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Scientific Reports volume 12、記事番号: 8821 (2022) この記事を引用

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1 オルトメトリック

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酵素誘起炭酸塩沈殿 (EICP) プロセスを使用したバイオセメンテーションは、土壌改良のための革新的な方法となっています。バイオセメント処理のスケールアップにおける主な制限の 1 つは、環境に有害な尿素加水分解中のアンモニアガスの放出です。この欠点を解消するために、この論文では、ポリアクリル酸 (PAA) を使用して EICP プロセスにおけるアンモニア副生成物を防止するための新しいアプローチを評価するために実行された一連の実験を紹介します。 PAAはpHを酸性に調整することで酵素活性を促進するだけでなく、アンモニウムからガス状アンモニアへの変換とその放出を回避し、環境への悪影響を防ぎます。砂サンプルをセメンテーション溶液で処理し、強度の向上を評価しました。炭酸カルシウム含有量の測定と粉末X線回折分析により、土壌細孔内に沈殿した方解石結晶が特定されました。走査型電子顕微鏡分析により、炭酸カルシウムが沈殿して土壌粒子を結合し、最大 1.65 MPa の一軸圧縮強度 (UCS) が得られたことが明らかに示されました。全体として、ガス状アンモニアの種形成の抑制は、バイオセメントの大規模促進に対する PAA の大きな可能性を示しています。

セメントは伝統的な基礎補強に最も一般的に使用される材料ですが、その製造はかなりのエネルギーを消費し、環境に優しくありません。従来のセメント製造では、炭酸カルシウムの焼成プロセスで大量のCO2が放出されるだけでなく、製造中に最大1450℃の熱が必要になります。生産されるセメント 1 トンあたりの CO2 排出総量は、0.95 トンに達する可能性があります1。このように、重要な代表的なバイオセメントである生物炭酸セメントは、1990 年代初頭以来、ばらばらの粒子を固めることができるクリーンで持続可能なバイオセメント地盤改良工法として多くの注目を集めています2,3。広範な実験室および現地調査により、バイオセメントが基礎補強 4、灰沈下 5、セメント亀裂補修 6、斜面安定化 7 などに広く使用できることが示されています。

微生物誘導炭酸塩沈殿 (MICP) および酵素誘導炭酸塩沈殿 (EICP) の処理プロセスでは、以下の式 1、2、3 に示す一連の生物学的反応の結果として、CaCO3 が土壌細孔内に沈殿します。 (1)～(3)。 MICP は尿素分解細菌に依存しますが、EICP プロセスは通常植物由来の遊離ウレアーゼ酵素に依存します。ウレアーゼの供給源に関係なく、尿素にさらされると、酵素は尿素の加水分解を触媒し、炭酸塩とアンモニウムを生成します (式 1)。カルシウムイオンの存在下では、炭酸カルシウムが土壌細孔内に沈殿し、土壌粒子間のセメント結合が可能になります8。炭酸カルシウムの生成反応を式(1)に示します。 (2)。

しかし、反応媒体はアンモニウムイオンの生成により比較的アルカリ性になることが多く (式 (1) による)、一定量のアンモニウムイオン (pH 9.24 で最大約 50%) が生成されやすくなります。アンモニアガスに変換され、式(1)に従います。 (3)大気中に放出されます。この排出は、MICP と EICP の両方にとって数十年にわたり未解決の問題でした。アンモニアは、高レベルの有毒な窒素含有化合物の生成、温室効果ガス9の発生の増加、健康への重大な損傷の原因など、生態環境に悪影響を及ぼします。このため、バイオセメンテーション技術の適用は大規模な工学プロジェクトに限定されます。

