Síntesis verde de nanopartículas de óxido de cobre y su eficiencia en la degradación del antibiótico rifampicina.

Scientific Reports volumen 13, Número de artículo: 14030 (2023) Citar este artículo

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En los últimos tiempos, la nanotecnología verde ha ganado atractivo en la síntesis de nanopartículas metálicas debido a su rentabilidad, pasos de preparación simples y respetuosos con el medio ambiente. En el presente estudio, se prepararon nanopartículas de óxido de cobre (CuO NP) utilizando extracto acuoso de planta entera de Parthenium hysterophorus como agente reductor, estabilizante y de protección. Las NP de CuO se caracterizaron mediante espectroscopia UV-Vis, espectroscopia infrarroja por transformada de Fourier (FTIR), difracción de rayos X en polvo (XRD), microscopía electrónica de barrido (SEM), microscopía electrónica de transmisión (TEM) y dispersión dinámica de luz (DLS). Los espectros UV-Vis de las NP de CuO mostraron una banda de resonancia plasmónica superficial a 340 nm. El análisis FTIR reveló la presencia de metabolitos secundarios en la superficie de las NP de CuO, identificándose una banda de estiramiento característica de Cu-O a 522 cm-1. Las micrografías electrónicas de barrido y las micrografías electrónicas de transmisión mostraron que las NP de CuO eran casi esféricas, con una partícula promedio de 59,99 nm obtenida de la micrografía SEM. La estructura cristalina monoclínica de las NP de CuO se confirmó mediante XRD y se encontró que el tamaño de cristalito calculado mediante la ecuación de Scherrer-Debye era de 31,58 nm. DLS mostró la presencia de aglomeración de nanopartículas, lo que reveló uniformidad de las NP de CuO. Además, se investigó la capacidad de degradación de las nanopartículas biosintetizadas frente al antibiótico rifampicina. Los resultados mostraron que la eficiencia de degradación óptima de la rifampicina al 98,43% se obtuvo a una temperatura de 65 ℃, una dosis de 50 mg de CuO NP, una concentración de 10 mg/L de solución de rifampicina y una solución de rifampicina a pH 2 en 8 min. De este estudio, se puede concluir que las NP de CuO sintetizadas a partir del extracto acuoso de Parthenium hysterophorus son prometedoras en la remediación de la contaminación ambiental causada por antibióticos. En este sentido, el estudio informa que la síntesis verde de CuO NP mediada por Parthenium hysterophorus puede abordar eficazmente la contaminación ambiental de manera rentable, ecológica y sostenible.

La escasez de agua sigue siendo uno de los desafíos globales que afecta a gran parte de la población mundial, ya que está documentado que alrededor del 26% (2 mil millones de personas) carecen de acceso a agua potable, según el informe de la UNESCO 20231. El informe indica además que entre 2.000 y 3.000 millones de personas en todo el mundo sufren escasez de agua, y se prevé que la escasez de agua aumentará en los próximos años. Se informa que aproximadamente la mitad de la población mundial corre el riesgo de sufrir escasez de agua2. Un informe publicado durante la Conferencia Internacional de la Agenda de Salud de África (AHAIC2023) reveló que los cambios climáticos han empeorado los desafíos de la escasez de agua en África3. Los cambios climáticos afectan el almacenamiento de agua terrestre, exacerbando aún más la escasez de agua y provocando una crisis hídrica mundial. En medio de la crisis de escasez de agua, la contaminación del agua por compuestos farmacéuticos activos (API), como los antibióticos clasificados como contaminantes emergentes, sigue aumentando3,4,5. Las vías de entrada de los antibióticos al medio ambiente (suelo o agua superficial) son la infiltración desde plantas de tratamiento de aguas residuales y la descarga doméstica de excreciones humanas6,7,8. Estos antibióticos exhiben efectos perjudiciales para los seres humanos y los ecosistemas acuáticos, atribuidos a sus concentraciones más altas que la concentración ambiental prevista8. La existencia de antibióticos en el medio ambiente propaga la resistencia a los antimicrobianos9,10,11, y sus bajas concentraciones son difíciles de eliminar mediante plantas de tratamiento de aguas residuales convencionales12. La Organización Mundial de la Salud declaró esta resistencia una crisis de salud pública, amenazando las modalidades para tratar la creciente carga de morbilidad13. Otro daño potencial que presentan los antibióticos en el medio ambiente resulta de su interferencia con los procesos fisiológicos cuando son absorbidos por las plantas, por lo que se propaga el efecto de ecotoxicidad7.

