静電気学会誌，40, 4（2016）186-192

J. Inst. Electrostat. Jpn.

論

文

水中気泡内放電によるジクロロメタンの分解におけるパルス幅の影響
岩渕 将史 ，和田 啓太 ，高橋 克幸 ，高木 浩一 ，颯田 尚哉
＊

＊

＊, 1

＊

＊＊

（2015年9月24日受付；2016年5月12日受理）

Influence of Pulse Width on Decomposition of Dichloromethaneby Discharge Inside Bubbles in Water
＊

＊

＊, 1

Masashi IWABUCHI , Keita WADA , Katsuyuki TAKAHASHI ,＊＊＊Koichi TAKAKI and Naoya SATTA（Received September 24, 2015; Accepted May 12, 2016）
Influence of pulse width on decomposition of dichloromethane (DCM) by discharge inside bubbles in water has been
investigated. The discharge reactor consists of a glass tube and a tungsten wire inserted into the glass tube, which is immersedin the water. Argon gas is injected into the glass tube to generate bubbles in the water. Two types of pulsed generator, amagnetic pulse compression circuit and an inductive-energy storage system using semiconductor opening switch, are used togenerate high voltage pulse with various pulse widths. DCM which is a volatile organic compound is employed as a specimen
to evaluate decomposition efficiency. The DCM is decomposed successfully by discharge inside bubbles in water. TOC
removal efficiency and DCM decomposition efficiency are similar in each pulse width. Energy efficiency for decomposition
increases by decreasing the pulse width.

1．はじめにゾンとの反応性が乏しいことや，生分解性が低く，従来水質汚濁は，人の健康だけではなく，生態系全てにおの活性汚泥法では分解が困難であることから，新しい処

いて悪影響をもたらす深刻な問題である．水質汚濁を引理方式が求められている ．DCM は高い揮発性を持つ

き起こす原因には産業排水，生活排水，投棄廃棄物など

揮発性有機化合物であるため，ほとんどが曝気処理と活があげられる．これらは近年の様々な法規制や水処理技

性炭処理を組み合わせた方式で処理されている．しかし，術により改善されてきている ．しかし，一部の地域でこれは水相からの DCM の除去処理であり，DCM を本

は，水質基準を満たしていない過去の排水による底質汚

質的に分解処理しているわけではない．また，活性炭処

染や，産業廃棄物の不法投棄などによる，地下水への汚理後，残渣が発生し，その処理処分も課題である．その染物質の染みだしが問題となっており，早急な原状回復ため，現在，バイオレメディエーション

措置が必要とされている

電気分解

1）

．

1, 2）

ジクロロメタン（ DCM: Dichloromethane ）は合成化学物質であり，主に溶剤に用いられ，その他にも殺虫剤，

4），紫外線照射

8, 9）

，光触媒

10）

，プラズマ ，

5, 6）

11）

7）

などを用いたDCM 分解の研究が始められている．
パルスパワーを用いて水中で生成したプラズマを用い染料，ニス，ペイントリムーバーなど様々な用途に用いて汚染物質を分解する方法が注目されているられている ．また，DCM は，遺伝子毒性，発がん性の放電により生成される様々な活性種が汚染物質の分解除疑いを持つことで知られている ． さらに，DCM はオ

去に寄与する．特に，ヒドロキシラジカルは，非常に強

3）

4）

．水中

12, 13）

い酸化力を持ち，有機化合物の選択性がない分解除去がキーワード：汚水浄化，気泡内放電，ヒドロキシラジカル，
パルス幅＊
岩手大学工学部（〒020-8551 盛岡市上田 4-3-5）
Faculty of Engineering, Iwate University, 4-3-5, Ueda,
Morioka 020-8551, Japan＊＊
岩手大学農学部（〒020-8550 盛岡市上田 3-18-8）
Faculty of Agriculture, Iwate University, 3-18-8, Ueda,
Morioka 020-8550, Japan1
ktaka@iwate-u.ac.jp

可能である．放電処理による難分解性の有機化合物

13, 14）の分解に関しては，塩素化合物である PCB（ポリ塩化ビフェニル）や TCB（トリクロロベンゼン）などに対して有効であることが報告されている ．
15）

水中放電は，水中に設置した電極間に，急峻で高い電圧パルスを印加することにより生成できるが，水の絶縁破壊電圧が高いことから大容量化が困難である．そのため，様々なリアクタ構造が検討されており