これまでのところ、バイオセメンテーションプロセス中のアンモニア排出を削減し、より環境に優しいバイオセメント材料を作成するための代替案はほとんど提案されていません。クリーンなバイオセメントを製造する注目すべき方法には、MICP を駆動するアスパラギナーゼの使用が含まれます。これにより、ウレアーゼによって誘導されるアンモニア (592 U/mL) よりも大幅に低い 40.6 U/mL のアンモニアが誘導され、980 kPa UCS10 が達成されます。固化にリン酸マグネシウムバイオセメントを使用すると、アンモニアの排出を 75% 削減でき、1.43 MPa 以上の UCS を達成できます11。リン酸カルシウムバイオセメントを得るために骨粉と酸性ウレアーゼを使用することは、最大 1.5 MPa の UCS でアンモニアを最大 90% 削減する新しい経済的な方法を実証します12。したがって、バイオ固化プロセス中に放出されるアンモニアを完全に処理する、よりクリーンで安価な方法を見つけることは、依然として未解決の要件です。

この研究では、無毒なポリアクリル酸 (PAA) を使用した革新的な方法が紹介されています。弱酸性条件に保たれた溶液中の PAA は、酸性ウレアーゼナガプシンの活性を高めるだけでなく、生成されたすべてのアンモニアをガス状のアンモニアではなくイオンの形に保つことができます。サンプルを検査するために、さまざまな特性評価が行われました。これらには、走査型電子顕微鏡分析、粉末 X 線回折、炭酸カルシウム含有量の測定、固化砂柱試験片の推定 UCS 値が含まれます。この革新的な方法の全体的なパフォーマンスは、完全な処理において従来の MICP/EICP 処理方法よりもクリーンで環境に優しいアプローチであることを示しており、大規模用途のための強固な理論的基盤を築いています。

溶液のｐＨを比較的酸性に調整するために本明細書で使用したＰＡＡは、和光純薬工業株式会社（東京、日本）から入手した。平均分子量は25,000です。 PAA の化学構造を図 1a に示します。

(a) 本研究で使用した PAA の化学構造式。 (b) 今回使用した珪砂の粒度分布曲線。 (c) この研究におけるさまざまな尿素濃度下での酸ウレアーゼの比活性 12。

この研究作業で使用された砂は、市販の珪砂であり、以前のバイオセメントの研究で複数回使用されている三川 4 号砂でした 7,13,14。砂の最大乾燥密度と最小乾燥密度は、それぞれ 1.476 と 1.256 g/cm3 です。粒子密度と平均直径 (D50) は、それぞれ 2.66 g/cm3 と 0.87 mm です。三河4号砂の粒度分布を図1bに示します。統一土壌分類システム (USCS) によれば、この砂はグレードの低い砂として分類される可能性があります 15。実験の前に、完全に乾燥させるために砂を 90 °C で 48 時間オーブン乾燥しました。

本明細書で使用した酸ウレアーゼ（ラクトバチルス・ファーメンタム由来）であるナガプシンは、NAGASE and Co., Ltd.（東京、日本）から入手した。図 1c12 に示すように、酵素の比活性は中性および塩基性条件よりも酸性条件下ではるかに高くなります 16。これは、酸性条件下でアンモニアの生成を抑制するという私たちの意図を強力に裏付けます。

酸性ウレアーゼが PAA に耐性があるかどうか、言い換えれば、PAA によって提供される酸性条件にもかかわらず高い活性を維持できるかどうかを判断するために、一連の試験管テストが設計されて調査されました。また、実験条件を析出試験とともに表１に示す。溶液のｐＨは、ＨＯＲＩＢＡＡｄｖａｎｃｅｄＣｏ．，Ｌｔｄ．（日本）のＬＡＱＵＡ−９６１５ＳｐＨメーターを使用して、試験の前後に測定した。大部分の場合が酸性から中性であることを考慮して、炭酸イオン濃度に対する酸ウレアーゼ活性に対する PAA 濃度の影響を評価するために、実験後のアンモニウムイオン濃度の測定を選択しました。