La rifampicina es uno de los antibióticos recetados para tratar la tuberculosis (TB), con una carga de enfermedad global de aproximadamente 10,6 millones de personas13,14,14. En los países en desarrollo, donde existen mínimas plantas de tratamiento de aguas residuales, se han observado en las aguas superficiales estos antibióticos, que no se asimilan completamente en el organismo16. Los métodos convencionales para eliminar diversos antibióticos de las aguas residuales incluyen métodos físicos, químicos y biológicos17. Sin embargo, estos métodos tienen limitaciones debido a su naturaleza financieramente intensiva, su alto consumo de energía y su ineficacia para eliminar completamente estos contaminantes17,18. Con este fin, los investigadores están considerando adoptar nanopartículas como catalizadores para eliminar algunos de estos contaminantes debido a su capacidad para encontrar múltiples aplicaciones19,20,21. Estos nanomateriales exhiben propiedades fisicoquímicas mejoradas que sus materiales de mayor tamaño. Por ejemplo, las nanopartículas metálicas utilizadas en la adsorción y degradación de contaminantes tienen una mayor relación superficie-volumen y estabilidad química en comparación con sus contrapartes a granel22. El aumento de la superficie fortalece la capacidad de eliminación del antibiótico en los sitios activos de las nanopartículas20,21,23. Existen varios métodos para sintetizar nanopartículas metálicas, incluidos métodos físicos, químicos y biológicos19,24. Algunos métodos químicos y físicos utilizados para sintetizar nanopartículas incluyen sonoquímica, coprecipitación, solvotermia, pirólisis, hidrólisis térmica, molienda de bolas y sol-gel24,25,26. Sin embargo, los métodos químicos y físicos para sintetizar nanopartículas tienen desventajas debido a su naturaleza costosa, requieren mucho tiempo, son ineficientes desde el punto de vista energético y producen productos tóxicos que los hacen no amigables con el medio ambiente24,26,27,28. Debido a las limitaciones asociadas con los métodos químicos y físicos, los investigadores han producido recientemente nanopartículas ecológicas utilizando organismos como algas, bacterias, hongos, levaduras y plantas para producir nanopartículas20,21, 26. El uso de microorganismos como hongos y bacterias tiene limitaciones en la reducción de iones metálicos debido a su largo tiempo de síntesis en comparación con la síntesis mediada por plantas29.

En particular, el método de síntesis verde que utiliza extractos de plantas como agentes reductores, estabilizantes y de protección en la formación de nanopartículas es una alternativa para eliminar los desafíos asociados con los métodos mencionados anteriormente y promover una química respetuosa con el medio ambiente19,30, 31. El método de síntesis verde es rentable, rápido, respetuoso con el medio ambiente y sostenible, ya que hay materiales vegetales disponibles para la producción de nanopartículas a gran escala26,28,28, 32, 33. Las NP de CuO se han preparado previamente utilizando extractos de plantas. Las NP de CuO se sintetizaron utilizando extractos de hojas de Catha edulis como agentes reductores y protectores34. En otro estudio, se sintetizaron NP de CuO utilizando extractos de hojas de Eucalyptus Globulus para estudios de adsorción35. Celastrus paniculatus también se usó para preparar NP de CuO utilizando los metabolitos secundarios en sus extractos de hojas36. Otro estudio obtuvo NP de CuO utilizando extractos de hojas de la planta Justicia schimperiana37. Se ha demostrado que el uso de extractos de plantas para sintetizar NP de CuO es rentable, rápido, sencillo y respetuoso con el medio ambiente38.

La Tabla 1 a continuación resume algunas de las nanopartículas o metodologías empleadas en la degradación de antibióticos.

Una preocupación común respecto de las nanopartículas utilizadas para el tratamiento de aguas residuales es su naturaleza de toxicidad, ecotoxicidad y citotoxicidad45. La liberación de NP de CuO al medio ambiente después del proceso de degradación induce toxicidad en los organismos por respuestas de estrés oxidativo y se ve afectada por diversos factores como la forma, el tamaño y la concentración de partículas45. Por lo tanto, en el tratamiento de aguas residuales a gran escala, sería un desafío identificar el efecto final de las NP de CuO después de su liberación al medio ambiente tras un proceso de degradación. Otra consideración tiene que ver con la comprensión del destino de los productos de degradación después de su liberación al medio ambiente. Por lo tanto, el estudio de la ecotoxicidad de las NP de CuO es un área de investigación en curso, ya que hay poca información disponible sobre los datos de exposición humana a las nanopartículas contenidas en el agua tratada46.

Parthenium hysterophorus es una maleza invasora, muy ramificada y de vida corta, que se observa que crece en muchas partes del mundo. Pertenece a la familia Asteraceae. Puede crecer hasta 1,5 m de altura. Puede crecer en tierras cultivadas y agrícolas y a lo largo de las carreteras. Se informa que es una serie de enfermedades de las plantas cultivadas y causa dermatitis en animales y humanos47. La planta se ha utilizado como agente medicinal y bioherbicida48,49,50. Los metabolitos secundarios contenidos en Parthenium hysterophorus incluyen saponinas, aceites principales y traza, flavonoides, alcaloides, terpenoides, fenoles y taninos que pueden reducir \({\mathrm{Cu}}^{2+}\) a especies de valencia cero \( {\mathrm{Cu}}^{0}\)51. La disponibilidad de la planta hace factible su potencial de sostenibilidad y escalabilidad en la producción de NP de CuO para el tratamiento de aguas residuales a gran escala y la eliminación de antibióticos.

En este estudio, buscamos sintetizar NP de CuO utilizando extracto acuoso de planta entera de Parthenium hysterophorus, y las nanopartículas preparadas se caracterizaron mediante técnicas de espectroscopia UV-Vis, espectroscopia FTIR, XRD, TEM, SEM y DLS. Luego se evaluó la capacidad de las NP de CuO para degradar los antibióticos de rifampicina. También se investigó la degradación del antibiótico rifampicina utilizando NP de CuO variando la temperatura, el pH, la dosis de nanopartículas, la concentración de las soluciones de antibióticos y el tiempo de reacción. Hasta donde sabemos, este es el primer estudio que informa la degradación del antibiótico rifampicina utilizando NP de CuO preparadas a partir de extractos acuosos de plantas enteras de Parthenium hysterophorus.

