Adsorption Avant que le biochar ne soit étudié et utilisé comme additif alimentaire régulier pour les animaux au début des années 2010, le charbon de bois (c’est-à-dire le biochar fabriqué à partir du bois) et le charbon actif (c’est-à-dire le biochar activé lorsqu’il est fabriqué à partir de la biomasse ; Hagemann et al., 2018) étaient considérés comme des médicaments vétérinaires pour lutter contre l’indigestion et l’empoisonnement. Le charbon de bois était connu depuis de nombreux siècles comme traitement d’urgence en cas d’empoisonnement chez les animaux (Decker & ; Corby, 1971). Le biochar a été et est toujours utilisé en raison de sa grande capacité d’adsorption d’une variété de toxines différentes telles que les mycotoxines, les toxines végétales, les pesticides ainsi que les métabolites toxiques ou les agents pathogènes. La thérapie par adsorption, qui utilise le charbon bio activé comme sorbant non digestible, est considérée comme l’un des moyens les plus importants de prévenir les effets nocifs ou mortels des toxines ingérées par voie orale (McKenzie, 1991 ; McLennan & ; Amos, 1989).
D’un point de vue toxicologique, la plupart des effets du biochar sont basés sur un ou plusieurs des mécanismes suivants : adsorption sélective de certaines toxines comme les dioxines, co-adsorption de substances alimentaires contenant des toxines, adsorption suivie d’une réaction chimique qui détruit la toxine et désorption des substances adsorbées plus tôt dans les étapes ultérieures de la digestion (Gerlach & ; Schmidt, 2012). Cependant, des distinctions classifiables doivent être faites pour les processus d’adsorption, de biotransformation, de désorption et d’excrétion des substances toxiques dans l’ensemble du système digestif des animaux, qui dépendent du temps et se chevauchent en partie.
Schirrmann (1984) a décrit les effets du charbon actif sur les bactéries et leurs toxines dans le tractus gastro-intestinal comme suit :
- Adsorption de protéines, d’amines et d’acides aminés.
- Adsorption des enzymes du tube digestif, ainsi que des exoenzymes bactériennes.
- Liaison, par chimiotaxie, de germes mobiles.
- La colonisation sélective du biochar par des bactéries gram-négatives pourrait entraîner une diminution de la libération d’endotoxines, car ces toxines pourraient être directement adsorbées par le biochar colonisé lorsque les bactéries gram-négatives dépérissent.
Un autre avantage majeur de l’utilisation du biochar est sa propriété de “dialyse entérale”, c’est-à-dire que les toxines lipophiles et hydrophiles déjà adsorbées peuvent être éliminées du plasma sanguin par le biochar, car le pouvoir d’adsorption de l’énorme surface du biochar interagit avec les propriétés de perméabilité de l’intestin (Schirrmann, 1984).
Susan Pond (1986) a expliqué les différents mécanismes par lesquels le biochar peut éliminer les toxines de l’organisme. Tout d’abord, le biochar peut interrompre la circulation entéro-hépatique des substances toxiques entre l’intestin, le foie et la bile. Il empêche les composés tels que les œstrogènes et les progestatifs, la digitoxine, le mercure organique, les composés d’arsenic et l’indométhacine d’être absorbés par la bile. Deuxièmement, des composés tels que la digoxine, qui sont activement sécrétés dans l’intestin, peuvent y être adsorbés. Troisièmement, les composés tels que les péthidines peuvent être adsorbés sur le biochar, qui diffuse passivement dans l’intestin. Quatrièmement, le biochar peut absorber des composés qui diffusent le long d’un gradient de concentration entre le sang intestinal et l’urine primaire.
Activité redox des additifs alimentaires à base de biochar Bien que la capacité d’adsorption soit la fonction la plus importante du biochar pour expliquer ses effets positifs sur l’alimentation des animaux, l’adsorption ne peut à elle seule expliquer tous les phénomènes observés dans les expériences d’alimentation à base de biochar. Une autre fonction essentielle du biochar, mais encore largement négligée, est son activité redox. Les biochars agissent comme des géobatteries et des géoconducteurs qui peuvent accepter, stocker et transmettre des électrons provenant de réactions biochimiques (Sun et al., 2017). Les biochars à basse température (HTT de 400-450 °C) fonctionnent comme des géobatteries principalement en raison de leurs groupes de surface phénoliques et quinoniques. Les biochars à haute température (HTT >600°), en revanche, sont de bons conducteurs électriques (Mochidzuki et al., 2003 ; Yu et al., 2015). En raison de ces deux qualités, les biochars à haute et basse température peuvent agir dans les réactions d’oxydoréduction biotiques et abiotiques en tant que médiateurs d’électrons (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). Le biochar peut accepter et donner des électrons comme, par exemple, dans les piles à combustible microbiennes où le biochar activé peut être utilisé comme anode et comme cathode (Gregory, Bond & ; Lovley, 2004 ; Nevin et al., 2010 ; Konsolakis et al., 2015). La conductivité électrique du biochar ne repose toutefois pas sur un flux continu d’électrons, comme dans un fil de cuivre, mais sur un saut d’électrons discontinu (Kastening et al., 1997), ce qui est d’une importance essentielle pour la fonction du biochar en tant que médiateur d’électrons (microbien) ou soi-disant navette d’électrons, facilitant même le transfert d’électrons entre les espèces (Chen et al., 2015). En raison de la taille comparativement grande des particules de biochar, la capacité de transfert d’électrons des matrices de carbone du biochar peut conduire à un échange d’électrons sur une distance relativement longue qui offre une accessibilité spatialement plus étendue à d’autres accepteurs d’électrons tels que les minéraux pour la respiration microbienne anoxique (Sun et al., 2017).