アンモニウムイオンは、インドフェノール分光測光法を使用して測定されました17、18。次亜塩素酸塩の存在下では、尿素の加水分解で生じるアンモニウムイオンがフェノールと反応してアルカリ性媒体中で青色のインジゴ染料を生成します。その強度は紫外可視分光法により波長 630 nm (OD630) で測定されます。 730、日本分光株式会社、東京、日本。アンモニウム濃度は、さまざまなアンモニウムイオン濃度と強度 (OD630) の間の検量線を作成することによって得られました。

この方法を複数回適用して尿素加水分解により生成するアンモニウムイオン濃度を定量し、単位時間当たりの酵素活性を正確に求めることができます。ただし、この実験では、同じ 10 mL 溶液条件 (25 °C、0.5 M 尿素)。

CaCO3 の沈殿傾向を調査するために、試薬 (CaCl2、尿素) と同量のウレアーゼの異なる組み合わせを使用し、異なる PAA 濃度で一連の実験を実行しました。この一連の実験は透明なチューブ内で実施されました。 CaCl2、尿素、および酸ウレアーゼの反応混合物の溶液 10 mL を表 1 にまとめたように配合しました。すべてを 25 °C、160 rpm でシェーカー内で 24 時間保持し、その後溶液の pH を測定しました。反応。反応後は、反応の進行状況を評価するために、カルシウムイオンおよびアンモニウムイオンの濃度も測定した。カルシウムイオンは、HORIBA Advanced Techno Co., Ltd.（日本）の LAQUA-twin カルシウムメーターを使用して測定しました。アンモニウムイオンもインドフェノール分光光度法で測定しました。

サンプルを遠心分離して、CaCO3 沈殿物を上清から分離し、沈殿物をオーブンで 60 °C で 24 時間乾燥させました。沈殿物の乾燥重量をＷ１として測定した。続いて、分析グレードの３Ｍ塩酸ですすぎ、沈殿中の炭酸カルシウムがすべて反応した後、遠心分離と乾燥を繰り返した。この段階で記録された体重はW2でした。式で与えられるように (4) W1 から W2 を引いた差が、沈殿した炭酸カルシウムの量となります。沈殿試験管の試験条件を表１に示す。いずれの場合も酸性酵素を５ｇ／Ｌの濃度で含有した。

50 mL シリンジ（直径 30 mm、高さ 70 mm）をモデルとして砂凝固試験を実施し、同濃度の尿素と塩化カルシウムおよび異なる濃度の PAA の存在下での効果を確認しました。凝固試験条件は、表２に示すように、ＳＣ１〜ＳＣ４と名付けたように、尿素および塩化カルシウムの両方を０．５Ｍとした沈殿試験のＣ１〜Ｃ４グループと同じであった。

各ケースには三川砂（4 号） 70 g を注射器に三層に入れて準備しました。各層に 20 回のハンマー打撃を加えました。この方法は、以前にも多くの研究者によって小さなサイズの試験片に対して使用されていました。実験のセットアップは図2a、bに示され、凝固のメカニズムは図2cに示されています。

砂試料の実験装置: (a) すべての試料の写真、(b) 個々の試料の図、(c) 凝固のメカニズムの概略図。

ナガプシン酸ウレアーゼ以外の成分は、セメンテーション前溶液として事前に設定されました。注入のたびに、酸性酵素を 20 mL のセメンテーション前溶液と混合しました。酵素が完全に溶解した後、セメンテーション溶液をすぐに型に注入し、グラウト溶液が砂柱全体に均一に到達し、そこに 24 時間保持できるように、表面上に溶液が 1 mm 残るように調整しました。治療時間全体にわたるすべての注入では、セメンテーション溶液は重力のみによって注入されます。

実験は 25 °C のインキュベーター内で 3 回、2 週間にわたって 14 回実行されました。毎日、元のセメンテーション溶液を排出し、上記の注入操作を繰り返して新しい溶液を注入した。各処理後に、排水のｐＨ、カルシウムイオン濃度およびアンモニウムイオン濃度を測定した。 14 日間の硬化後、更なる実験の前に蒸留水を使用して標本を十分にすすぎました。これは主に未反応/可溶性化学物質を除去するためです。次に、注射器の型を切断し、型から標本を慎重に取り出しました。試験片のバイオセメンテーション強度を軟岩針入度計 (SH-70、マルト試験機株式会社、東京、日本) で検査し、次の回帰式に従って NP から UCS を推定しました。