，気泡を電

16）

極付近で生成し，水中放電の生成を助長する方式

17）

や，

水中気泡内放電によるジクロロメタンの分解におけるパルス幅の影響（岩渕 将史ら）

187（33）電極を気中に設置し，気相放電を気泡内に進展させ溶液の処理を行う気相 放電水中進展型リアクタなどが検討されている ．水中気泡内放電を用いた DCM の分解に18）

おいて，溶液の温度上昇を抑えることで DCM の分解に効果があることが報告されている ．また，水中気泡内
19）

放電による有機染料の脱色において，印加電圧の短パルス化により，放電の熱損失が抑制され，高い処理効率が得られることが報告されている．このことから，印加

20, 21）

電圧の短パルス化による熱損失の抑制により，溶液の加熱を抑えることで DCM 分解への効果向上が期待できる．
本研究では，水中気泡内放電方式による汚水浄化の高効率化を目的とし，揮発性有機化合物の処理における，印加電圧のパルス幅のエネルギー効率への影響を検討した． 処 理対象には，揮発性有機化 合 物 の 一 つ で あ る

図 1 リアクタの概略図
Fig. 1 Schematic diagram of the reactor.

DCM を用いた．パルス発生装置には，マッチングを取る必要がなく扱いが容易で，コストも比較的低い電源である，磁気パルス圧縮（ MPC: Magnetic Pulse Compression ）型パルスパワー電源（ MPC 型電源）と半導体開放スイッチ（ SOS: Semiconductor Opening Switch ）を用いた誘導性エネルギー蓄積（ IES: Inductive Energy Storage ）型パ
ルスパワー電源（ SOS-IES 型電源）を使用した．

図 2 磁気パルス圧縮回路の回路図
Fig.2 Schematic diagram of the magnetic pulse compression circuit.

2．実験装置
試料の調整は，30 mL のガスクロ用バイアル瓶（日電理科硝子株式会社 , SVG-30）に 15 mL の精製水を採取し，
1 μL 用のシリンジ（ SGE Analytical Science, 1 μL Syringe ）を用いて，1 μL の DCM（和光純薬工業株式会社）を溶解することによって，DCM 濃度を 87.9 mg/L に調整した．
その後，バイアル瓶を，テフロンライナー製のキャップによって密閉した後，2 時間振盪したものを用いた．また，室温を 22.5℃とし，初期水温は 22℃とした．

図 3 半導体開放スイッチを用いた誘導性エネルギー蓄積型
パルスパワー電源の回路図
Fig.3 Schematic diagram of the pulsed power generator with IES
using SOS.

図 1 に，気泡内放電リアクタの概略図を示す．容器には，試料の調整に用いたバイアル瓶を用い，テフロンラ

アルゴン（ Ar ）を流量 30 mL/min で注入した．また，注入イナー製のキャップによって密閉し振盪する。その後，したガスは，中央のガラス管を通して排気される．

図 1 に示す，ガラス管が挿入されたキャップに付け替え

図 2 に，MPC 型 電 源（ 末 松 電 子 製 作 所 , MPC3000S-

る．図中左側のガラス管には高圧電極として，直径 0.2

SP ）の回路図を示す．コンデンサ C0 が直流電源によりmm のタングステン線が挿入されている．高圧電極は，充電された後，サイリスタが ON になると，パルストラ

電極先端をガラス管の先端から 10 mm 内部に配置する

ンス（ PT ）を介して，C1 にエネルギーが転送される．

ように設置した．高圧電極には，放電による摩耗を防ぐ

C1 に充電されたエネルギーが，SI1, C2，SI2，C3，SI4 にため，耐摩耗性に優れているタングステン線を用いた．

よる共振にて圧縮され，出力電圧 vO となり負荷へ出力

右側のガラス管には接地電極として，直径 0.2 mm のされる．SI3 は，パルス幅をより圧縮するために設けら

SUS316 線を挿入した．接地電極には，電極先端を水中にれている．また，出力端にアレスタ（ Mitsubishi Materials

露出させていることから，電気分解による金属イオンの溶

Corporation, DSA-362MA ）を接続することにより，パルス出を防ぐため，ステンレス鋼（SUS316）線を用いた．また，幅を変化させている．さらに，出力端にダイオードを接続