Au cours de la décomposition microbienne des substances organiques dans le tractus gastro-intestinal et en particulier dans le rumen anaérobie, les microbes digestifs ont besoin d’un accepteur d’électrons terminal pour se débarrasser des électrons excédentaires qui s’accumulent au cours de la dégradation des molécules organiques. Comme les électrons n’existent pas à l’état libre dans les conditions environnementales ambiantes et qu’ils ne peuvent pas être stockés en quantités suffisantes par les cellules, les organismes dépendent toujours de la disponibilité d’un donneur d’électrons (par exemple, la matière organique métabolisée) et d’un accepteur vers lequel les électrons excédentaires peuvent être transférés. Cela se produit généralement dans les réactions dites d’oxydoréduction, où les molécules ou les atomes qui donnent un électron sont couplés par des réactions électrochimiques avec des molécules ou des atomes qui acceptent un électron. Pour permettre ce transfert d’électrons, ces réactions chimiques ou biochimiques d’oxydoréduction doivent généralement se dérouler à proximité immédiate (moléculaire).
Le couplage des réactions de don d’électrons et d’acceptation d’électrons peut toutefois être comblé par ce que l’on appelle des médiateurs d’électrons ou des navettes d’électrons. Ces médiateurs d’électrons peuvent capter un électron d’une molécule réagissant chimiquement, d’une interphase solide ou d’un micro-organisme et le fournir à une autre molécule, un autre atome, une autre interphase solide ou un autre micro-organisme. Parmi les composés médiateurs d’électrons bien connus et étudiés figurent la thionine, les tanins, le bleu de méthyle ou la quinone, qui présentent des capacités comparables à celles des substances humiques et du biochar (Van Der Zee et al., 2003 ; Liu et al., 2012 ; Bhatta et al., 2012 ; Kluepfel et al., 2014).
Une alimentation animale équilibrée doit contenir plusieurs substances médiatrices d’électrons. Dans les régimes alimentaires à haute teneur énergétique utilisés dans l’élevage intensif, l’offre de substances bloquant les électrons est cependant souvent insuffisante (Sophal et al., 2013). Lorsque des médiateurs d’électrons inertes ou non toxiques, tels que le biochar ou les substances humiques, sont ajoutés aux aliments pour animaux à haute teneur énergétique, plusieurs réactions d’oxydoréduction peuvent avoir lieu plus efficacement, ce qui pourrait à son tour augmenter l’efficacité de l’ingestion d’aliments (Liu et al., 2012 ; Leng, Inthapanya & ; Preston, 2013). Le biochar, en particulier, peut agir à la fois comme un médiateur d’électrons unique ou comme un médiateur d’électrons synergique qui augmente l’efficacité d’autres médiateurs (Kappler et al., 2014).
Dans le tractus gastro-intestinal, presque toutes les réactions de dégradation des aliments sont facilitées par des micro-organismes (principalement des bactéries, des archées et des ciliés). Dans le cadre de ces réactions, les cellules bactériennes peuvent transférer des électrons aux biofilms ou, via les biofilms, à d’autres accepteurs d’électrons terminaux (Richter et al., 2009 ; Kracke, Vassilev & ; Krömer, 2015). Cependant, les biofilms sont des conducteurs électriques plutôt médiocres et leur capacité d’acceptation des électrons est faible. Par conséquent, les réactions redox microbiennes peuvent être optimisées par des navettes d’électrons, telles que les acides humiques ou le biochar activé dont la conductivité électrique est 100 à 1 000 fois supérieure à celle des biofilms (Aeschbacher et al., 2011 ; Liu et al., 2012 ; Saquing, Yu & ; Chiu, 2016). Bien que la conductivité du biochar non activé soit inférieure à celle du biochar activé, il a été démontré qu’il peut transférer efficacement les électrons entre les cellules bactériennes (Chen et al., 2015 ; Sun et al., 2017). Il a été démontré que les bactéries donnaient un électron à une particule de biochar tandis que d’autres bactéries d’espèces différentes prenaient (acceptaient) un électron sur un autre site de la même particule de biochar. Le biochar agit ici comme une “batterie” (ou un tampon d’électrons) qui peut être chargée et déchargée, en fonction des besoins des réactions biochimiques (microbiennes) (Liu et al., 2012). En outre, comme le biochar peut être temporairement oxydé ou réduit par les microbes (c’est-à-dire que le biochar est appauvri ou enrichi en électrons), il peut tamponner les situations avec un manque (temporaire) de donneurs d’électrons ou d’accepteurs d’électrons terminaux (effet tampon redox) (Saquing, Yu & ; Chiu, 2016). L’un des principaux objectifs de l’alimentation des animaux avec du biochar pourrait donc être de surmonter les limitations redox métaboliques en améliorant l’échange d’électrons entre les microbes et entre les microbes et les accepteurs d’électrons terminaux.