Se recogió planta fresca de Parthenium hysterophorus de Kalimoni, Juja, condado de Kiambu en Kenia. Fue identificado y autenticado por el Sr. John Kamau Muchuku, botánico del Departamento de Botánica de la Universidad de Agricultura y Tecnología Jomo Kenyatta (JKUAT), y un espécimen de comprobante depositado en el herbario de botánica de JKUAT con el número de acceso DMN-JKUATBH/001. /2023A-C. La muestra se lavó minuciosamente con agua corriente del grifo, se enjuagó con agua destilada y se secó a temperatura ambiente durante 2 semanas. Luego la muestra seca se molió usando una fresadora hasta obtener un polvo fino.

El procedimiento para la extracción acuosa de Parthenium hysterophorus se adoptó de la Ref.52, en la que se disolvieron 20 g de la muestra de la planta en 200 ml de agua destilada. La mezcla se calentó en una placa caliente a 40 °C durante 45 min con agitación constante. El extracto se obtuvo por filtración utilizando papel de filtro Whatman No. 1. Luego, el extracto se utilizó para sintetizar nanopartículas de óxido de cobre53.

La síntesis de nanopartículas de óxido de cobre utilizó sulfato de cobre (II) como precursor metálico. Se preparó una solución de CuSO4 0,01 M disolviendo 1,59 g en 100 ml de agua destilada. Luego, la solución de metal se mezcló con extracto acuoso de partenio en una proporción de 1:4, y la formación de nanopartículas se controló mediante un cambio de color y una medición espectrofotométrica UV-Vis. La solución coloidal se centrifugó a 4000 rpm durante 15 min, se lavó varias veces y las nanopartículas se secaron en una estufa a 80 °C54.

La Figura 1 muestra un diagrama esquemático de la síntesis de NP de CuO utilizando extracto acuoso de planta entera de Parthenium hysterophorus.

Diagrama esquemático que muestra la síntesis de NP de CuO a partir del extracto acuoso de Parthenium hysterophorus, su caracterización y su uso en estudios de degradación. Creado en BioRender.com.

Las nanopartículas sintetizadas se caracterizaron utilizando un espectrofotómetro UV-Vis Shimadzu UV-1800 (Shimadzu, Japón) para confirmar su resonancia plasmónica superficial a longitudes de onda de 200 a 800 nm. Los espectros IR de las nanopartículas de CuO se adquirieron en el rango de frecuencia de 4000 a 400 cm-1 utilizando un espectrofotómetro FT-IR Bruker Tensor II (Bruker, Ettlingen, Alemania)55,56. Los difractogramas de rayos X se obtuvieron utilizando un difractómetro Bruker D8 Advance (Bruker, Ettlingen, Alemania) con un tubo de cobre operando bajo un voltaje y corriente de 40 kV y 40 mA. Las muestras se irradiaron con una radiación monocromática CuKα de 0,1542 nm y los difractogramas se adquirieron entre valores de 2θ de 5 ° a 90 ° a intervalos de 0,05 ° con un tiempo de medición de 1 s por intervalos de 2θ. El tamaño cristalino de las nanopartículas se calculó mediante la ecuación de Debye Scherrer.

donde D es el tamaño promedio de partícula (nm), K es una constante igual a 0,94, λ es la longitud de onda de la radiación de rayos X, β es el ancho total en la mitad del máximo del pico en radianes y theta es el ángulo de difracción ( grado). El análisis morfológico del nanocompuesto se observó utilizando el microscopio electrónico de barrido Tescan Mira3 LM FE (Tescan, Brno-Kohutovice, República Checa) operando bajo un voltaje de aceleración de 3 kV. Las muestras se recubrieron con oro de 4 nm antes del análisis para evitar la carga utilizando el Agar Sputter Coater AGB7340 (Agar Scientific, Essex, Reino Unido)55,57. El análisis TEM se realizó en un Tecnai G2 Spirit (ThermoFischer Scientific, Oregon, EE. UU.) bajo un voltaje operativo de 120 kV equipado con detectores de montaje inferior veleta 2048 × 2048 gran angular y Eagle 4096 × 4096. Las muestras secas se suspendieron en agua ultrapura (Barnstead Genpure, Thermoscientific, Alemania), se sometieron a ultrasonidos para obtener una solución que se vertió sobre películas de carbono de malla 300 antes del análisis55,57. Para determinar la distribución del tamaño de las partículas y el índice de polidispersidad de las nanopartículas suspendidas, las nanopartículas metálicas se resuspendieron en agua ultrapura (18 MΩ cm Barnstead Genpure UV-TOC, Thermoscientific, Alemania) y se sometieron a ultrasonidos para obtener una solución de nanopartículas suspendidas. Luego, las soluciones se filtraron a través de jeringas de PTFE de 0,25 µM en viales de vidrio y luego se transfirieron 45 µl de cada solución a cubetas de cuarzo antes del análisis. Luego se midieron la distribución del tamaño de las partículas y el índice de polidispersidad utilizando un analizador de dispersión de luz dinámica Bechman Coulter DelsaMax pro (Beckman Coulter, Indianápolis, Estados Unidos)58,59.

