Adsorción Antes de que se investigara y utilizara el biocarbón como aditivo alimentario habitual para animales a principios de la década de 2010, el carbón vegetal (es decir, el biocarbón fabricado a partir de madera) y el carbón activado (es decir, el biocarbón activado cuando se fabrica a partir de biomasa; Hagemann et al., 2018) se consideraban un medicamento veterinario para hacer frente a la indigestión y el envenenamiento. El carbón vegetal fue conocido durante muchos siglos como tratamiento de emergencia para el envenenamiento de animales (Decker & Corby, 1971). El biocarbón ha sido y sigue siendo utilizado debido a su alta capacidad de adsorción para una variedad de diferentes toxinas como micotoxinas, toxinas vegetales, pesticidas, así como metabolitos tóxicos o patógenos. La terapia de adsorción, que utiliza biocarbón activado como sorbente no digerible, se considera una de las formas más importantes de prevenir los efectos nocivos o mortales de las toxinas ingeridas por vía oral (McKenzie, 1991; McLennan & Amos, 1989).
Desde una perspectiva toxicológica, la mayoría de los efectos del biocarbón se basan en uno o varios de los siguientes mecanismos: adsorción selectiva de algunas toxinas como las dioxinas, coadsorción de sustancias del pienso que contienen toxinas, adsorción seguida de una reacción química que destruye la toxina y desorción de sustancias adsorbidas anteriormente en etapas posteriores de la digestión (Gerlach & Schmidt, 2012). Sin embargo, es necesario establecer distinciones clasificables para los procesos dependientes del tiempo y parcialmente solapados de adsorción, biotransformación, desorción y excreción de las sustancias tóxicas a lo largo del sistema digestivo de los animales.
Schirrmann (1984) describió los efectos del carbón activado sobre las bacterias y sus toxinas en el tracto gastrointestinal como:
- Adsorción de proteínas, aminas y aminoácidos.
- Adsorción de enzimas del tracto digestivo, así como adsorción de exoenzimas bacterianas.
- Fijación, mediante quimiotaxis, de gérmenes móviles.
- La colonización selectiva del biocarbón con bacterias gramnegativas podría reducir la liberación de endotoxinas, ya que estas toxinas podrían ser adsorbidas directamente por el biocarbón colonizado cuando las bacterias gramnegativas mueren.
Otra gran ventaja del uso del biocarbón es su propiedad de «diálisis enteral», es decir, las toxinas lipófilas e hidrófilas ya adsorbidas pueden ser eliminadas del plasma sanguíneo por el biocarbón, ya que el poder de adsorción de la enorme superficie del biocarbón interactúa con las propiedades de permeabilidad del intestino (Schirrmann, 1984).
Susan Pond (1986) explicó varios mecanismos por los que el biocarbón puede eliminar toxinas del organismo. En primer lugar, el biocarbón puede interrumpir la llamada circulación enterohepática de sustancias tóxicas entre el intestino, el hígado y la bilis. Evita que compuestos como los estrógenos y progestágenos, la digitoxina, el mercurio orgánico, los compuestos de arsénico y la indometacina sean absorbidos por la bilis. En segundo lugar, compuestos como la digoxina, que se segregan activamente en el intestino, pueden adsorberse allí. En tercer lugar, compuestos como las petidinas pueden adsorberse al biocarbón, que se difunde pasivamente en el intestino. En cuarto lugar, el biocarbón puede absorber compuestos que se difunden a lo largo de un gradiente de concentración entre la sangre intestinal y la orina primaria.
Actividad redox de los aditivos alimentarios a base de biocarbón Aunque la capacidad de adsorción es la función más destacada del biocarbón para explicar sus efectos positivos cuando se alimenta a los animales, la adsorción por sí sola no puede explicar todos los fenómenos que se observan en los experimentos de alimentación con biocarbón. Otra función fundamental del biocarbón es su actividad redox. Los biocarbones actúan como las llamadas geobaterías y geoconductores que pueden aceptar, almacenar y mediar electrones desde y para reacciones bioquímicas (Sun et al., 2017). Los biocarbones de baja temperatura (HTT de 400-450 °C) funcionan como geobaterías debido principalmente a sus grupos superficiales de fenol y quinona. Los biocarbones de alta temperatura (HTT >600°), por su parte, son buenos conductores eléctricos (Mochidzuki et al., 2003; Yu et al., 2015). Debido a ambas cualidades, tanto los biocarbones de alta como de baja temperatura, pueden actuar en reacciones redox bióticas y abióticas como mediadores de electrones (Van Der Zee & Cervantes, 2009; Husson, 2012; Liu et al, 2012; Kappler et al., 2014; Kluepfel et al., 2014; Joseph et al., 2015a; Yu et al., 2015; Sun et al., 2017). El biocarbón puede aceptar y donar electrones como, por ejemplo, en las pilas de combustible microbianas, donde el biocarbón activado puede utilizarse como ánodo y como cátodo (Gregory, Bond & Lovley, 2004; Nevin et al., 2010; Konsolakis et al., 2015). La conductividad eléctrica del biocarbón, sin embargo, no se basa en el flujo continuo de electrones, como en un cable de cobre, sino en el salto discontinuo de electrones (Kastening et al., 1997), que es de importancia esencial para la función del biocarbón como mediador de electrones (microbiano) o el llamado transportador de electrones, facilitando incluso la transferencia de electrones entre especies (Chen et al., 2015). Debido al tamaño comparativamente grande de las partículas de biocarbón, la capacidad de transferencia de electrones de las matrices de carbono del biocarbón puede conducir a un intercambio de electrones a una distancia relativamente larga que proporciona una accesibilidad espacialmente más amplia a aceptores de electrones alternativos como los minerales para la respiración microbiana anóxica (Sun et al., 2017).