Le squelette carboné redox-actif du biochar ainsi que les minéraux qu’il contient, tels que le fer (Fe(II) et/ou Fe(III)) et le manganèse (minéraux Mn(III) ou Mn(IV)), peuvent soutenir électriquement la croissance microbienne d’au moins quatre façons différentes : (1) en tant que puits d’électrons pour la respiration hétérotrophe, (2) en tant que source d’électrons pour la croissance autotrophe, (3) en permettant le transfert d’électrons de cellule à cellule et (4) en tant que matériau de stockage d’électrons (Shi et al, 2016). On peut émettre l’hypothèse que l’activation du transfert d’électrons extracellulaire contribue à une digestion plus efficace sur le plan énergétique, ce qui se traduit par une efficacité alimentaire plus élevée lorsque du biochar activé ou non activé est administré. En outre, les effets électrochimiques doivent être considérés comme un facteur majeur pour expliquer les changements possibles dans la diversité fonctionnelle de la communauté microbienne dans le système digestif (Prasai et al., 2016). Leng, Inthapanya & ; Preston (2012) ont également suggéré que le transfert d’électrons entre le biochar et les microorganismes pourrait être l’une des raisons pour lesquelles l’alimentation des vaches avec du biochar a permis de réduire les émissions de méthane dans leurs études (voir chapitre 6).
Il est également très probable que le biochar ait la fonction d’une roue d’oxydoréduction dans le tube digestif, comparable aux roues d’oxydoréduction FeIII-FeII. Il pourrait agir conjointement en tant qu’accepteur et donneur d’électrons en couplant directement diverses réactions d’oxydoréduction biotiques et abiotiques comparables aux minéraux de fer à valence mixte (Davidson, Chorover & ; Dail, 2003 ; Li et al., 2012 ; Joseph et al., 2015a ; Quin et al., 2015). Outre son squelette polyaromatique, le biochar contient, selon le processus de production, une multitude de carbones organiques volatils (COV) (Spokas et al., 2011). Certains des COV pyrolytiques sont de puissants accepteurs d’électrons et peuvent agir comme une roue d’oxydoréduction similaire au fonctionnement de la quinone (Van Der Zee et al., 2003). Certains de ces COV pyrolytiques qui subissent souvent des modifications oxydatives pendant le vieillissement du biochar (Cheng & ; Lehmann, 2009) sont des groupements dits redox-actifs (RAM) dont il a été démontré qu’ils contribuent à la biodégradation de certains contaminants (Yu et al., 2015). On peut supposer que dans le tube digestif, une multitude de RAM, adsorbés sur les surfaces des particules de biochar, peuvent agir comme des roues d’oxydoréduction avec divers microorganismes. On peut également supposer que lorsque le biochar tamponne les électrons à proximité des groupes de surface redox actifs, il peut fournir des micro-habitats stables avec différents redox-pH-milieus pour différentes espèces de micro-organismes (Yu et al., 2015). En outre, le biochar adsorbe certaines substances alimentaires et métaboliques comme les tanins, les phénols ou la thionine, qui sont également des accepteurs d’électrons et qui pourraient encore augmenter le tamponnage électronique des particules de biochar lors de son passage dans le tube digestif (Kracke, Vassilev & ; Krömer, 2015).