高圧電極のガラス管には，放電の生成を助長する目的で，することによって共振による負電圧の発生を抑制した．

静電気学会誌 第40巻 第 4 号（2016）

188（34）図 3 に，SOS-IES 型電源の回路図を示す．開放スイッアレスタ接続時の MPC 型電源，アレスタ未接続時の

チには，SOS ダイオード（ Voltage Multipliers Inc., K100UF ）MPC 型電源の電圧・電流波形の一例を示す．本研究にを 4 直列 2 並列に接続し使用している．キャパシタ C1

おいてパルス幅は電圧持続時間とした．無負荷時におけが直流電源により充電され，ギャップスイッチが導通するパルス幅は SOS-IES 型電源 , アレスタ接続時の MPC

ると，C1 によりパルスが生成される．パルストランス

型電源，アレスタ未接続時の MPC 型電源において，そを介して，2 次側に電圧が誘起され，SOS ダイオードにれぞれ 130 ns，238ns，550 ns である．出力電圧の最大

順方向電流が流れる．その後，キャパシタ C2 およびイ

値は 20 kV，繰り返し周波数は 250 pps とした．処理開

ンダクタ L による LC 振動によって，電流の方向が反転始時における 1 パルスあたりのリアクタに投与されるエ

する．SOS ダイオードは，順方向時に蓄積されたキャリ

ネルギーは，SOS-IES 型電源で約 3.1 mJ，アレスタ接続

ア分のみ逆方向電流が流れ，その後，急激な電流遮断が時の MPC 型電源で約 3.7 mJ，アレスタ未接続時の MPC生じる．この電流遮断により，誘導起電力が生じ，出力型電源で約 7.1 mJ である．

電圧 vO が出力される．また，C2 への電荷残留を抑制す
るため，出力端に 20 kΩ の抵抗 Rc を接続した．
図 4 に，リアクタ接続時における，SOS-IES 型電源 ,所定時間放電処理を行った後，直ちに全有機炭素（ TOC:
Total Organic Carbon ）計（島津製作所 , TOC-VCSH ）を用
い て 溶 液 の TOC 濃 度［ mg/L ］を 測 定 し た． 測 定 し た
TOC 濃度より，初期 DCM 量を算出し，式（1）を用いてDCM 除去量を求めた．
DCM 除去量＝（放電前 TOC 濃度－放電後 TOC 濃度）×

DCMの分子量（85）
炭素の分子量
（12）

×

15
1000

［ mg ］


（1）

また，式
（2）
を用いて，DCM 除去率を求めた．
（ a ）MPC without arrester

DCM 除去量＝

DCM除去量初期DCM量

× 100
［％］

（2）

気泡内放電において，式（3），（4）に示す反応式などによって生成されるヒドロキシラジカル（ ･OH ）は，非常に酸化力が強い．

22, 23）e + Ar → Ar + e（3）

Ar + H2O → Ar + ･OH + ･H

（4）

＊

＊

DCM とヒドロキシラジカルの水中での反応速度定数は2.2× 10 M s であり ，反応性が高いため DCM はヒド
7（ b ）MPC with arrester

-1 -1

24）

ロキシラジカルによって分解されると考えられる．

4, 19, 25）

DCM は，ヒドロキシラジカルとの反応により，式
（5）
～
（8）
に示す反応などによって塩化水素に分解される ．
10）

CH2Cl2 + ･OH → ･CHCl2 + H2O（5）･CHCl2 + ･OH → CHOCl + HCl（6）

CHOCl + ･OH → ･COCl + H2O（7）･COCl + ･OH → CO2 + ･HCl

（8）

そのため，1 mol の DCM の分解により，2 mol の塩化物
イオンが生成される．そこで，試料の塩化物イオン濃度（ c ）SOS-IES
図 4 出力電圧・電流波形
Fig.4 Waveforms of output voltage and output current.

［ mg/L ］をイオンクロマトグラフィ（日本ダイオネクス，
DX-320J ）により測定し，式（9），式（10）を用いて DCM
分解量ならびに DCM 分解率をそれぞれ求めた．

19, 26）

水中気泡内放電によるジクロロメタンの分解におけるパルス幅の影響（岩渕 将史ら）

DCM 分解量＝塩化物イオン濃度 の増加量××

DCMの分子量（85）
塩素の分子量（35.5）DCM 除去量＝×

15［ mg ］
1000

DCM除去量初期DCM量× 100［％］

189（35）

1
2
（9）

（10）

また，分解におけるエネルギー効率を，式（11）により求めた．
エネルギー効率＝

DCM分解量×3600
JT［ mg/Wh ］（11）

JT はリアクタへの総投与エネルギー［ J ］であり，ここで，図 5 DCM 除去率の時間変化
Fig.5 DCM removal efficiency as a function of treatment time.