Durante la descomposición microbiana de sustancias orgánicas en el tracto gastrointestinal y, en particular, en el rumen anaeróbico, los microbios digestivos necesitan un aceptor terminal de electrones para deshacerse de los electrones sobrantes que se acumulan durante la degradación de las moléculas orgánicas. Como los electrones no existen en estado libre en condiciones ambientales y las células no pueden almacenarlos en cantidades suficientemente grandes, los organismos dependen siempre de la disponibilidad tanto de un donante de electrones (por ejemplo, la materia orgánica metabolizada) como de un aceptor al que puedan transferirse los electrones sobrantes. Esto suele ocurrir en las llamadas reacciones redox, en las que moléculas o átomos que donan un electrón se acoplan mediante reacciones electroquímicas con moléculas o átomos que aceptan un electrón. Para permitir esta transferencia de electrones, estas reacciones redox químicas o bioquímicas suelen tener lugar en una proximidad (molecular) muy estrecha.
Sin embargo, el acoplamiento de las reacciones de donación y aceptación de electrones puede salvarse mediante los denominados mediadores de electrones o lanzaderas de electrones. Estos mediadores de electrones pueden captar un electrón de una molécula, interfase sólida o microorganismo que reacciona químicamente y proporcionarlo a otra molécula, átomo, interfase sólida o microorganismo. Entre los compuestos mediadores de electrones bien conocidos e investigados se encuentran la tionina, los taninos, el azul de metilo o la quinona, que muestran capacidades comparables a las de las sustancias húmicas y el biocarbón (Van Der Zee et al., 2003; Liu et al., 2012; Bhatta et al., 2012; Kluepfel et al., 2014).
Una alimentación animal equilibrada debería contener múltiples sustancias mediadoras de electrones. Sin embargo, en las dietas hiperenergéticas utilizadas en la ganadería intensiva, el suministro de sustancias secuestradoras de electrones suele ser insuficiente (Sophal et al., 2013). Cuando se añaden mediadores de electrones inertes o no tóxicos, como biocarbón o sustancias húmicas, a piensos de alto contenido energético, varias reacciones redox pueden tener lugar de forma más eficiente, lo que a su vez podría aumentar la eficiencia de la ingesta de pienso (Liu et al., 2012; Leng, Inthapanya &; Preston, 2013). En concreto, el biocarbón puede actuar como único mediador de electrones o como mediador de electrones sinérgico que aumenta la eficiencia de otros mediadores (Kappler et al., 2014).
En el interior del tracto gastrointestinal, casi todas las reacciones de degradación de los alimentos son facilitadas por microorganismos (principalmente bacterias, arqueas y ciliados). En esas reacciones, las células bacterianas pueden transferir electrones a las biopelículas o a través de ellas a otros aceptores terminales de electrones (Richter et al., 2009; Kracke, Vassilev & Krömer, 2015). Sin embargo, las biopelículas son conductores eléctricos bastante pobres y la capacidad de aceptación de electrones es baja. Por tanto, las reacciones redox microbianas pueden optimizarse mediante lanzaderas de electrones, como los ácidos húmicos o el biocarbón activado, cuya conductividad eléctrica es 100-1.000 veces superior a la de las biopelículas (Aeschbacher et al., 2011; Liu et al., 2012; Saquing, Yu & Chiu, 2016). Aunque la conductividad del biocarbón no activado es menor en comparación con el biocarbón activado, se ha demostrado que puede transferir electrones de forma eficiente entre células bacterianas (Chen et al., 2015; Sun et al., 2017). Se demostró que las bacterias donaban un electrón a una partícula de biocarbón mientras que otras bacterias de especies diferentes tomaban (aceptaban) un electrón en otro sitio de la misma partícula de biocarbón. El biocarbón actúa aquí como una «batería» (o tampón de electrones) que puede cargarse y descargarse, dependiendo de la necesidad de reacciones bioquímicas (microbianas) (Liu et al., 2012). Además, como el biocarbón puede ser oxidado o reducido temporalmente por los microbios (es decir, el biocarbón se agota o se enriquece en electrones), puede amortiguar situaciones con una falta (temporal) de donantes de electrones o aceptores de electrones terminales (efecto amortiguador redox) (Saquing, Yu & Chiu, 2016). Un objetivo principal de alimentar a los animales con biocarbón podría ser, por tanto, superar las limitaciones metabólicas redox mejorando el intercambio de electrones entre microbios y entre microbios y aceptores de electrones terminales.