Le biochar, le vinaigre de bois (c’est-à-dire les solutions aqueuses de gaz pyrolytiques condensés) et les substances humiques peuvent agir comme des substances tampons d’oxydoréduction (Husson, 2012 ; Kluepfel et al, 2014), ce qui peut expliquer pourquoi l’alimentation en biochar, en vinaigre pyrolytique et en substances humiques présente souvent des effets similaires ; et pourquoi le mélange de biochar avec du vinaigre de bois ou des substances humiques semble renforcer les effets (Watarai, Tana & ; Koiwa, 2008 ; Gerlach et al., 2014). Cependant, contrairement aux deux substances organiques dissoutes, le biochar fournit un cadre très poreux avec une surface spécifique élevée, où les substances de type humique ou le vinaigre pyrolytique peuvent être adsorbés et se déployer en trois dimensions comme un revêtement des surfaces de carbone aromatique poreuses internes du biochar. En raison de l’effet tampon redox du biochar mélangé à des substances humiques ou à du vinaigre de bois, les variations du potentiel redox peuvent être minimisées à proximité des particules de biochar, ce qui pourrait favoriser les espèces de micro-organismes qui trouvent leur optimum à ces potentiels redox (Kalachniuk et al., 1978 ; Cord-Ruwisch, Seitz & ; Conrad, 1988). Les particules de biochar peuvent donc constituer des points chauds sélectifs de l’activité microbienne. On peut supposer que le tamponnage du potentiel redox ainsi que l’effet de la navette des électrons entre les espèces microbiennes peuvent avoir un effet sélectif de formation d’un milieu microbien, qui facilite et accélère la formation de consortiums microbiens fonctionnels (Kalachniuk et al., 1978 ; Khodadad et al., 2011 ; Sun et al., 2017).
La compréhension mécaniste du biochar utilisé comme additif alimentaire, en particulier en ce qui concerne son impact sur les réactions d’oxydoréduction à médiation microbienne, en est clairement à ses débuts (Gregory, Bond & ; Lovley, 2004 ; Nevin et al., 2010 ; Konsolakis et al., 2015). Cependant, nous émettons l’hypothèse que le biochar a une influence électrochimique directe sur les réactions digestives, et que c’est l’une des raisons, sinon la principale, des effets extrêmement variables des différents biochars. La conductivité électrique, le potentiel redox, le tamponnage des électrons (poising) et la capacité de transfert d’électrons (shuttling) d’un biochar donné dépendent fortement du type de matière première pyrolysée, des conditions pyrolytiques (Kluepfel et al., 2014 ; Yu et al., 2015) et surtout de la température de pyrolyse (Sun et al., 2017). Plus la température est élevée au-dessus de 600 °C, meilleurs sont le taux de transfert d’électrons et la conductivité électrique (Sun et al., 2017). Toutefois, plus la teneur en COV des biochars à basse température, par exemple, est élevée et plus les groupes fonctionnels de surface sur les biochars à basse température (400-600 °C) sont abondants, plus le transfert d’électrons sur/à partir du biochar peut devenir important (Joseph et al., 2015a ; Yu et al., 2015 ; Sun et al., 2017). En outre, la teneur en minéraux des biochars doit également être prise en compte, car elle n’influence pas seulement le comportement électrochimique du biochar, mais peut également catalyser diverses réactions biotiques et abiotiques (Kastner et al., 2012 ; Anca-Couce et al., 2014).
Adsorption de toxines spécifiques
Adsorption des mycotoxines La contamination des aliments pour animaux par les mycotoxines est un problème mondial qui affecte jusqu’à 25 % de la production mondiale d’aliments pour animaux (Mézes, Balogh & ; Tóth, 2010). Les mycotoxines sont principalement dérivées de champignons de moisissure, dont la croissance sur les aliments pour animaux frais et stockés est difficile à prévenir, en particulier dans les climats humides. Les aliments contaminés par des mycotoxines peuvent entraîner de graves maladies chez les animaux d’élevage. Pour protéger les animaux, des adsorbants sont généralement ajoutés aux aliments pour animaux afin de lier les mycotoxines avant leur ingestion. Outre les aluminosilicates fréquemment utilisés, le charbon actif et les polymères spéciaux sont de plus en plus utilisés (Huwig et al., 2001).
L’une des mycotoxines les plus courantes est l’aflatoxine (Alshannaq & ; Yu, 2017), qui a donc été utilisée dans de nombreuses études comme substance modèle pour étudier le comportement d’adsorption du biochar et la manière dont il réduit l’absorption de la toxine dans le tube digestif et donc dans le sang de l’animal et dans le lait (Galvano et al., 1996a). Galvano et al. (1996b) ont pu réduire la concentration d’aflatoxines extractibles dans les aliments pour animaux jusqu’à 74 % et la concentration dans le lait jusqu’à 45 %, en ajoutant 2 % de biochar activé à des aliments pour vaches laitières contenant des granulés d’aflatoxines. La comparaison non systématique de différents biochars activés a toutefois montré qu’il existe de grandes différences dans l’efficacité d’adsorption entre les différents types de biochars (activés).