Para determinar la eficiencia de las nanopartículas de CuO en la degradación del antibiótico rifampicina, se realizaron estudios de degradación variando el pH, el tiempo de degradación, la concentración del antibiótico, la temperatura y la dosis de nanopartículas. La solución de rifampicina se preparó según la Ref.11 en la que se disolvieron 0,0025 g de rifampicina en 1 ml de metanol y 10 ml de agua destilada y el contenido se transfirió a un matraz volumétrico de 250 ml11,60. Se usó la solución de rifampicina resultante (10 mg/L) y la eficiencia de degradación se calculó usando la ecuación. (1)36

donde Ao, la absorbancia inicial de rifampicina, y At, la absorbancia de rifampicina después del tiempo, t.

Los materiales vegetales fueron recolectados y utilizados de acuerdo con las regulaciones nacionales. La utilización de esta especie vegetal con fines experimentales no requiere ningún permiso especial. Todos los métodos utilizados para este estudio cumplen con las directrices y legislación institucionales, nacionales e internacionales pertinentes. Los autores reconocen que la colección de especies de plantas podría estar sujeta a directrices establecidas en virtud de la Declaración de política de la UICN sobre protocolos de investigación que involucran especies en riesgo de extinción. Sin embargo, nuestra búsqueda en la base de datos de la UICN encontró que Parthenium hysterophorus no está en la Lista Roja ni está clasificado como especie amenazada.

La formación de CuO NP se siguió mediante la medición de su pico SPR utilizando un espectrofotómetro UV-Vis, y los resultados se representan en la Fig. 2.

Espectros UV-Vis de extracto y CuO NP.

Como se muestra en la Fig. 2, el pico de absorción máximo se produjo a 340 nm, atribuido a la banda de absorción SPR de las NP de CuO. La banda de absorción SPR de CuO NP a 340 nm confirmó la formación de CuO NP61. A medida que aumentaba la longitud de onda, la intensidad de la absorbancia disminuía, lo que indica que la formación no se produjo en una longitud de onda grande. Las NP de CuO se formaron de acuerdo con estudios que proponían que las NP de CuO se formaran entre 200 y 350 nm62.

Los grupos funcionales presentes en el extracto acuoso de Parthenium hysterophorus y las NP de CuO se identificaron mediante espectrometría FTIR en el rango de 4000 a 400 cm −1 (Fig. 3).

Espectros IR del extracto acuoso de Parthenium hysterophorus y NP de CuO.

El extracto acuoso de partenio reveló cuatro picos. Un pico amplio en los rangos de 3371 a 3212 cm-1 y picos agudos en 1630, 1368 y 1209 cm-1. El espectro FTIR de NP de CuO se observó a 3284, 1600, 1368, 1278, 1084, 820, 522 y 590 cm-1. El pico en el rango de 3371–3212 cm-1 indica que la presencia del grupo O – H típico de los fenoles en el extracto estuvo presente tanto en el espectro del extracto como en el de las NP de CuO. Estos picos corresponden a hallazgos de estudios anteriores63,64. Un pico a 1630 cm-1 y 1600 cm-1 para el extracto y las nanopartículas está asociado con una vibración de estiramiento del enlace C=O. La vibración de estiramiento del enlace C=O es típica de las amidas65. Los picos a 1368 cm-1 para el extracto y los espectros de NP de CuO representan la vibración de estiramiento C-N de las aminas34. Un pico a 1084 cm-1 se asocia con vibraciones de estiramiento de C-O típicas de los flavonoides34,63. El pico característico a 522 cm-1 y 590 cm-1 indicó la formación de vibraciones de estiramiento de Cu-O, lo que confirma la formación de NP de CuO34,35. Por lo tanto, del análisis FTIR se puede indicar que los fitoquímicos presentes en el extracto acuoso, como fenoles y flavonoides, fueron los responsables de reducir y estabilizar los iones metálicos para formar NP CuO.

La morfología y la estructura de la superficie de las NP de CuO sintetizadas se analizaron mediante SEM y la micrografía obtenida se muestra en la Fig. 4.

Micrografía SEM y distribución de tamaño de NP de CuO.

La forma de las nanopartículas era casi esférica, con menos evidencia de aglomeración. Estudios anteriores confirmaron la forma esférica de las NP de CuO66,67. La determinación del tamaño promedio de partícula utilizando el software ImageJ mostró que el tamaño promedio de partícula fue de 59,99 nm. La distribución del tamaño de partículas para las NP de CuO obtenida en este estudio coincidió con estudios anteriores67,68.

El tamaño de las nanopartículas de óxido de cobre sintetizadas también se visualizó mediante micrografías TEM, como se muestra en la Fig. 5.

Micrografía TEM y distribución de tamaño de CuO NP.

Las micrografías TEM revelaron que las nanopartículas eran casi esféricas69. La distribución del tamaño de las partículas de la micrografía TEM fue de 8 a 22 nm, lo que se encuentra dentro del rango de tamaño de las NP de CuO obtenidas en estudios anteriores69,70.