La columna vertebral carbonosa redox-activa del biocarbón, así como los minerales que contiene, como el hierro (Fe(II) y/o Fe(III)) y el manganeso (Mn(III) o Mn(IV) minerales), pueden apoyar eléctricamente el crecimiento microbiano de al menos cuatro maneras diferentes: (1) como un sumidero de electrones para la respiración heterótrofa, (2) como una fuente de electrones para el crecimiento autótrofo, (3) permitiendo la transferencia de electrones de célula a célula y (4) como un material de almacenamiento de electrones (Shi et al., 2016). Se puede plantear la hipótesis de que permitir la transferencia extracelular de electrones contribuye a una digestión más eficiente energéticamente, lo que se traduce en una mayor eficiencia alimentaria cuando se administra biocarbón activado o no activado. Además, los efectos electroquímicos deben ser considerados como un factor importante para explicar los posibles cambios en la diversidad funcional de la comunidad microbiana en el sistema digestivo (Prasai et al., 2016). Leng, Inthapanya & Preston (2012) también sugirieron que la transferencia de electrones entre el biocarbón y los microorganismos podría ser una de las razones por las que alimentar a las vacas con biocarbón redujo las emisiones de metano en sus estudios (véase el capítulo 6).
Además, es muy probable que el biocarbón tenga la función de una rueda redox en el tracto digestivo, comparable a las ruedas redox FeIII-FeII. Podría actuar conjuntamente como aceptor y donador de electrones acoplando directamente varias reacciones redox bióticas y abióticas comparables a los minerales de hierro de valencia mixta (Davidson, Chorover & Dail, 2003; Li et al., 2012; Joseph et al., 2015a; Quin et al., 2015). Además de su columna vertebral poliaromática, el biocarbón contiene, dependiendo del proceso de producción, una multitud de carbonos orgánicos volátiles (COV) (Spokas et al., 2011). Algunos de los COV pirolíticos son fuertes aceptores de electrones y pueden actuar, como una rueda redox similar al funcionamiento de la quinona (Van Der Zee et al., 2003). Algunos de estos COVs pirolíticos que a menudo sufren modificaciones oxidativas durante el envejecimiento del biocarbón (Cheng & Lehmann, 2009) son las llamadas moléculas redox-activas (RAMs) que han demostrado contribuir a la biodegradación de ciertos contaminantes (Yu et al., 2015). Se puede suponer que en el tracto digestivo, una multitud de RAMs, adsorbidos en las superficies de las partículas de biocarbón, pueden actuar como ruedas redox con diversos microorganismos. Además, se puede hipotetizar que cuando el biocarbón amortigua electrones en las proximidades de los grupos redox activos de la superficie, puede proporcionar microhábitats estables con diferentes redox-pH-milieus para diferentes especies de microorganismos (Yu et al., 2015). Además, el biocarbón adsorbe ciertas sustancias alimenticias y metabólicas como taninos, fenoles o tionina, que también son aceptores de electrones y que podrían aumentar aún más la amortiguación de electrones de las partículas de biocarbón durante su paso por el tracto digestivo (Kracke, Vassilev & Krömer, 2015).