Diaz et al. (2002) ont montré dans une étude in vitro de sorption par lots que quatre charbons actifs différents adsorbaient 99 % de l’aflatoxine B d’une solution dopée à l’aflatoxine B à 0,5 % lorsque les biochars activés étaient dosés à 1,11 g sur 100 ml. Cependant, lorsque Diaz a administré 0,25 % de charbon actif à des aliments pour vaches laitières contaminés par l’aflatoxine B un an plus tard (Diaz et al., 2004), ils n’ont pas été en mesure de démontrer une réduction significative des niveaux d’aflatoxine B dans le lait. Il faut tenir compte du fait que dans le test in vivo, un biochar (activé) insuffisamment caractérisé a été administré à une faible concentration de 0,25 % du poids frais de l’aliment, alors que dans les études in vitro, le biochar a été ajouté à 1 % à la solution aqueuse, c’est-à-dire quatre fois plus, et en l’absence d’une matrice d’alimentation.
Galvano et al. (1996a) ont également étudié la capacité d’adsorption de 19 charbons actifs différents pour deux mycotoxines, l’ochratoxine A et le déoxynivalénol, et ont trouvé que le biochar activé adsorbait 0,80-99,86% de l’ochratoxine A et jusqu’à 98,93% du déoxynivalénol, en fonction du type de biochar activé. La grande diversité des résultats confirme clairement l’importance d’une caractérisation et d’une classification systématiques des propriétés des biochars. Cependant, Galvano et al. ont conclu que ni l’indice d’iode utilisé pour la caractérisation du biochar activé, ni la surface spécifique Brunauer-Emmet-Teller dérivée des isothermes d’adsorption de gaz N2 ne permettaient de prédire directement la capacité d’adsorption de ces mycotoxines.
ont comparé divers additifs alimentaires adsorbants naturels et synthétiques pour les vaches laitières afin de réduire la teneur en aflatoxines dans le lait. Le biochar activé a montré la plus grande capacité de réduction des toxines (90 % de réduction des aflatoxines dans le lait avec 0,5 g d’aflatoxines par kg d’alimentation). Les études analytiques de la qualité du lait ont également montré de légers effets positifs sur la composition du lait en ce qui concerne les acides organiques, le lactose, les chlorures, la teneur en protéines et le pH. Les auteurs ont expliqué la capacité d’adsorption élevée par la surface spécifique élevée en combinaison avec une distribution favorable de la taille des micropores du biochar, et la grande affinité de l’aflatoxine pour la surface polyaromatique du biochar en général (Di Natale, Gallo & ; Nigro, 2009).
Bueno et al. (2005) ont étudié la capacité d’adsorption de différentes doses de biochar activé (0,1 %, 0,25 %, 0,5 %, 1 %) pour la zéaralénone, un métabolite œstrogénique dangereux de l’espèce de champignon Fusarium, pour lequel aucun agent de traitement n’a été trouvé jusqu’à présent. In vitro, la totalité de la zéaralénone a pu être fixée à chacune des quatre doses de biochar. Cependant, in vivo, où une grande variété de mycotoxines et de nombreuses autres molécules organiques sont en concurrence avec les surfaces d’adsorption libres du biochar, pratiquement aucune adsorption spécifique n’a pu être obtenue.
Une étude menée sur des vaches laitières Holstein a examiné dans quelle mesure les effets négatifs de l’ensilage alimentaire contaminé par des champignons peuvent être réduits par l’alimentation conjointe de biochar activé à raison de 0, 20 ou 40 g par jour (Erickson, Whitehouse & ; Dunn, 2011). Les vaches nourries avec l’amendement de biochar et l’ensilage contaminé ont eu une consommation alimentaire plus élevée et une meilleure digestibilité des fibres de détergent neutre, de l’hémicellulose et des protéines brutes, ainsi qu’une teneur plus élevée en matières grasses du lait par rapport au contrôle sans biochar. Lorsque les mêmes quantités quotidiennes de biochar ont été administrées à un ensilage de qualité non contaminé, aucune modification du comportement digestif, de la qualité du lait ou de tout autre effet sur les vaches laitières n’a pu être détectée. Cependant, les auteurs ont montré dans une deuxième expérience que les vaches, lorsqu’elles avaient le choix, préféraient nettement l’ensilage de bonne qualité à l’ensilage contaminé, qu’il soit avec ou sans biochar. Ils en ont conclu que les agriculteurs devraient se concentrer sur la fourniture d’aliments de haute qualité plutôt que sur l’atténuation des effets négatifs de l’ensilage contaminé par le biochar.
Alors que Piva et al. (2005) n’ont trouvé aucune protection contre les effets nocifs de la fumonisine, une mycotoxine hautement toxique, suite à l’ajout de 1 % de biochar à l’alimentation des porcelets, Nageswara Rao & ; Chopra (2001) a montré que l’ajout de biochar à l’alimentation des chèvres contaminée par l’aflatoxine B1 réduisait de 76 % le transfert de la toxine (100 ppb) dans le lait. Dans ce dernier essai, l’efficacité du biochar activé était significativement plus élevée que celle de la bentonite (65,2 %). Les deux adsorbants n’ont pas affecté la composition du lait de chèvre ni le niveau moyen de production laitière.