El patrón de difracción XRD de NP de CuO se presenta en la Fig. 6.

Patrón XRD de NP de CuO.

El análisis de difracción de rayos X muestra la presencia de tres picos prominentes en valores de 2θ en el rango de 20° a 80° a 43,6°, 50,8° y 73,5°. Estos valores de 2θ presentan planos cristalográficos (111), (200) y (220) de la base de datos JCPDS, respectivamente38,41. El patrón XRD confirmó la naturaleza de alta cristalinidad de las NP de CuO31. Los picos pueden catalogarse como estructuras monoclínicas típicas de NP de CuO34. El tamaño promedio de los cristalitos se calculó utilizando la ecuación de Scherrer34,43 y resultó ser 31,58 nm. Otros investigadores han confirmado la síntesis verde de NP de CuO en este rango de tamaño. Se sintetizaron 22,4 nm de NP de CuO utilizando extracto de hoja de Bacopa monnieri71. El tamaño promedio de las NP de CuO se calculó en 29,7 nm en una síntesis verde utilizando extractos de raíz de Curcuma longa31. Los parámetros de espaciado d y constante de red se determinaron utilizando la ley de Bragg en 0,2 nm y 0,34 nm, respectivamente. Estos resultados corresponden a un estudio previo72.

Se utilizó dispersión dinámica de luz para determinar la distribución de tamaño de las nanopartículas de óxido de cobre sintetizadas y los resultados se muestran en la Fig. 7.

Distribución de tamaño de CuO NP de DLS.

El histograma DLS muestra que las partículas eran más grandes y polidispersas en comparación con las observadas en micrografías SEM que varían de 20 a 120 nm (Fig. 4). El diámetro de las partículas estaba en el rango de 0 a 200 nm, con una gran población de nanopartículas que tenían un tamaño promedio inferior a 100 nm. El índice de polidispersidad (PDI) fue de 0,3 o menos, lo que indicó que la distribución de tamaño individual era monodispersa73. Como resultado, la monodispersidad individual puede atribuirse a la aglomeración o agregación durante el proceso de síntesis de nanopartículas74.

La Figura 8 muestra el efecto de la dosis de CuO NP sobre la degradación del antibiótico rifampicina.

Efecto de la dosis de CuO NP sobre la eficiencia de degradación.

Como se puede ver en la Fig. 8, a medida que la dosis de CuO NP aumentó de 10 a 50 mg, el porcentaje de degradación de la rifampicina aumentó de 92,81 a 99,89%, respectivamente, en 210 minutos. El aumento en el porcentaje de degradación al aumentar la dosis de NPs de CuO se puede atribuir al aumento de la superficie total de las nanopartículas, lo que aumenta los sitios activos que interactúan con el antibiótico rifampicina75,76. Por tanto, a medida que aumenta el número de sitios activos en la superficie de las NP de CuO, se generan más radicales reactivos, que intervienen en la degradación de la rifampicina, y mejora la eficiencia de la degradación76,77. Se observó que la intensidad de absorción de rifampicina disminuía a medida que aumentaba la cantidad de NP de CuO. Esto respalda el hecho de que se unieron más moléculas de rifampicina a los sitios activos de las NP de CuO, y su estructura se destruyó rápidamente a medida que había más sitios activos disponibles en dosis más altas de NP de CuO. La disminución en la intensidad de la absorbancia a dosis más altas de nanopartículas indica la formación de subproductos de degradación intermedios.

La Figura 9 muestra el efecto de la concentración de antibiótico rifampicina sobre la eficiencia de degradación utilizando NP de CuO.

Efecto de la concentración de rifampicina sobre la eficiencia de degradación.

A medida que la concentración de rifampicina aumentó de 10 a 30 mg/l, el porcentaje de degradación de rifampicina disminuyó de 99,42 a 97,78 %, respectivamente, dentro de los 12 minutos posteriores a la reacción. A concentraciones más altas de rifampicina, todos los sitios activos de las NP de CuO estaban ocupados y saturados para reaccionar y degradar la rifampicina, lo que resultó en un menor porcentaje de degradación a altas concentraciones de rifampicina76,77. Todos los sitios activos de las NP de CuO se utilizaron en concentraciones más altas de rifampicina y permanecieron más moléculas de rifampicina en la solución. Simultáneamente, la generación de especies reactivas como el radical OH a partir del peróxido de hidrógeno en la solución se suprime cuando la concentración de la solución de rifampicina es alta76. Otra posible razón para una disminución de la eficiencia de degradación a medida que aumenta la concentración de rifampicina resulta de la producción de subproductos de degradación que compiten con las moléculas de rifampicina por el número limitado de sitios activos en la superficie de las NP de CuO y los radicales reactivos presentes. Con respecto a la absorbancia del espectro UV-Vis, se observó que a concentraciones más altas de rifampicina, la intensidad de absorbancia de la rifampicina era mayor, lo que indica una interacción degradativa mínima entre la rifampicina y las NP de CuO78,79.

La Figura 10 muestra el efecto de variar el pH sobre la eficiencia de la degradación de rifampicina utilizando NP de CuO.

Efecto del pH de la solución de rifampicina sobre la degradación.

