a model of myometrial degeneration

Much remains to be learned about muscular degeneration in the context of organ function. While MH may be primarily nematode specific, the underlying causes of age-related muscle decline are relevant for many animals. For example, in humans, the smooth muscle cells that line the uterus, the myometrium, contract in a coordinated fashion during labor and delivery. Furthermore, age-related degeneration of myometrial efficiency has been implicated in complications that result in high rates of cesarean sections in older mothers (Cleary-Goldman et al., 2005 ). Age-related MH in C. elegans has intriguing similarities to age-related decline of human myometrial efficiency and thus may serve as a useful model system. C. elegans vulval muscles and the myometrium are smooth muscles that are required to expel fertilized offspring, and reproduction after these muscles have degenerated is potentially lethal. The results described here provide evidence that C. elegans MH may be a model of human reproductive complications, and understanding age-related degenerative events with catastrophic consequences will be of great interest to C. elegans and human biology.


CHEMOTAXIS BEHAVIOR ASSAYS IN ECOTOXICOLOGY

The methods discussed throughout this article can be readily applied to assess chemotaxis to any type of volatile or water-soluble substance in C. elegans. Thus, these behavioral assays are a good complementary option to assess the toxicity of environmentally relevant toxicants (e.g., metals, nanomaterials, and pesticides) in ecotoxicological studies (e.g., Hopewell et al., 2017 Qu & Wang, 2020 Sobkowiak et al., 2018 Wang & Wang, 2019 ). It is relevant to understand whether C. elegans is able to avoid toxicant environmental contaminants or whether an alteration of its sensorial perception is triggered by the corresponding exposure. For instance, a few studies have described the ability of C. elegans to avoid certain metals such as medium contaminated with toxic levels of cadmium (Sambongi & Nagae, 1999 ), copper (Chai et al., 2017 Sambongi & Nagae, 1999 Yuan et al., 2018 ), lead, or zinc (Monteiro et al., 2014 both singly tested). A more recent study from Wakabayashi et al. ( 2020 ) showed that C. elegans also avoids rare elements, like yttrium and lanthanides. The effects of nanoparticles on C. elegans chemotaxis behavior has also been recently investigated, namely of graphene oxide (Wang & Wang, 2019 avoidance behavior observed after 90-min exposure to concentrations ≥50 mg/L graphene oxide) and nanopolystyrene (Qu & Wang, 2020 sensorial perception altered). These findings reinforce the applicability of C. elegans chemotaxis assays in the assessment of chemosensation effects of emerging environmental contaminants. Additionally, to the best of our knowledge, only two studies assessing the effects of pesticides in C. elegans chemosensation are available in the literature (Hopewell et al., 2017 Sobkowiak et al., 2018 ). Specifically, Hopewell et al. ( 2017 ) assessed the effects of groundwater containing residual levels of the neonicotinoid thiacloprid (an insecticide) on the chemosensory ability of C. elegans, concluding that its ability to be attracted to the known chemoattractant NaCl was lost following exposure to environmentally relevant levels of this insecticide. Sobkowiak et al. ( 2018 ) tested commercial synthetic nematocides (oxamyl and fosthiazate) and natural nematocides consisting of plant secondary metabolites (trans-anethole, (E,E)-2,4-decadienal, (E)-2-decenal, and 2-undecanone) in C. elegans and another nematode species (Meloidogyne incognita), with the goal of comparing the efficacy of these substances against nematodes by measuring their effects on nematode chemotaxis behavior. Although some distinct responses were obtained for the two nematodes (i.e., nematodes not attracted or repulsed to exactly the same substances), this study shows an alternative application of these assays, namely in the investigation of environmentally friendly nematocides.

Hazardous environmental contaminants can be identified by chemotaxis behavioral assays in C. elegans following two strategies (Fig. 1): (1) through avoidance records, in which exposure to contaminant(s) induces avoidance response in this model organism, consequently allowing for use of avoidance behavior as an indicator of a toxic condition (e.g., Chai et al., 2017 Wakabayashi et al., 2020 ) and/or (2) through sensory perception alteration, in which pre-exposure to tested contaminant(s) changes the chemotaxis behavior of C. elegans to known attractants or repellents (e.g., NaCl and diacetyl), consequently allowing for use of sensory perception alteration as an indicator of toxicity (e.g., Hopewell et al., 2017 Qu & Wang, 2020 ). Both approaches can be widely explored in ecotoxicological studies to signal potentially hazardous environmental contaminants in C. elegans.


Toxic Effects of Acetochlor on Mortality, Reproduction and Growth of Caenorhabditis elegans e Pristionchus pacificus

The effects of acetochlor on the mortality, growth and reproduction of two nematode species were assessed. The LC50 values for Caenorhabditis elegans e Pristionchus pacificus were 1,296 and 210.7 mg/L at 24 h, and 540.0 and 126.4 mg/L at 48 h exposure, respectively. In three succession generations, reproductive capacity was more sensitive in P. pacificus than in C. elegans. Moreover, the sublethal test endpoint of final length was more sensitive with P. pacificus. This study suggested that acetochlor had no long-term effects on C. elegans at lower concentrations. The higher concentrations of acetochlor (from 40 to 160 mg/L) revealed sublethal toxicity to the two tested species, with P. pacificus being more sensitive than C. elegans.