Des études in vitro avec des fluides digestifs porcins ont montré des taux élevés d’adsorption des toxines de Fusarium telles que le déoxynivalénol (67 %), la zéralénone (100 %) et le nivalénol (21 %) par le biochar activé (Avantaggiato, Solfrizzo & ; Visconti, 2005 ; Döll et al., 2007). D’autre part, Jarczyk, Bancewicz & ; Jedryczko (2008) n’ont trouvé aucun effet significatif lorsqu’ils ont ajouté 0,3 % de biochar activé à l’alimentation des porcs. Les concentrations d’ochratoxine n’ont pu être réduites ni dans le sérum sanguin, ni dans les reins, le foie ou les tissus musculaires par cette faible quantité de biochar industriel non caractérisé (Jarczyk, Bancewicz & ; Jedryczko, 2008). Cependant, aucun effet négatif n’a été constaté non plus.
Les mycotoxines provoquent souvent de graves lésions hépatiques chez les volailles. Le biochar administré à des taux quotidiens de 0,02 % du poids corporel a augmenté de manière significative l’activité des enzymes hépatiques clés (Ademoyero & ; Dalvi, 1983 ; Dalvi & ; Ademoyero, 1984). Alors que l’aflatoxine (10 ppm) a réduit la consommation d’aliments et le gain de poids des poulets de chair, l’ajout de 0,1 % de biochar aux aliments (p/p) a inversé la tendance négative (Dalvi & ; McGowan, 1984).
En comparant l’effet du biochar activé avec un produit d’alumine utilisé de manière conventionnelle (aluminosilicate de sodium et de calcium hydraté), il a été constaté que le produit d’alumine entraînait des niveaux considérables d’aflatoxine B dans le foie et le sang lorsqu’il était administré à 0, 40, 80 μg AFB1 par kg de régime, mais pas lorsqu’il était combiné à un traitement de biochar à 0,25 % et 0,5 % (Kubena et al…, 1990 ; Denli & ; Okan, 2007). Dans une autre étude, le biochar activé a réduit la concentration d’aflatoxine B dans les fèces des poulets d’engraissement, mais seulement si le biochar était administré séparément de l’alimentation (Edrington et al., 1996). Cependant, Kim et al. (2017) ont montré, lors d’un essai d’alimentation in vivo sur des porcs, que la capacité d’absorption des aflatoxines était réduite de 100 %, 10 % et 20 %, respectivement, pour trois biochars différents supplémentés à 0,5 % dans le même régime de base, ce qui démontre à nouveau l’importance de prendre en compte les propriétés spécifiques des biochars. L’importance du dosage a été confirmée dans un autre essai récent sur la volaille, où 0,25 % ou 0,5 % de biochars activés ont été ajoutés à un régime alimentaire contaminé par l’aflatoxine B1, diminuant les résidus d’aflatoxine B1 dans le foie des oiseaux de 16 à 72 %, en fonction des dosages d’aflatoxine B1 et de biochars (Bhatti et al., 2018).
Dans leur article de synthèse, Toth & ; Dou (2016) documentent d’autres études contradictoires dans lesquelles l’alimentation en biochar peut ou non atténuer les effets de l’intoxication par les mycotoxines. Les résultats de la plupart des études sur la sorption en solution aqueuse (in vitro) ne sont pas en corrélation avec les résultats des tests in vivo correspondants (Huwig et al., 2001). Par exemple, Jaynes, Zartman & ; Hudnall (2007) ont trouvé qu’un charbon actif (Norit®, Boston, MA, USA) pouvait absorber jusqu’à 200 g/kg d’aflatoxine, mais seulement dans une solution claire. Dans une suspension de farine de maïs, la capacité de sorption était 100 fois inférieure en raison des effets de matrice. On peut s’attendre à ce que les effets de matrice dans le tube digestif soient encore plus complexes en raison de la variation du pH et des conditions d’oxydoréduction. Néanmoins, sur la base de notre examen, nous concluons que les effets négatifs de certaines mycotoxines telles que le déoxynivalénol (Devreese et al., 2012, 2014 ; Usman et al, 2015) et la zéaralénone (Avantaggiato, Havenaar & ; Visconti, 2004) peuvent être efficacement supprimées avec des doses plutôt faibles de biochar activé amendé aux aliments, alors qu’aucun avantage n’a été trouvé pour l’aflatoxine. On peut émettre l’hypothèse que le biochar (activé) est uniquement capable de supprimer les effets négatifs des mycotoxines qui sont plutôt hydrophobes (Avantaggiato, Havenaar & ; Visconti, 2004).