El pH de la solución de rifampicina se varió usando soluciones de HCl 0,1 M y NaOH 0,1 M. Al variar el pH de la solución, se afecta la concentración de iones H+ y OH-, los cuales son los encargados de generar especies reactivas involucradas en el proceso de degradación del antibiótico rifampicina. En condiciones ácidas a pH 2 y 4, se calculó el porcentaje de degradación de la rifampicina por las NP de CuO y se encontró que era 98,09% y 97,35%, respectivamente. En condiciones básicas, los estudios de degradación se realizaron a pH 8 y 12, lo que arrojó una eficiencia de degradación de 98,38% y 98,46%, respectivamente. En comparación con la solución de rifampicina que tenía un pH de 5 y tenía una eficiencia de degradación del 93,84%, se observó que la tasa de degradación de la rifampicina aumentó significativamente tanto en medios ácidos como básicos. El aumento en la eficiencia de la degradación en medios ácidos se puede atribuir a la generación de radicales de hidrógeno tras la interacción del peróxido de hidrógeno con CuO NPs80. Simultáneamente, en medios ácidos, las nanopartículas se cargan positivamente, lo que aumenta la tasa de interacción del H2O2 con las NP de CuO, lo que resulta en la generación de más iones H+ y aumenta la degradación de la rifampicina11,75. El aumento de la eficiencia de la degradación de la rifampicina en medios básicos se puede atribuir al aumento de los iones OH- que conducen a la generación de más radicales hidroxilo que activan los sitios activos de las NP de CuO. El aumento de radicales hidroxilo aumenta la tasa de interacción de las nanopartículas con la solución de rifampicina, lo que conduce a una mejor eficiencia de degradación en comparación con la solución de rifampicina a pH 5. Se puede describir que la degradación de la rifampicina depende del pH y su alteración en la carga superficial del CuO. Las NP dan como resultado un porcentaje variable de degradación81.

La Figura 11 muestra el efecto sobre el tiempo de interacción del antibiótico rifampicina con las NP de CuO.

Efecto del tiempo sobre la tasa de degradación de la rifampicina.

La degradación de la rifampicina se observó midiendo la intensidad de la absorción a intervalos de tiempo regulares. La disminución en la intensidad de absorción a λmax = 480 nm se correlacionó con la reducción en la concentración de rifampicina, lo que indicó el aumento de la tasa de degradación de la rifampicina por las NP de CuO con el tiempo de interacción82. Estos resultados fueron consistentes con estudios previos que informaron una mejor eficiencia de eliminación del antibiótico levofloxacina utilizando NP de CuO del 27 % en 15 min al 71 % en 120 min83.

La Figura 12 muestra los cambios observables en el efecto de la temperatura sobre el porcentaje de degradación de rifampicina utilizando NP de CuO.

Efecto de la temperatura sobre la eficiencia de degradación.

A medida que la temperatura aumentó de 25 a 65 °C, el porcentaje de degradación de la rifampicina aumentó de 97,19 a 98,76 %, respectivamente. Como se informó en estudios anteriores, los aumentos de temperatura mejoran la cinética de degradación debido a un aumento del movimiento browniano75,84. También se observó a través del cambio en la absorbancia de la rifampicina, la cual se redujo al aumentar la temperatura después de 24 min11.

El cambio de calor y entropía de la reacción de degradación de la rifampicina utilizando NP de CuO se determinó a partir de los valores de pendiente e intersección, respectivamente, del gráfico de Van't Hoff de \(ln {k}_{eq}\) frente a \(\frac {1}{T}\), y los resultados se representan en la Fig. 13. La energía de activación del proceso de degradación también se determinó utilizando el gráfico de Arrhenius de lnk frente a 1/T y los resultados se representan en la Fig. 14.

Diagrama de Van't Hoff para la degradación de la rifampicina.

Gráfico de Arrhenius de lnk frente a 1/T para obtener la energía de activación de la reacción de degradación de la rifampicina.

La ecuación de Van't Hoff relaciona el cambio en la constante de equilibrio con una disminución en la concentración de rifampicina al aumentar la temperatura. Se observó que a temperaturas más altas, la tasa de degradación de la rifampicina era mayor (Fig. 12), lo que indica que la reacción fue endotérmica81. La temperatura juega un papel importante en la mejora de la tasa de degradación del antibiótico. La entropía de una reacción endotérmica disminuye cuando la temperatura de reacción aumenta debido a la formación de subproductos de degradación. Para esta reacción, a partir de los datos experimentales se calculó que el cambio de calor fue 45,87 kJ mol-1, mientras que el cambio de entropía de la reacción fue 108,03 JK-111. El valor de la energía de activación (Ea) de la degradación de la rifampicina se calculó a partir de la pendiente del gráfico de Arrhenius de lnK frente a 1/T siguiendo la cinética de pseudosegundo orden establecida para ocurrir durante la degradación del antibiótico de rifampicina por las NP de CuO. Se determinó que el valor de Ea era 454 kJ mol-1.

Para comprender la cinética de degradación de la rifampicina, los modelos cinéticos se ajustaron utilizando temperaturas de pseudoprimer orden y pseudosegundo orden a temperaturas de 298, 308, 328, 328 y 338 K, como se muestra en la Tabla 2, Figs. 15 y 16.