ここで、相関係数は 0.941、x は NP (N/mm)、y は UCS (MPa) です。機器のマニュアルに記載されているように、この校正方程式は 114 個の自然岩サンプルとセメントで修正された 50 個の土壌を考慮して作成されました。そして、この方法は、バイオセメントで固められた土壌標本の UCS の信頼性の高い評価にすでに広く使用されています 14,19。

処理試験片の沈殿した CaCO3 含有量は、ASTM (ASTM D4373-14) で規定された土壌および軟岩の炭酸塩含有量の測定方法によって測定されました 20,21,22。この標準は、炭酸カルシウムの質量と、CaCO3 と塩酸 (HCl) の反応によって引き起こされる CO2 圧力との間の線形関係に基づいています。標準的な装置には、反応シリンダー、HCl が満たされた小さなカップ、および圧力計が含まれています。事前に秤量した砂サンプルを、HCl を満たしたカップとともに反応シリンダー内に置き、ガス漏れを防ぐためにしっかりと閉じました。酸が処理砂と反応するようにシリンダーを傾け、一定のガス圧が達成されるまで振盪した。最後に、炭酸カルシウムの含有量は、分析グレードの CaCO3 粉末を使用して作成された事前校正曲線を通じて決定されました。

砂柱の化学成分は、Ni フィルターを通した Cu 1.5406 Å 照射下、6.5° 2θ の速度で粉砕サンプルの X 線回折 (XRD; MiniFlex、株式会社リガク、東京、日本) 分析によって決定されました。 /min 5° ～ 70° 2θ の範囲。サンプルの定性的な鉱物学は、粉末回折からの相同定のためのソフトウェアを使用した XRD の標準的な解釈手順で決定されました。走査型電子顕微鏡 (SEM; Miniscope TM3000、日立、東京、日本) を使用して、砂柱の内部に析出した結晶の形態を調査しました。

アンモニウムイオン濃度と OD630 の間の検量線を利用して、この方法を使用して 24 時間後のアンモニウムイオン濃度を取得しました。図３から、ＰＡＡ濃度の増加とともにアンモニウムイオン濃度が大幅に増加することがわかる。 pH の分析と組み合わせると、PAA は pH 制御を通じてのみ酵素の加水分解能力に影響を与えることがわかります。ＰＡＡが０ｇ／Ｌの場合、溶液のｐＨは中性であり、このとき酸性酵素の活性は低く、加水分解によって得られるアンモニウムは非常に少ない。 PAAが徐々に増加すると、溶液のpHはどんどん低くなり、酵素活性が向上し、加水分解によって得られるアンモニウムが急激に増加します。図1cと組み合わせると、この酵素は中性環境でもある程度の活性を示しますが、結果として生じるアンモニウムイオン濃度は0 ppmに近いことが注目に値します。これは、最終的な pH がアンモニウムイオンの濃度に大きな影響を与えることを示しています。最終的な pH が 9 を超えることから、pH が平衡点に近いため、アンモニウムイオンのほぼ半分がアンモニアに変換されて放出されたことがわかります。しかし、F2 および他のグループのアンモニウムイオン含有量は統計的に有意であり、F1 の値よりも大きいため、PAA は pH の保持を通じてのみ酵素加水分解能力に影響を与えるという結論に達しました。

グループ C とグループ F の pH と NH4+ イオン濃度。

炭酸カルシウムの沈殿に対する PAA 濃度と試薬 (塩化カルシウムおよび尿素) 濃度の影響をより明確に示すために、2 つの 3 次元グラフを使用して結果を示します。