Cependant, la plupart de ces études ont en commun le fait que seuls des charbons actifs et des biochars commerciaux ont été utilisés sans caractérisation appropriée, c’est-à-dire que des essais systématiques avec des biochars de différentes matières premières (par exemple, bois vs. matières premières herbacées) et des conditions de production (par exemple, température) sont à peine disponibles. La systématisation des résultats reste donc difficile.
Adsorption des pathogènes bactériologiques et de leurs métabolites L’utilisation de charbons activés et non activés pour améliorer la santé des animaux a été recommandée et étudiée par les vétérinaires allemands dès le début du 20e siècle. En 1914, l’effet adsorbant du charbon de bois pour diverses toxines dans le tube digestif a été décrit par Skutetzky & ; Starkenstein (1914). Les premières expériences avec les toxines bactériennes de Clostridium tetani et Clostridium botulinum ainsi qu’avec la toxine diphtérique ont été réalisées dès 1919 (Jacoby, 1919). Wiechowski a notamment souligné l’importance de la qualité du charbon de bois et la différence d’effet de différents charbons de bois sur l’adsorption de la toxine (Wiechowski, 1914). Ernst Mangold a décrit en 1936 l’effet du charbon de bois dans l’alimentation animale de manière exhaustive et a conclu : “L’effet prophylactique et thérapeutique du charbon de bois sur la diarrhée infectieuse ou liée à l’alimentation est clair et, sur la base de cette observation, la co-alimentation des animaux juvéniles avec du charbon de bois apparaît comme une prévention appropriée” (Mangold, 1936). À peu près à la même époque, Albert Volkmann a publié ses conclusions sur la réduction efficace de l’excrétion d’oocystes résultant de la coccidiose et des infections coccidiennes lorsque du charbon de bois était donné aux animaux domestiques (Volkmann, 1935).
Gerlach et al. (2014) ont démontré qu’un supplément quotidien de 400 g d’un biochar à base de bois à haute température (c’est-à-dire HTT 700 °C) réduisait de manière significative la concentration d’anticorps contre le pathogène producteur de Botox Clostridium botulinum dans le sang des bovins, ce qui indique la suppression du pathogène. Ils ont conclu que la concentration de neurotoxines était réduite par le biochar dans le tractus gastro-intestinal des animaux. L’administration de seulement 200 g de biochar par jour n’a pas montré la même efficacité. Cependant, lorsque cette dose plus faible était mélangée à 500 ml de jus de choucroute riche en lactobacilles, une réduction significative similaire des anticorps Clostridium botulinum dans le sang a pu être mesurée.
Knutson et al. (2006) ont nourri des moutons infectés par Escherichia coli et Salmonella typhimurium avec 77 g de biochar activé par animal et par jour. Bien que Naka et al. (2001) aient montré plus tôt par des essais in vitro que E. coli O157 : H7 (EHEC) le nombre de cellules était réduit de 5.33 × 106 avec 5 mg/ml de charbon bio activé à moins de 800, l’essai in vivo réalisé par Knutson et al. avec le même charbon bio activé (DARCO-KB ; Norit®) n’a révélé aucune liaison liée au charbon bio avec E. coli ou S. typhimurium dans le tractus gastro-intestinal des moutons. Les auteurs ont émis l’hypothèse que les sites de fixation du biochar étaient occupés par des substances concurrentes ou d’autres bactéries digestives, ou que le délai entre l’infection par le pathogène et l’administration du biochar était trop long.
Schirrmann (1984) a indiqué que le biochar a une capacité d’adsorption ou de suppression particulièrement forte pour les bactéries gram-négatives (par exemple, E. coli) avec une activité métabolique élevée (voir plus loin dans la section “Administration de l’alimentation en biochar et contrôle de la qualité du biochar” : Effets secondaires du biochar). Le nombre de E. coli fécaux dans le fumier après l’administration de 0,25 % de biochar activé ou de 0,50 % de biochar de cocotier était significativement inférieur à celui du contrôle sans biochar lors d’un essai de 10 jours sur des porcs d’engraissement, tandis que le nombre de bactéries bénéfiques Lactobacillus dans les fèces augmentait dans les deux traitements au biochar (Kim et al., 2017).
Le fumier bovin liquide contient souvent E. coli O157 : H7 (EHEC), qui peut contaminer l’eau et le sol et entrer dans la chaîne alimentaire humaine (Diez-Gonzalez et al., 1998). Le biochar peut adsorber E. coli et ses métabolites toxiques déjà présents dans le tube digestif, et réduire la propagation de ces bactéries dans l’eau et le sol en l’ajoutant au fumier. Gurtler et al. (2014) ont étudié l’effet de différents biochars sur l’inactivation de E. coli O157 : H7 (EHEC) lorsqu’ils sont appliqués aux sols. Tous les biochars produits par pyrolyse rapide ou lente à partir de panic raide, de fumier de cheval ou de bois dur ont réduit de manière significative les concentrations d’EHEC, la pyrolyse rapide de l’orge et des billes de chêne fournissant les meilleurs résultats dans le mélange de sols contaminés, où les EHEC après 4 semaines étaient introuvables à l’aide d’une évaluation basée sur la culture (Gurtler et al., 2014).