Gráfico de pseudoprimer orden a 55 °C.

Gráfico de pseudosegundo orden a 55 °C.

En condiciones de temperatura variables, los datos cinéticos se ajustaron a pseudosegundo orden porque los valores de R2 (coeficiente de correlación) fueron ≥ 0,98 para todas las condiciones de temperatura, que eran más altos que los valores de R2 de pseudoprimer orden. El aumento en las constantes de velocidad indicó que la reacción fue endotérmica, lo que coincide con hallazgos previos sobre la degradación del antibiótico rifampicina11.

Las Figuras 17 y 18 representan la eficiencia de degradación en condiciones óptimas (concentración de rifampicina de 10 mg/l, 65 °C y 50 mg de CuO NP, pH 2 y 8).

Degradación de rifampicina en condiciones óptimas a pH 8.

Degradación de rifampicina en condiciones óptimas a pH 2.

Se calculó el porcentaje de degradación de la rifampicina a pH 8 utilizando las condiciones óptimas mencionadas y se encontró que era del 98,37%, alcanzado a los 16 min. Utilizando los mismos parámetros óptimos a pH ácido 2, se calculó que la eficiencia de degradación era del 98,43%, lograda después de 8 minutos. Se puede concluir que a la dosis más alta de NPs de CuO (50 mg), hay más sitios activos disponibles para reaccionar con las moléculas de rifampicina, mientras que condiciones ácidas (pH 2) y básicas (pH 8) y de mayor temperatura aumentan la generación de hidrógeno. y radicales hidroxilo que activan aún más la superficie de las nanopartículas, lo que conduce a una mayor eficiencia de degradación. Estas condiciones óptimas aumentan la generación de radicales, mejorando la velocidad de degradación del antibiótico rifampicina11.

Varios estudios han informado del mecanismo de degradación de antibióticos utilizando nanopartículas metálicas41,77,78,79. La presencia de luz incidente en la superficie de las NP de CuO produce un agujero en la banda de valencia (VB). Esto crea una carga positiva en VB \(\left({\mathrm{h}}_{\mathrm{VB}}^{+}\right)\). Como resultado, el electrón se excita desde VB a la banda de conducción CB \(({\mathrm{e}}_{\mathrm{CB}}^{-})\)85. La presencia de electrones excitados en el CB reduce las moléculas de oxígeno a radicales de oxígeno, mientras que las moléculas de agua en la reacción se oxidan a radicales hidroxilo86,87. La Figura 19 ilustra el mecanismo de degradación de la rifampicina utilizando NP de CuO. Los mecanismos de degradación del tinte MB por las NP de ZnO también se pueden describir utilizando los pasos que se muestran en las ecuaciones siguientes.

Probable mecanismo de degradación del antibiótico rifampicina utilizando NP de CuO.

La Figura 20 muestra espectros FTIR que muestran los cambios en las NP de CuO después de la interacción degradativa con rifampicina.

Espectros FTIR de NP de CuO antes y después de la degradación de rifampicina.

Como se muestra en la Fig. 20, se observaron ligeros cambios en los espectros FTIR de las NP de CuO después de su uso en la degradación del antibiótico rifampicina. Se observaron cambios en el número de onda de los grupos funcionales después de que las NP de CuO interactuaran con la rifampicina. La banda ancha típica de un grupo OH cambió de 3270 cm-1 a dos picos a 3288 cm-1 y 2949 cm-1 después de la degradación que fueron ligeramente más estrechos que antes de los estudios de degradación. La banda típica de los grupos C=O cambió de 1609 cm-1 antes de la degradación a 1737 cm-1 después de la degradación. El cambio de C – O se observó de 1271 cm-1 antes de la degradación a 1209 cm-1 después de los estudios de degradación. Las transiciones se atribuyeron a la adsorción de rifampicina en la superficie de las NP de CuO, lo que alteró las frecuencias. Los picos asignados al grupo funcional Cu-O mostraron un ligero cambio de dos picos a 590 cm-1 y 522 cm-1 a un solo pico después de la degradación a 528 cm-1. Estos cambios en los picos de las NP de CuO antes y después de los estudios de degradación de la rifampicina demuestran que la funcionalidad de las NP de CuO no se perdió por su capacidad degradativa para eliminar antibióticos84.

La capacidad de reciclaje y reutilización de las NP de CuO en la degradación del antibiótico rifampicina se investigó en cuatro ciclos de 90 minutos cada uno. Después de cada uso, las nanopartículas fueron decantadas, lavadas con agua y secadas en estufa a 60 °C durante 6 h, como se describió previamente41,71. Luego, las nanopartículas secas se usaron en el ciclo de degradación posterior con una solución nueva de rifampicina de 10 mg/l. Se calculó la eficiencia de degradación y los resultados se representaron como se muestra en la Fig. 21.

Reciclaje y reutilización de NP de CuO en la degradación de rifampicina en cuatro ciclos.