El biocarbón, el vinagre de madera (es decir, soluciones acuosas de gases pirolíticos condensados) y las sustancias húmicas pueden actuar como sustancias amortiguadoras redox (Husson, 2012; Kluepfel et al., 2014), lo que puede explicar por qué la alimentación de biocarbón, vinagre pirolítico y sustancias húmicas suele mostrar efectos similares; y por qué la mezcla de biocarbón con vinagre de madera o sustancias húmicas parece reforzar los efectos (Watarai, Tana & Koiwa, 2008; Gerlach et al., 2014). Sin embargo, a diferencia de ambas sustancias orgánicas disueltas, el biocarbón proporciona un entramado altamente poroso con una elevada superficie específica, donde las sustancias de tipo húmico o el vinagre pirolítico pueden adsorberse y desplegarse tridimensionalmente como revestimiento de las superficies de carbono aromático porosas internas del biocarbón. Debido al efecto amortiguador redox del biocarbón mezclado con sustancias húmicas o vinagre de madera, las variaciones del potencial redox pueden minimizarse en la proximidad de las partículas de biocarbón, lo que podría favorecer a aquellas especies de microorganismos que encuentran su óptimo en estos potenciales redox (Kalachniuk et al., 1978; Cord-Ruwisch, Seitz & Conrad, 1988). Por tanto, las partículas de biocarbón pueden proporcionar puntos calientes selectivos de actividad microbiana. Se puede suponer que la amortiguación del potencial redox, así como el efecto del intercambio de electrones entre especies microbianas, pueden tener un efecto selectivo de formación de un medio microbiano, que facilita y acelera la formación de consorcios microbianos funcionales (Kalachniuk et al., 1978; Khodadad et al., 2011; Sun et al., 2017).
La comprensión mecánica del biocarbón utilizado como aditivo alimentario, especialmente con respecto a su impacto en las reacciones redox mediadas por microbios, está claramente en su infancia (Gregory, Bond & Lovley, 2004; Nevin et al., 2010; Konsolakis et al., 2015). Sin embargo, nuestra hipótesis es que el biocarbón tiene una influencia electroquímica directa en las reacciones digestivas, y que esta es una de las razones, si no la principal, de los efectos extremadamente variables de los diferentes biocarbones. La conductividad eléctrica, el potencial redox, la amortiguación de electrones (poising) y la capacidad de transferencia de electrones (shuttling) de un biocarbón determinado dependen en gran medida del tipo de materia prima pirolizada, de las condiciones pirolíticas (Kluepfel et al., 2014; Yu et al., 2015) y especialmente de la temperatura de pirólisis (Sun et al., 2017). Cuanto mayor es la temperatura por encima de 600 °C, mejor es la tasa de transferencia de electrones y la conductividad eléctrica (Sun et al., 2017). Sin embargo, cuanto mayor sea el contenido de COV de, por ejemplo, biocarbones de baja temperatura y mayor abundancia de grupos funcionales superficiales en biocarbones de baja temperatura (400-600 °C), más importante puede llegar a ser la transferencia de electrones mediada hacia/desde el biocarbón (Joseph et al., 2015a; Yu et al., 2015; Sun et al., 2017). Además, el contenido mineral de los biocarbones también debe tenerse en cuenta, ya que no solo influye en el comportamiento electroquímico del biocarbón, sino que también puede catalizar diversas reacciones bióticas y abióticas (Kastner et al., 2012; Anca-Couce et al., 2014).
Adsorción específica de toxinas
Adsorción de micotoxinas La contaminación de los piensos animales con micotoxinas es un problema mundial que afecta hasta al 25% de la producción mundial de piensos (Mézes, Balogh & Tóth, 2010). Las micotoxinas proceden principalmente de hongos de moho, cuyo crecimiento en los piensos frescos y almacenados es difícil de prevenir, especialmente en climas húmedos. Los piensos contaminados con micotoxinas pueden provocar enfermedades graves en los animales de granja. Para proteger a los animales, se suelen añadir adsorbentes a los piensos para aglutinar las micotoxinas antes de su ingestión. Además de los aluminosilicatos de uso frecuente, cada vez se utilizan más el carbón activado y polímeros especiales (Huwig et al., 2001).
Una de las micotoxinas más comunes es la aflatoxina (Alshannaq & Yu, 2017), que, por lo tanto, se ha utilizado en numerosos estudios como sustancia modelo para investigar el comportamiento de adsorción del biocarbón y cómo reduce la absorción de la toxina en el tracto digestivo y, por lo tanto, en la sangre de los animales y en la leche (Galvano et al., 1996a). Galvano et al. (1996b) consiguieron reducir la concentración de aflatoxinas extraíbles en el pienso hasta en un 74% y la concentración en la leche hasta en un 45%, añadiendo un 2% de biocarbón activado al pienso peletizado con aflatoxinas para vacas lecheras. Sin embargo, la comparación no sistemática de diferentes biocarbones activados mostró que existen grandes diferencias en la eficiencia de adsorción entre los distintos tipos de biocarbón (activado).