図4aから、PAA濃度が一定に保たれ（特にPAAが15 g/L未満の場合）、試薬が0からゆっくりと移行すると、沈降炭酸カルシウムの質量が最初に増加し、その後減少することがわかります。これは、同じ濃度の PAA であっても、酵素の加水分解能力が尿素濃度の影響を受けるためです。逆に、図1cに示すように、尿素濃度が高すぎると酵素活性がわずかに阻害され、炭酸カルシウムの沈殿に影響を与えます。尿素はカオトロピック剤であり、高濃度ではウレアーゼ（タンパク質）を不安定化します。つまり、ウレアーゼ分子の疎水性相互作用が破壊され、酵素の機能が低下します。これは、0.5 M を超える濃度で観察された異なる傾向に起因している可能性があります。

沈殿試験の結果: (a) 炭酸カルシウムの沈殿量、(b) 最終 pH。

図 4b では、グループ F とグループ C を組み合わせると、グループ F の初期 pH がグループ C の最終 pH よりも高いことがわかります。これは、グループ C に塩化カルシウムが存在するためです。弱酸性です。

試薬が 0.25 M および 0.5 M の場合、炭酸カルシウムは PAA の増加に伴って釣鐘型の曲線を示し、PAA 5 g/L で最大沈殿に達します。 PAA が 15 g/L を超えると、沈殿量は 0 g に近づきました。これは、酵素が酸性条件下で高い活性を示すためですが、過剰な PAA は炭酸カルシウムの沈殿を阻害します（酸性すぎるため）。この発見は、凝固実験の条件を設計するのにも役立ち、PAA の濃度範囲は 15 g/L PAA 未満に減少しました。

写真と組み合わせた包括的な分析では、理解を深めるために反応を 2 段階で示していますが、実際には 2 段階は同時に進行します。第 1 段階では、PAA の添加により溶液の pH が低下し、酵素の加水分解能力が増加します。第 2 段階では、酵素が溶液の pH を上昇させながら尿素をアンモニウムと炭酸イオンに加水分解します。このため、これら 2 段階後の最終 pH がまだ比較的酸性または中性である場合、炭酸カルシウムの沈殿は 200 mA でのみ継続します。この点。 PAA の過剰な添加により最終 pH が酸性すぎる場合、炭酸塩の沈殿は大幅に制限されます。これは、アンモニアの排出を制御するための理論的根拠も提供します。最終的な pH を比較的酸性になるように制御できれば、炭酸カルシウムの沈殿を阻害することなくアンモニアの放出が抑制されます。

図 5 に示すように、SC1 流出液の pH は、最初はわずかにアルカリ性であり、プロセスの終わりにはわずかに酸性ですらあります。注目に値するのは、SC2、SC3、および SC4 の流出物がプロセス全体ですべて 7 未満であることです。

異なるPAA濃度のセメンテーション溶液で処理した試験片の流出液のpH。

ＳＣ１のｐＨは、後の日にわずかに減少したが、ＳＣ２およびＳＣ３のｐＨは、後の日にわずかに増加した。これは、セメンテーションソリューションを構成するプロセスが、毎日新しいソリューションを構成するのではなく、段階的に決定されるという事実によるものです。この溶液を最初に前セメンテーション溶液として構成し、ボトルに詰めて保管しました。一方、各実験の前に 20 mL の前セメンテーション溶液を注ぎ、使用前に酵素を加えて溶解させておきました。したがって、前セメンテーションは曝露されると空気中の二酸化炭素を溶解し、生成された炭酸は前セメンテーション溶液のpHをわずかに低下させ、それが次にセメンテーション溶液のpHの低下を引き起こします。

前述の 2 段階メカニズムの分析から、SC1 の場合、最初の段階での pH 低下により酵素活性がわずかに増加しますが、酵素活性はまだ比較的低い状態にあります (酵素は pH 変化にあまり敏感ではないため)中立的な環境で）。第 2 段階では、尿素がアンモニウムと炭酸イオンに加水分解され、pH が上昇します。溶液にはすでに空気中の溶解二酸化炭素による炭酸とイオン化による炭酸が含まれているため、この段階での反応は実際には阻害され、その後の流出液のpHの低下につながります。 SC3では、溶存二酸化炭素により生成される炭酸が第一段階の酵素活性を促進します。第 2 段階では、より多くの尿素が酵素によって加水分解されます。アンモニウムと炭酸塩が生成され、後の流出液の pH が上昇します。 SC4 に関しては、沈殿実験と同様に、pH は炭酸カルシウムの沈殿に非常に有害な酸性条件に維持されました。