印加電圧（ vO ）とリアクタに流れる電流（ iO ）の積を印加
電圧が持続している範囲について時間積分して求めた．

3．実験結果図 5 に，放電処理を行った場合の DCM 除去率の時間変化を示す．ここで，実線は放電処理を行った場合，破線は放電を発生させず，バブリングのみを行った場合を示している．図より，いずれの電源においても，30 分の処理により，DCM がほぼ全て除去されていることがわかる．また，放電を発生させた場合，いずれの電源においても DCM 除去率の時間変化に大きな差がないが，バブリングのみの場合と比較し，より早く DCM が除去

図 6 DCM 分解率の時間変化
Fig.6 DCM decomposition efficiency as a function of treatment time.

されることがわかる．
図 6 に，DCM 分解率の時間変化を示す．図より，放電を発生させた場合，いずれの電源においても，DCMは分解されていることがわかる．DCM 分解率の時間変化の傾向はほぼ同様である．しかし，図 5 より，処理時
間が 10 分の時点の除去率は，放電処理をした場合，バブリング時と比較し，20％程度増加しており，除去量は約 13 μmol となる．一方，図 6 より，10 分の処理時間では，分解率は 53％程度であり，分解量は約 8.2 μmol となる．このことから，除去された DCM のうち約 63％が分 解 さ れ て い る こ と が わ か る． こ れ ら の こ と か ら，DCM はバブリングによる揮発と同時に，分解反応が進んでいるものと考えられる．一方，バブリングのみの場

図 7 DCM 分解率によるエネルギー効率の変化
Fig.7 Energy efficiency for DCM decomposition as a function of
decomposition efficiency.

合，DCM が分解されていないことがわかる．このことから，図 5 に示す，バブリングのみの場合における DCM

溶液中の処理対象が減少し，処理対象と反応せず消滅す

除去は，DCM の揮発によるものであると考えられる．

る活性種が増加するためである ．また，DCM の除去
27）

図 7 に，DCM 分解率による，分解におけるエネルギ

により，DCM 分解率が飽和すると反応対象物がなくな

ー効率の変化を示す．図より，いずれの電源においてもるため，分解に寄与しないエネルギーの増加によりエネ

DCM 分解率の増加に伴い，エネルギー効率が減少してルギー効率は低下する．図より，各電源におけるエネル

いることがわかる．これは DCM 分解率の増加に伴い，ギー効率を比較すると，SOS-IES 型電源，アレスタ接続190（36）

静電気学会誌 第40巻 第 4 号（2016）

時の MPC 型電源，アレスタ未接続時の MPC 型電源の順でエネルギー効率が高いことがわかる．これは，短パ
ルス化により，活性種の生成に寄与しない導電電流など
によるエネルギー損失を抑えられたためと考えられる．

4．検討
溶液温度の増加は，DCM の揮発を促進させる

．溶

14）

液に流れる導電電流による溶液の過熱は，DCM の処理特性に影響を及ぼす可能性がある．図 8 に，放電処理を行った場合の溶液温度の時間変化を示す。図より，放電処理を行わず，バブリングのみの場合では，水温は初期水温である約 22℃で変化がないことがわかる．一方，

図 8 溶液温度の時間変化
Fig.8 Solution temperature as a function of discharge treatment time.

放電処理を行った場合は処理時間の増加に伴い，試料の温度が上昇している．30 分の処理時間で，SOS-IES 型電源の場合は 28℃，アレスタ接続時の MPC 型電源の場合は 33℃，アレスタ未接続時の MPC 型電源の場合は 42℃まで加熱される．また，いずれの電源においても処理時間 15 分までは温度に大きな差はないが，15 分以降においてパルス幅の長い電源ほど，より温度が上昇することがわかる．
図 9 に，電源を接続せずに，バブリングのみを行った
場合 の初期水温による DCM 除去率の変化を示す．処理時間は 5 分とした．図より，水温の増加により DCM 除去率が増加していることがわかる．水温の上昇により

図 9 バブリング時の初期水温による DCM 除去率の変化
Fig.9 DCM removal efficiency as a function of solution temperature
without discharge.