Díaz et al. (2002) demostraron en un estudio in vitro de sorción por lotes que cuatro carbones activados diferentes adsorbían el 99% de la aflatoxina B de una solución con un 0,5% de aflatoxina B cuando se dosificaban biocarbones activados a razón de 1,11 g en 100 ml. Sin embargo, cuando Díaz administró un año después carbón activado al 0,25% en piensos contaminados con aflatoxina B para vacas lecheras (Diaz et al., 2004), no pudieron demostrar ninguna reducción significativa de los niveles de aflatoxina B en la leche. Aquí, hay que tener en cuenta que en la prueba in vivo, un biocarbón insuficientemente caracterizado (activado) se suministró a una baja concentración del 0,25% del peso fresco del pienso, mientras que en los estudios in vitro, el biocarbón se añadió al 1% a la solución acuosa, es decir, cuatro veces más, y en ausencia de una matriz de alimentación.
Galvano et al. (1996a) también investigaron la capacidad de adsorción de 19 carbones activados diferentes para dos micotoxinas, la ocratoxina A y el deoxinivalenol, y descubrieron que el biocarbón activado adsorbió el 0,80-99,86% de la ocratoxina A y hasta el 98,93% del deoxinivalenol, dependiendo del tipo de biocarbón activado. La gran variedad de resultados confirma claramente la importancia de una caracterización y clasificación sistemáticas de las propiedades del biocarbón. Sin embargo, Galvano et al. concluyeron que ni el número de yodo utilizado para la caracterización del biocarbón activado, ni la superficie específica de Brunauer-Emmet-Teller derivada de las isotermas de adsorción de gas N2 permitían predicciones directas de la capacidad de adsorción de estas micotoxinas.
Di Natale, Gallo & Nigro (2009) compararon varios aditivos adsorbentes naturales y sintéticos para piensos destinados a vacas lecheras para reducir el contenido de aflatoxinas en la leche. El biocarbón activado mostró la mayor capacidad de reducción de toxinas (>90% de reducción de aflatoxinas en leche con 0,5 g de aflatoxinas por kg de dieta). Los estudios analíticos de la calidad de la leche también mostraron ligeros efectos positivos sobre la composición de la leche en cuanto a ácidos orgánicos, lactosa, cloruros, contenido proteico y pH. Los autores explicaron la elevada capacidad de adsorción con la elevada superficie específica en combinación con una distribución favorable del tamaño de los microporos del biocarbón, y la elevada afinidad de la aflatoxina por la superficie poliaromática del biocarbón en general (Di Natale, Gallo & Nigro, 2009).
Bueno et al. (2005) investigaron la capacidad de adsorción de varias dosis de biocarbón activado (0,1%, 0,25%, 0,5%, 1%) para la zearalenona, un peligroso metabolito estrogénico de la especie de hongo Fusarium, para el que hasta ahora no se habían encontrado agentes de tratamiento. In vitro, se pudo ligar toda la zearalenona en cada una de las cuatro dosis de biocarbón. Sin embargo, in vivo, donde una gran variedad de micotoxinas y otras numerosas moléculas orgánicas compiten con las superficies de adsorción libres del biocarbón, apenas se pudo lograr una adsorción específica.
Un estudio con vacas lecheras Holstein investigó hasta qué punto se pueden reducir los efectos negativos del ensilado contaminado con hongos mediante la alimentación conjunta con biocarbón activado a 0, 20 o 40 g diarios (Erickson, Whitehouse & Dunn, 2011). Las vacas alimentadas con la enmienda de biocarbón y el ensilado contaminado tuvieron una mayor ingesta de alimento y una mejor digestibilidad de la fibra detergente neutro, la hemicelulosa y la proteína bruta y tuvieron un mayor contenido de grasa láctea en comparación con el control sin biocarbón. Cuando se administraron las mismas cantidades diarias de biocarbón al ensilado de calidad no contaminado, no se detectaron cambios en el comportamiento digestivo, la calidad de la leche ni ningún otro efecto en las vacas lecheras. Sin embargo, los autores demostraron en un segundo experimento que las vacas, cuando podían elegir, preferían claramente el ensilado de buena calidad al ensilado contaminado, con o sin biocarbón. Llegaron a la conclusión de que los ganaderos deberían centrarse en proporcionar piensos de alta calidad en lugar de mitigar con biocarbón los efectos negativos del ensilado contaminado.
Mientras que Piva et al. (2005) no encontraron protección contra los efectos nocivos de la fumonisina, una micotoxina altamente tóxica, tras la adición de un 1% de biocarbón al pienso de lechones, Nageswara Rao & Chopra (2001) demostró que la adición de biocarbón al pienso de cabras contaminado con aflatoxina B1 reducía la transferencia de la toxina (100 ppb) a la leche en un 76%. En este último ensayo, la eficacia del biocarbón activado fue significativamente superior a la de la bentonita (65,2%). Ambos adsorbentes no afectaron a la composición de la leche de cabra ni al nivel medio de producción láctea.