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Cloning and Identification of MicroRNAs in Earthworm (Eisenia fetida)

MicroRNAs (miRNAs) (noncoding RNAs of 20–25 nucleotides) play important roles in the post-transcriptional regulation of gene expression in various eukaryotes and prokaryotes. Piwi-interacting RNAs function by combining with PIWI proteins to regulate protein synthesis and to stabilize mRNA, the chromatin framework, and genome structure. This study investigates the role of miRNAs in regeneration. A scrDNA library was constructed, and 17 noncoding RNAs from Eisenia fetida (an optimal model for the study of earthworm regeneration) were cloned and characterized. In addition, reverse transcription polymerase chain reaction was performed to analyze the expression of four small RNAs during different developmental stages. The expression levels of these RNAs in regenerating tissue were higher than in normal tissue, and the expression patterns of these small RNAs were unique during development.

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4 Discussion

In this study we have demonstrated the versatility of a combined high resolution 1 H NMR spectroscopy and GC–MS based profiling approach to study metabolic changes in C. elegans. The approach detected and quantified ∼100 metabolites of which 86 were identified. Both approaches are rapid and cheap on a per sample basis, indicating they could be used as a rapid screening tool of C. elegans mutants. The metabolic changes in C. elegans nhr-49 mutants have been compared with the PPAR-α null mouse, demonstrating the metabolic similarity of the consequences for the loss of these genes in the two different species.

Previous studies looking at metabolism in the PPAR-α null mouse during fasting have described a significant reduction in fatty acid metabolism via β oxidation which has been attributed to a loss of regulation of genes that encode enzymes critical to this pathway [15] , while we have previously detected a milder phenotype in fed animals [16] . In this study, we observed an increase in linoleic and di-homo-γ-linolenic acid (8,11,14-eicosatrienoic acid) in PPAR-α null livers and similar changes were observed in the nhr-49 mutant nematodes with an increases in concentration of di-homo-γ-linolenic acid (8,11,14-eicosatrienoic acid), α-linolenic and γ-linolenic acid. This was further demonstrated by a combined analysis suggesting that nhr-49 and PPAR-α have similar roles in the regulation of metabolism. These fatty acids are precursors for arachidonic acid, with the expression of the desaturases and elongase involved in this pathway being under PPAR-α control in mice and nhr-49 control in C. elegans. These changes are also in keeping with the Q-PCR analysis performed by Van Gilst et al. [7] who detected decreased expression of fat-5, fat-6 and fat-7 (three Δ9-desaturases) transcripts involved in desaturation/elongation and acyl CoA synthetase (acs-2) and trifunctional enzyme (ech-1) Comparing these to known PPAR-α targets in mammals (e.g. http://www.genome.jp/dbget-bin/get_pathway?org_name=mmu&mapno=03320), both receptors target Δ9-desaturases and acyl-CoA synthetases.

One notable difference between our present study and that of Van Gilst et al. [7] examining the nhr-49 mutant was that we detected no change in stearate, despite a marked increase being detected in the previous study. Similar increases in stearate have been detected in fat-7 (F10D2.9 homologous with mammalian stearoyl-CoA desaturase and induced by nhr-49) and nhr-80 mutants [7, 17] . However, stearate also increases during fasting and the expression of fat-7 varies markedly during development and fasting, suggesting that the concentration of stearate may be highly variable according to the physiological and developmental state of the nematodes, particularly in a colony of mixed stage animals. Despite, no alteration in the concentration of stearate being detected, the concentration of oleate was found to be significantly reduced in the mutant nematodes (Fig. 2g), a finding consistent with a reduction in the expression of Δ9-desaturase. Van Gilst et al. [7] reported that the expression of Δ9-desaturase (which converts stearate to monounsaturated oleate) was significantly decreased by nhr-49 deletion. Oleate was also significantly reduced in the PPAR-α null livers (Fig. 2g), thus providing further evidence that NHR-49 and mammalian PPAR-α may have similar regulatory effects on the pathways of lipid metabolism.

In the nhr-49 nematodes the perturbation in fat metabolism was accompanied by a decrease in glucose and an increase in lactate and alanine, indicative of an increase in the relative ratio of glycolysis to gluconeogenesis. Similar changes were also detected in the liver tissue of PPAR-α knock out mice in this study and in younger animals [16] . In mice, PPAR-α is known to control pyruvate dehydrogenase kinase 4 (PDK4) activity, and this can limit flux through the Krebs cycle by inhibiting pyruvate dehydrogenase [18] . Loss of PPAR-α prevents PDK4 expression, and this may lead to an active form of pyruvate dehydrogenase in the liver causing increased glucose utilisation. A similar interaction may exist between nhr-49 and PDK in nematodes. Another plausible hypothesis is that there may be reduced flux through the glycolylate pathway arising from a decrease in precursor fatty acid β oxidation products, in particular acetyl Co-A, decreasing glucose synthesis.

In conclusion, our combined metabolomic approach suggests that nhr-49 has a role in regulating lipid synthesis, β-oxidation of fatty acids, glycolysis and gluconeogenesis in a similar manner to the role of PPAR-α in the mouse liver.


Assista o vídeo: What worm is this? My guess is Brandling - Eisenia fetida (Agosto 2022).