DCM 除去率が増加すると考えられるが，図 5 より，各電源において DCM 除去率に差はない．これは，放電処理をした場合，処理時間 15 分以降で電源による水温の差が生じるが，この時点で DCM 除去率が 90％以上と既にほとんどの DCM が除去されていることが要因として考えられる．また，DCM 分解率においても同様に，いずれの電源においても大きな差がないことがわかる．この こ と か ら，本実験においては，水温の 上 昇 に よ る
DCM の分解におけるエネルギー効率への影響は，ほぼないものと考えられる．
図 10 に，放電処理を行った場合の溶液の導電率およびリアクタへの総投与エネルギーの時間変化を示す。図より，いずれの電源においても，処理時間の増加により導電率および，総投与エネルギーが増加していることが図 10 導電率およびリアクタへの総投与エネルギーの時間変化
Fig.10 Total input energy and conductivity as a function of treatment
time.

わかる．また，パルス幅の長い電源ほど総投与エネルギーが大きいことがわかる．導電率の増加は，式
（5）
～
（8）

らに，パルス幅の長い電源ほど導電率の増加による投入に示す反応によって生成された塩化水素から加水分解しエネルギーの増加量が大きく，導電率による影響が大きた水素イオンや塩化物イオンが主な要因である．

いことがわかる．そのため，図 8 に示したように，溶液

図 11 に，各溶液の導電率による 1 パルスあたりのリ温度が上昇したと考えられる．図 12 に，様々な処理時

アクタへの投入エネルギーを示す．図より，パルス幅の間における放電電流波形を示す．図より，アレスタ未接

長い電源ほど投入エネルギーが大きいことがわかる．さ

続時の MPC 型電源，アレスタ接続時の MPC 型電源に

水中気泡内放電によるジクロロメタンの分解におけるパルス幅の影響（岩渕 将史ら）

図 11 導電率による 1 パルスあたりのリアクタへの投入エ
ネルギー
Fig.11 Input energy per a pulse as a function of solution conductivity.

191（37）

図 13 放電電流持続時間の時間変化
Fig.13 Discharge current continuous time as a function of treatment
time.

変化を示す．図より，処理時間の増加により，放電電流
持続時間が増加していることがわかる．これらは，図10 に示したように，導電率の増加により導電電流が増加したためだと考えられる．水中気泡内放電では，放電は気液界面に到達後，熱化が生じ，放電のインピーダン
スが低下する ．そのため，放電電流は，溶液の抵抗成
28）分に大きく依存する ．印加電圧が放電維持電圧を保つ
20）間，放電が維持されるため，パルス幅が長い方がよりエ（ a ）MPC without arrester

ネルギーが投与される ．これらのことから，パルス幅29）の長い電源ほど，導電率の増加により投与エネルギーが増加し，活性種の生成に寄与しない導電電流が増加する
ため，図 7 において，パルス幅の短い電源ほどエネルギ
ー効率が高くなったと考えられる．
これらの結果より，水中気泡内放電方式は，ジクロロメ
タンの処理において最大 80％の分解が可能であり，温度上昇による揮発により除去されるよりも多くの量を分解することが可能であることがわかった．また，揮発性有機化（ b ）MPC with arrester

合物の処理において，微生物処理や ，UV/H2O2 を用い
26）

た処理

などと比べて，pH の調整が必要なく，十分に早10）

く除去だけでなく分解が可能であることが示唆された．
また，水中気泡内放電方式における DCM の分解において放電による溶液の温度上昇により DCM が揮発し，放電との接触機会が減少し，パルス幅が長いほどその影響が大きい．今後は溶液中の DCM 濃度を考慮して検討をする必要がある．

（ c ）SOS-IES
図 12 様々な処理時間における放電電流波形
Fig.12 Waveforms of discharge current for various treatment times.

5．まとめ
水中気泡内放電方式による水質浄化の高効率化を目的とし，揮発性有機化合物の分解における，パルス幅の影
響を検討した．パルス幅の変化によるジクロロメタンの

おいて，処理時間の増加により放電電流が増加している除去率，分解率は変化しなかった．また，パルス幅を短ことがわかる．また，図 13 に放電電流持続時間の時間

くすることにより，溶液の温度の加熱を抑制し，ジクロ192（38）

静電気学会誌 第40巻 第 4 号（2016）

ロメタンの分解におけるエネルギー効率が向上されることがわかった．今後は，より短パルスにした際の揮発性
有機化合物の分解について検討する必要がある．
謝辞
本研究の遂行に当たり，有益なご助言をいただきました，岩手大学工学部の向川政治先生，志田寛様，奥村賢直様に感謝申し上げます．
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