Estudios in vitro con fluidos digestivos porcinos mostraron altas tasas de adsorción de toxinas de Fusarium como el deoxinivalenol (67%), la zeralenona (100%) y el nivalenol (21%) a través del biocarbón activado (Avantaggiato, Solfrizzo & Visconti, 2005; Döll et al., 2007). Por otro lado, Jarczyk, Bancewicz & Jedryczko (2008) no encontraron ningún efecto significativo cuando añadieron un 0,3% de biocarbón activado a la dieta de los cerdos. Ni en el suero sanguíneo ni en los riñones, el hígado o en el tejido muscular pudieron reducirse las concentraciones de ocratoxina con esta pequeña cantidad de suplemento con biocarbón industrial no caracterizado (Jarczyk, Bancewicz & Jedryczko, 2008). Sin embargo, tampoco se observó ningún efecto adverso.
Las micotoxinas suelen causar graves daños hepáticos en las aves de corral. El biocarbón administrado en dosis diarias del 0,02% del peso corporal aumentó significativamente la actividad de enzimas hepáticas clave (Ademoyero & Dalvi, 1983; Dalvi & Ademoyero, 1984). Mientras que la aflatoxina (10 ppm) redujo el consumo de alimento y el aumento de peso de los pollos de engorde, la adición de 0,1% de biocarbón al alimento (p/p) invirtió la tendencia negativa (Dalvi & McGowan, 1984).
Al comparar el efecto del biocarbón activado con un producto de alúmina utilizado convencionalmente (aluminosilicato de calcio y sodio hidratado), se observó que el producto de alúmina producía niveles considerables de aflatoxina B en el hígado y la sangre cuando se administraba a 0, 40 y 80 μg de AFB1 por kg de dieta, pero no cuando se combinaba con un tratamiento de biocarbón al 0,25% y al 0,5% (Kubena et al., 1990; Denli & Okan, 2007). En otro estudio, el biocarbón activado redujo la concentración de aflatoxina B en las heces de pollos de engorde, pero sólo si el biocarbón se administraba separado del pienso (Edrington et al., 1996). Sin embargo, Kim et al. (2017) demostraron con un ensayo de alimentación de cerdos in vivo que la capacidad de absorción de aflatoxinas se redujo en un 100%, 10% y 20%, respectivamente, para tres biocarbones diferentes suplementados al 0,5% a la misma dieta basal, lo que demuestra una vez más la importancia de considerar las propiedades específicas del biocarbón. La importancia de la dosificación se confirmó en otro ensayo avícola reciente en el que se añadió biochar activado al 0,25% o al 0,5% a una dieta contaminada con aflatoxina B1, disminuyendo los residuos de aflatoxina B1 en el hígado de las aves entre un 16% y un 72%, dependiendo de la dosis de aflatoxina B1 y de biochar (Bhatti et al., 2018).
En su artículo de revisión, Toth & Dou (2016) documentan más estudios contradictorios en los que la alimentación con biocarbón puede o no mitigar los efectos de la intoxicación por micotoxinas. Los resultados de la mayoría de los estudios sobre sorción en solución acuosa (in vitro) no se correlacionaron con los resultados de las pruebas in vivo correspondientes (Huwig et al., 2001). Por ejemplo, Jaynes, Zartman & Hudnall (2007) descubrieron que un carbón activado (Norit®, Boston, MA, EE.UU.) podía sorber hasta 200 g/kg de aflatoxina, pero sólo en solución clara. En una suspensión de harina de maíz, la capacidad de sorción era 100 veces menor debido a los efectos de la matriz. Cabe esperar que los efectos de la matriz en el tracto digestivo sean aún más complejos debido a la variación del pH y de las condiciones redox. Aun así, basándonos en nuestra revisión, concluimos que los efectos negativos de ciertas micotoxinas como el deoxinivalenol (Devreese et al., 2012, 2014; Usman et al., 2015) y la zearalenona (Avantaggiato, Havenaar & Visconti, 2004) pueden suprimirse eficazmente con dosis bastante bajas de biocarbón activado enmendado al pienso, mientras que no se encontró ningún beneficio para la aflatoxina. Se puede hipotetizar que el biocarbón (activado) sólo es capaz de suprimir los efectos negativos de las micotoxinas que son más bien hidrofóbicas (Avantaggiato, Havenaar & Visconti, 2004).