Se observó que la eficiencia de degradación de las NP de CuO en el antibiótico rifampicina disminuyó del 35,48% (primer ciclo) al 28,87% (cuarto ciclo). La disminución de la eficiencia de degradación en cada ciclo de reciclaje posterior se puede atribuir a la adsorción de antibióticos de rifampicina en los sitios activos de las NP de CuO, que desactiva la propiedad catalítica de las nanopartículas41,71. Además, la disminución en la eficiencia de degradación de las NP de CuO a medida que aumenta el número de ciclos puede verse respaldada por el hecho de que las NP de CuO pierden su rendimiento catalítico durante las etapas de separación y secado72,88. Los hallazgos de reciclabilidad de este estudio son consistentes con estudios reportados previamente72,88.

La eficacia de las NP de CuO en la degradación del antibiótico rifampicina se comparó con otros catalizadores utilizados en la degradación de antibióticos y se resumió en la Tabla 1. En este estudio, las NP de CuO demostraron haber mejorado la eficiencia de degradación en la eliminación de rifampicina, lo que hace que las nanopartículas sean prometedoras para su aplicación. en la degradación de otros antibióticos.

El presente estudio ha descrito una síntesis verde rentable y respetuosa con el medio ambiente de NP de CuO utilizando extractos acuosos de plantas de Parthenium hysterophorus como agentes reductores y de protección. Las NP de CuO se caracterizaron mediante técnicas analíticas de espectroscopía UV-Vis, FTIR, SEM, TEM, XRD y DLS. El espectro UV-Vis reveló una banda SPR a 340 nm atribuible a CuO NP. El análisis FTIR mostró la presencia de metabolitos secundarios en los extractos, que fueron responsables de reducir las soluciones de iones de cobre a NP de CuO con vibración de estiramiento característica a 522 cm-1. Las micrografías SEM y TEM confirmaron la forma esférica de las NP de CuO. El análisis XRD confirmó la cristalinidad de las NP de CuO y se calculó que el tamaño del cristalito era de 31,58 nm. Los estudios DLS revelaron polidispersidad de CuO NP. Las NP de CuO demostraron ser efectivas en la degradación de los antibióticos de rifampicina, con una eficiencia de degradación superior al 98% en condiciones óptimas. La degradación del antibiótico rifampicina sigue un modelo cinético de pseudo segundo orden. Por lo tanto, una síntesis verde de CuO NP mediada por Parthenium hysterophorus, ecológica y rentable, puede ser prometedora en la degradación de antibióticos en plantas de tratamiento de aguas residuales y servir para abordar los crecientes desafíos de la contaminación del agua. Las investigaciones futuras deberían centrarse en la utilizabilidad de las NP de CuO en el tratamiento de aguas residuales a gran escala y en la identificación de los productos de degradación reales y sus implicaciones para el ecosistema. También observamos que los productos de degradación tóxicos en los compartimentos ambientales pueden exacerbar aún más la contaminación del agua, de ahí la necesidad de prevenir su aparición mediante la encapsulación o la fabricación de nanocompuestos magnéticos. De esta manera, se puede mejorar la seguridad de las nanopartículas a medida que abordan la contaminación ambiental.

Los datos asociados con este estudio de investigación que son suficientes para sacar los resultados y conclusiones se proporcionan en el manuscrito. Sin embargo, todos los conjuntos de datos se han depositado en el repositorio público, Zenodo, y se puede acceder a ellos a través del enlace https://doi.org/10.5281/zenodo.8116191.

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Los autores agradecen al Departamento de Química de la Facultad de Ciencias Puras y Aplicadas de la Universidad de Agricultura y Tecnología Jomo Kenyatta por proporcionar instalaciones de laboratorio para realizar el estudio. Los autores también agradecen a la Comisión Federal de Becas (FCS) por un programa de intercambio de un año en la Universidad de Friburgo, Suiza y la Fundación Nacional Suiza para la Ciencia con el número de subvención IZSEZ0_200290 que permitió el acceso a varios instrumentos analíticos en la Prof. Katharina Fromm. Laboratorio, Departamento de Química, Universidad de Friburgo.

No se proporcionó financiación durante la preparación de este manuscrito.

Departamento de Química, Universidad de Agricultura y Tecnología Jomo Kenyatta, PO Box 62000, 00200, Nairobi, Kenia

Dennis Mwanza Nzilu, Edwin Shigwenya Madivoli, Sammy Indire Wanakai, Gideon Kirui Kiprono y Patrick Gachoki Kareru

Departamento de Ciencias Biológicas y Físicas, Universidad de Karatina, PO Box 1957-10101, Karatina, Kenia

David Sujee Makhanu

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Todos los autores contribuyeron a la concepción y diseño del estudio. La preparación del material, la recopilación de datos y el análisis fueron redactados por DMNDMN, redactó el primer borrador y todos los autores comentaron las versiones anteriores del manuscrito. Todos los autores han leído y aprobado el manuscrito final.

Correspondencia a Dennis Mwanza Nzilu.

Los autores declaran no tener conflictos de intereses.

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Reimpresiones y permisos

Nzilu, DM, Madivoli, ES, Makhanu, DS et al. Síntesis verde de nanopartículas de óxido de cobre y su eficiencia en la degradación del antibiótico rifampicina. Representante científico 13, 14030 (2023). https://doi.org/10.1038/s41598-023-41119-z

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Recibido: 29 de junio de 2023

Aceptado: 22 de agosto de 2023

Publicado: 28 de agosto de 2023

DOI: https://doi.org/10.1038/s41598-023-41119-z

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