Abit et al. (2012) ont étudié comment E. coli O157 : H7 et Salmonella enterica se propagent dans des colonnes de sol saturées en eau de sable fin ou de loam sableux, lorsque les colonnes de sol sont mélangées avec 2% de différents biochars. Alors que le biochar de fumier de poulet préparé à 350 °C n’a pas amélioré la fixation des deux bactéries, l’ajout de biochar préparé à 700 °C à partir de bois de pin ou de fumier de poulet a considérablement réduit la propagation des deux bactéries. Dans une étude ultérieure, les auteurs ont montré des différences significatives dans l’immobilisation entre les deux souches bactériennes et ont suggéré que les propriétés de surface des bactéries jouaient un rôle important dans la liaison de ces bactéries au biochar (Abit et al., 2014). Ce dernier point peut s’avérer être un aperçu important de l’interaction biochar-bactérie et doit être étudié de manière systématique.
Étant donné que les infections à E. coli sont susceptibles de se propager dans les troupeaux de bovins via les abreuvoirs, l’ajout prophylactique de biochar à l’eau des abreuvoirs pourrait constituer une mesure préventive qui devrait être étudiée de manière plus approfondie.
Dans l’étude de Watarai & ; Tana (2005), le mélange de fourrage avec 1 % et 1,5 % de biochar de bambou et de vinaigre de bambou, respectivement, a réduit légèrement mais significativement les niveaux de E. coli et de Salmonella dans les excréments des poulets. Un produit breveté à base de biochar et de vinaigre de bois, Nekka-Rich (Besnier, 2014), dont la composition n’a pas été révélée, a montré une réduction très significative de Salmonella dans les excréments de poulet. Il a également été constaté que le produit biochar-vinaigre de bois réduisait les bactéries pathogènes gram-négatives Salmonella enterica dans les fientes, mais pas la flore intestinale des bactéries omniprésentes, non toxiques, gram-positives Enterococcus faecium (Watarai & ; Tana, 2005).
Un supplément alimentaire de 0,3 % de biochar de bambou (sur la base de la MS) a supprimé l’excrétion fécale des bactéries coliformes à Gram négatif et des Salmonella à Gram négatif chez les porcs jusqu’à 20 et 1 100 fois, respectivement, par rapport aux contrôles sans biochar (Choi et al., 2009). L’effet du charbon bio sur la suppression des deux espèces bactériennes était du même ordre de grandeur que celui des antibiotiques. L’alimentation avec du charbon bio a permis de multiplier par 190 le nombre de bactéries intestinales bénéfiques et par 48 le niveau de Lactobacilli à Gram positif par rapport au traitement avec des antibiotiques (Choi et al., 2009).
Des études in vitro ont révélé que le biochar, ainsi que l’argile, peuvent immobiliser efficacement les rotavirus et les coronavirus bovins à des taux de 79-99,99% (Clark et al., 1998). Le diamètre des particules virales étant supérieur au diamètre des pores de l’argile et de la plupart des pores du biochar, les auteurs ont supposé que l’immobilisation était principalement due à la fixation des protéines de surface virales sur le biochar.
Des expériences in vitro et in vivo avec des veaux bovins ont montré que le biochar, en particulier en combinaison avec du vinaigre de bois, était capable de contrôler l’infection par le protozoaire parasite Cryptosporidium parvum et d’arrêter la diarrhée des veaux en l’espace d’un jour. Le nombre d’oocystes dans les fèces a chuté de manière significative après une seule journée d’alimentation au biochar ; après 5 jours, aucun oocyste n’a pu être trouvé dans les fèces des veaux (Watarai, Tana & ; Koiwa, 2008). Des résultats similaires ont été rapportés lorsqu’un produit commercial à base de biochar et d’acide acétique (Obionekk®, Obione, Charentay, France) a été testé en tant qu’additif alimentaire chez de jeunes chèvres (Paraud et al., 2011). Le mélange administré deux ou trois fois par jour a réduit les signes cliniques de diarrhée dès le premier jour, et l’excrétion d’oocystes dans les fèces a diminué de manière significative. Pendant la durée de l’étude, la mortalité des jeunes chèvres était de 20 % dans le groupe témoin et de seulement 6,7 % dans le groupe traité qui recevait Obionekk® trois fois par jour. L’alimentation des chèvres avec du charbon bio peut également réduire l’incidence des parasites tels que les ténias cestodes et les oocystes coccidia (Van, Mui & ; Ledin, 2006).