Sin embargo, la mayoría de estos estudios tienen en común que sólo se utilizaron carbones activados y biocarbones comerciales sin una caracterización adecuada, es decir, apenas se dispone de ensayos sistemáticos con biocarbones de diferentes materias primas (por ejemplo, madera frente a materias primas herbáceas) y condiciones de producción (por ejemplo, temperatura). Así pues, la sistematización de los resultados sigue siendo difícil.
Adsorción de patógenos bacteriológicos y sus metabolitos El uso de carbones activados y no activados para mejorar la salud animal fue recomendado y estudiado por veterinarios alemanes ya a principios del siglo XX. En 1914, el efecto adsorbente del carbón vegetal para varias toxinas del tracto digestivo fue descrito por Skutetzky & Starkenstein (1914). Ya en 1919 se realizaron los primeros experimentos con toxinas bacterianas de Clostridium tetani y Clostridium botulinum, así como con la toxina diftérica (Jacoby, 1919). En particular, Wiechowski señaló lo importante que es la calidad del carbón vegetal y lo diferente que puede ser el efecto de diferentes carbones en la adsorción de toxinas (Wiechowski, 1914). Ernst Mangold describió en 1936 el efecto del carbón vegetal en la alimentación animal de forma exhaustiva y concluyó: «El efecto profiláctico y terapéutico del carbón vegetal sobre la diarrea infecciosa o relacionada con la alimentación está claro, y basándose en esta observación, la alimentación conjunta de animales jóvenes con carbón vegetal parece una prevención apropiada» (Mangold, 1936). Casi al mismo tiempo, Albert Volkmann publicó sus hallazgos sobre la reducción eficaz de la excreción de ooquistes resultante de la coccidiosis y las infecciones coccidiales cuando se alimentaba a los animales domésticos con carbón vegetal (Volkmann, 1935).
Gerlach et al. (2014) demostraron que el suplemento diario de 400 g de un biocarbón de madera a alta temperatura (es decir, HTT 700 °C) redujo significativamente la concentración de anticuerpos contra el patógeno productor de Botox Clostridium botulinum en la sangre del ganado vacuno, lo que indica la supresión del patógeno. Llegaron a la conclusión de que el biocarbón reducía la concentración de neurotoxinas en el tracto gastrointestinal de los animales. La alimentación con sólo 200 g de biocarbón al día no mostró la misma eficacia. Sin embargo, cuando esta dosis inferior se mezcló con 500 ml de zumo de chucrut rico en lactobacilos, se pudo medir una reducción significativa similar de los anticuerpos de Clostridium botulinum en la sangre.
Knutson et al. (2006) alimentaron a ovejas infectadas con Escherichia coli y Salmonella typhimurium con 77 g de biocarbón activado por animal y día. Aunque Naka et al. (2001) habían demostrado anteriormente mediante ensayos in vitro que los recuentos de células de E. coli O157: H7 (EHEC) se reducían de 5.33 × 106 con cinco mg/ml de biocarbón activado por debajo de 800, la prueba in vivo realizada por Knutson et al. con el mismo biocarbón activado (DARCO-KB; Norit®) no reveló ninguna unión relacionada con el biocarbón de E. coli o S. typhimurium en el tracto gastrointestinal de las ovejas. Los autores plantearon la hipótesis de que, o bien los sitios de unión del biocarbón estaban ocupados por sustancias competidoras u otras bacterias digestivas, o bien el tiempo transcurrido entre la infección con el patógeno y la administración del biocarbón era demasiado largo.
Schirrmann (1984) indicó que el biocarbón tiene una capacidad de adsorción o supresión particularmente fuerte para las bacterias gram-negativas (por ejemplo, E. coli) con alta actividad metabólica (ver más abajo en la sección «Administración del alimento biocarbón y control de calidad del biocarbón»: Efectos secundarios del biochar). Los recuentos de E. coli fecales en el estiércol tras la alimentación con 0,25% de biocarbón activado o 0,50% de biocarbón de cocotero fueron significativamente inferiores a los del control sin biocarbón en un ensayo con cerdos de acabado durante 10 días, mientras que el número de bacterias beneficiosas Lactobacillus en las heces aumentó en ambos tratamientos con biocarbón (Kim et al., 2017).
El estiércol líquido del ganado a menudo contiene E. coli O157: H7 (EHEC), que puede contaminar el agua y el suelo y entrar en la cadena alimentaria humana (Diez-Gonzalez et al., 1998). El biocarbón puede tanto adsorber E. coli y sus metabolitos tóxicos ya en el tracto digestivo, como reducir la propagación de esas bacterias en el agua y el suelo añadiéndolo al estiércol. Gurtler et al. (2014) investigaron el efecto de varios biocarbones en la inactivación de E. coli O157: H7 (EHEC) cuando se aplican a los suelos. Todos los biocarbones producidos por pirólisis rápida o lenta a partir de pasto varilla, estiércol de caballo o madera dura redujeron significativamente las concentraciones de EHEC, siendo la pirólisis rápida de cebada y troncos de roble la que proporcionó los mejores resultados en la mezcla de suelos contaminados, donde las EHEC después de 4 semanas eran irrastreables mediante una evaluación basada en el cultivo (Gurtler et al., 2014).