得られた結果から、SC2 は最も高い UCS 強度を持ちますが、SC4 は測定可能な UCS 強度をまったく持ちません。さらに、図6a、cを組み合わせると、サンプルは上から下まで、UCSが上部で最も強く、下部で最も低いという傾向を示しました。以前に提案された分類システムによれば、すべての砂サンプルは強セメントとして分類できます。

(a) 試験片の推定UCSの比較、(b) 処理試験片中の炭酸カルシウムの沈殿含有量、および(c) 試験片の物理的外観。

図 6b と炭酸カルシウム検出器で測定した砂柱中の内容物の分析結果を組み合わせると、沈殿した CaCO3 の量と SC1 から SC4 まで、および上から下までの推定 UCS 値との間に直接の相関関係が見られます。一本の砂柱。

ＳＣ２における最大ＵＣＳ強度の説明については、以前の沈殿試験から得られた結論からも、５ｇ／ＬのＰＡＡレベルがこれらのグループの中で炭酸カルシウムの沈殿に最も適したグループであることが明らかである。これは阻害を構成しないため、このグループは炭酸カルシウム含有量が最も多く、推定 UCS 値が最も大きくなります。 SC1 と SC4 の強さの説明は、SC1 は第一段階で酵素活性がまったく促進されなかったという事実によって説明され、SC4 は尿素の存在にもかかわらず酸性条件が維持されたという事実によって説明されます。過剰な PAA により第 2 段階以降の加水分解が起こり、炭酸カルシウムの沈殿が大幅に阻害されました。

興味深いことに、砂柱の強度は上から下に向かって徐々に減少しました。これは、おそらく生物による遮断による炭酸カルシウムの不均一な分布の結果でした。上部の炭酸カルシウムが最初に沈殿し、その結果、砂粒間の細孔が小さくなり、細孔を通る化学物質の輸送（セメンテーション溶液）が障害を受けるため、底部の沈殿が減少し、最終的には砂粒の漸進的な減少として現れます。上から下までの UCS の強度7. しかし、この点は十分に研究されておらず、明確に説明することは困難です。したがって、さらなる研究が必要です。

微細構造の形態は、同じスケールで示された土壌固化試験の試験片のSEM画像を分析することによって研究されました。ポリマーが存在しない場合、膜状の炭酸カルシウムが砂粒子の表面に付着していることがわかります。 PAA を培地に 5 g/L 添加すると、砂粒子の表面に水かき状の形成が見られ、砂粒子が相互につながった。 PAA濃度がさらに増加すると、炭酸カルシウム沈殿物の数とサイズは減少し、砂粒子間のつながりはほとんどなくなりました。 SEM写真の炭酸カルシウムの量も、沈殿試験の結果を再度裏付けました。

図7bのSEM画像から、SC2が砂粒子間に強い結合を形成し、この微細構造が不規則な絡み合いを生み出し、生物砂岩の安定性を高めていることがわかります。一軸圧縮強度が 1.65 MPa まで増加したこともこれを証明しています。

(a) PAA = 0 g/L (ケース SC1)、(b) PAA = 5 g/L (ケース SC2)、(c) PAA = 10 g/L (ケース SC3) の処理砂マトリックスの SEM 画像)、(d) PAA = 15 g/L (ケース SC4)。

対照的に、図 7d は、砂粒子内の少数の炭酸カルシウム結晶とその小さいサイズを示しています。一方、図 7a の SC1 と図 7c の SC3 は両極端の間にあり、部分的に結合した土壌粒子として炭酸カルシウムの結晶のみが存在します。