Abit et al. (2012) investigaron cómo se propagaban E. coli O157: H7 y Salmonella enterica en columnas de suelo saturado de agua de arena fina o franco arenoso, cuando las columnas de suelo se mezclaban con un 2% de diferentes biocarbones. Mientras que el biocarbón de gallinaza preparado a 350 °C no mejoró la fijación de ninguna de las dos bacterias, la adición de biocarbón preparado a 700 °C a partir de madera de pino o de gallinaza redujo significativamente la propagación de ambas bacterias. En un estudio posterior, los autores mostraron diferencias significativas en la inmovilización entre las dos cepas bacterianas y sugirieron que las propiedades superficiales de las bacterias desempeñaban un papel importante en la unión de estas bacterias al biocarbón (Abit et al., 2014). Esto último puede resultar ser una visión importante de la interacción biocarbón-bacterias y necesita ser investigado sistemáticamente.
Dado que es probable que las infecciones por E. coli se propaguen por los rebaños a través de los abrevaderos, la adición profiláctica de biocarbón al agua de abrevadero puede ser una medida preventiva que debería investigarse más a fondo.
En el estudio de Watarai & Tana (2005), la mezcla de forraje con un 1% y un 1,5% de biocarbón de bambú y vinagre de bambú, respectivamente, redujo ligera pero significativamente los niveles de E. coli y Salmonella en excrementos de pollo. Un producto patentado de biocarbón y vinagre de madera, Nekka-Rich (Besnier, 2014), cuya composición no se reveló, mostró una reducción altamente significativa de Salmonella en los excrementos de pollo. Además, se descubrió que el producto de biocarbón y vinagre de madera reducía las bacterias patógenas gramnegativas Salmonella enterica en los excrementos, pero no la flora intestinal de bacterias ubicuas, no tóxicas y grampositivas Enterococcus faecium (Watarai & Tana, 2005).
Un suplemento alimenticio de biocarbón de bambú al 0,3% (sobre la base de MS) suprimió la excreción fecal de bacterias coliformes gramnegativas y Salmonella gramnegativa en cerdos hasta 20 y 1.100 veces, respectivamente, en comparación con los controles sin biocarbón (Choi et al., 2009). El efecto del biocarbón en la supresión de ambas especies bacterianas fue del mismo orden de magnitud que el de los antibióticos. La alimentación con biocarbón multiplicó por 190 el número de bacterias intestinales beneficiosas y por 48 el nivel de Lactobacilos grampositivos en comparación con el tratamiento con antibióticos (Choi et al., 2009).
Los estudios in vitro revelaron que el biocarbón, al igual que la arcilla, puede inmovilizar eficazmente los rotavirus y coronavirus bovinos en porcentajes del 79-99,99% (Clark et al., 1998). Dado que el diámetro de las partículas víricas era mayor que los diámetros de los poros de la arcilla y de la mayoría de los poros del biocarbón, los autores sospecharon que la unión se debía principalmente a que las proteínas de superficie víricas se unían al biocarbón.
Los experimentos in vitro e in vivo con terneros demostraron que el biocarbón, especialmente en combinación con vinagre de madera, era capaz de controlar la infección por protozoos parásitos Cryptosporidium parvum y de detener la diarrea de los terneros en un solo día. El número de ooquistes en las heces disminuyó significativamente después de un solo día de alimentación con biocarbón; después de 5 días no se pudieron encontrar más ooquistes en las heces de los terneros (Watarai, Tana & Koiwa, 2008). Se obtuvieron resultados similares cuando se probó un producto comercial de ácido acético de madera de biocarbón (Obionekk®, Obione, Charentay, Francia) como aditivo alimentario en cabras jóvenes (Paraud et al., 2011). La mezcla administrada dos o tres veces al día redujo los signos clínicos de diarrea ya en el primer día, y el desprendimiento de ooquistes en las heces disminuyó significativamente. Durante el periodo del estudio, la mortalidad de las cabras jóvenes fue del 20% en el grupo de control y sólo del 6,7% en el grupo de tratamiento que recibió Obionekk® tres veces al día. La alimentación de cabras con biocarbón también puede reducir la incidencia de parásitos como las tenias cestodos y los ooquistes de coccidia (Van, Mui & Ledin, 2006).