XRDを使用して、バイオセメントでセメント化された砂柱および三河4号砂の化学組成を分析しました。強度分布を図8に示します。得られたXRD生データは、ソフトウェアプログラムを使用して分析しました。、マッチ。結果から、SC1 と SC2 が 2θ 29°付近に方解石のピークを持っていることは疑いの余地なく、これはこの実験が成功した兆候の 1 つです。 SC3 と SC4 には XRD では方解石のピークがありませんが、SEM 写真を考慮すると、おそらく沈殿によって生成された方解石のサイズが非常に小さいため、XRD は非常に小さいサイズのサンプルを適切に分析できませんでした。

テストケースの XRD 分析 (a) 全体比較、(b) 部分拡大比較。

この研究では、環境に優しい新しい CaCO3 生物強化法が提案され、土壌改良のための実験室規模で実証されました。この戦略には 2 段階の pH 依存メカニズムが含まれており、第 1 段階では PAA によって初期 pH を酸性に制御し、酸性酵素の加水分解能力を高め、第 2 段階では尿素によって pH を酸性から比較的酸性のレベルに上昇させます。加水分解プロセスにより、炭酸カルシウムの沈殿が可能になります。 PAA、塩化カルシウム、尿素、酸性ウレアーゼからなるコロイド溶液を注入すると、土壌粒子を結合する不溶性炭酸カルシウムコロイドの形成が示されました。

反応中の pH の上昇は、セメント溶液中の PAA 含有量によって効果的に制御できます。結果は、pH の上昇が (i) 炭酸カルシウムの沈殿量および (ii) 形成された結晶の形態に重大な影響を与えることを示し、CaCO3 セメント溶液中の PAA 濃度を効果的に選択するために注意が必要であることを示しました。。ＸＲＤ分析により、形成された結晶はすべて方解石であることが示された。しかし、セメント溶液中の PAA 濃度が 5 g/L では、砂マトリックス中で板状結晶がより容易に形成され、一軸圧縮強度は 1.65 MPa まで増加しました。

このアプローチの重要な点は、ガス状アンモニアの排出を完全に排除することです。典型的な MICP/EICP バイオセメントでは、注入される固化流体 1 L ごとに約 5.8 g のアンモニアガスが放出されます。実際、ガス状アンモニアの排出は抑制するのがはるかに難しく、制御するのもはるかに簡単ではありません。砂凝固試験における排水のpHは中性条件以下に容易に制御できるため、有毒なガス状アンモニアの放出を完全に排除できます（従来のバイオセメントと比較して最大100％）。

これは、典型的な MICP/EICP バイオセメントと比較して、ガス状アンモニアの放出が完全に制御されているためであり、この方法が経済的および生態学的に大きな利点があることを示しています。提案された方法は、バイオセメントに基づいた、より環境に優しく、より環境に優しい土壌改良の新しい方向性を提供します。これらの重要な発見により、この環境に優しい方法の現場での実施を促進するためにさらなる研究が奨励されます。

この研究の結果を裏付けるすべての実験データは、合理的な要求に応じて電子メールを通じて責任著者から入手できます。

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北海道大学大学院工学研究科, 札幌市, 060-8628

ジェン・ヤン

ジャフナ大学技術学部、キリノッチ、44000、スリランカ

シヴァクマール・ゴータマン

北海道大学工学部、札幌市、060-8628

Kazunori Nakashima & Satoru Kawasaki

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転載と許可

Yan、Z.、Gowthaman、S.、中島、K. 他。ポリマー支援酵素は、アンモニアを排出しない土壌安定化のための炭酸塩沈殿を誘発します。 Sci Rep 12、8821 (2022)。 https://doi.org/10.1038/s41598-022-12773-6

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受信日: 2022 年 3 月 24 日

受理日: 2022 年 5 月 3 日

公開日: 2022 年 5 月 25 日

DOI: https://doi.org/10.1038/s41598-022-12773-6

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