РАЗДЕЛ 11
РАДИОАКТИВНЫЕ ЗАГРЯЗНЕНИЯ И ДЕЗАКТИВАЦИЯ

Автор-составитель: к.х.н., доц. В.Ф. Теплых

 

11.1. Источники радиоактивных загрязнений

Загрязнения радиоактивными веществами происходят в процессе получения ядерного топлива, при работе АЭС, при переработке и захоронении радиоактивных отходов, при авариях на ядерных объектах, а также при запланированных взрывах ядерных устройств. Во время работы АЭС в результате активации конструкционных материалов нейтронным потоком, коррозии этих материалов и циркуляции загрязненного радионуклидами теплоносителя происходит загрязнение всех внутренних поверхностей контуров, узлов и деталей ядерно-энергетической установки, которые периодически необходимо дезактивировать. При этом не исключена возможность проникновения радионуклидов и в окружающую атмосферу, и в гидросферу. Загрязнение при эксплуатации АЭС предсказуемо, его дезактивация носит производственный планово-предупредительный характер, она регламентируется технологией, а ее объем соответствует масштабам радиоактивных загрязнений [1–4].

Ядерное топливо после использования на АЭС выдерживается и перерабатывается. Общее количество радиоактивных продуктов, которые при этом образуются и часть которых может проникнуть в окружающую среду и вызвать загрязнения, достигает 1,5 · 1015 Бк на 1 ГВт вырабатываемой энергии. После снятия с эксплуатации АЭС также образуются дополнительные радиоактивные отходы, связанные с дезактивацией всего оборудования [5].

Различные условия образования радиоактивных веществ могут привести к локальным или массовым загрязнениям. Обычно локальные загрязнения не распространяются за пределы промышленного предприятия (урановых рудников, заводов по получению ядерных компонентов топлива, АЭС) и могут быть вызваны небрежным обращением с радиоактивными веществами или их утечками через негерметичные участки оборудования. Сам факт работы с радиоактивными веществами, их транспортировка могут служить причиной локальных загрязнений.

Локальные загрязнения обычно прогнозируемы, способы их дезактивации разработаны заранее и непосредственно касаются персонала. Массовыми следует считать такие загрязнения, которые опасны для населения, что вызывает необходимость проведения частичной или полной его эвакуации с загрязненных территорий и выполнения дезактивационных работ как внутри, так и вне зоны нахождения источника радиоактивного загрязнения. Значительные выбросы в виде радиоактивных аэрозолей происходят в результате тяжелых аварий [6–8], к числу которых относится, например, падение самолета на установку регенерации плутония [9]. Зафиксированы аварии, связанные с разгерметизацией, взрывом и выходом из строя отдельных узлов и агрегатов оборудования ядерного цикла. Накопление водорода в радиоактивных отходах также может привести к взрыву и выбросу радиоактивных веществ из хранилищ [10].

Препараты на основе 60Co, 131I, 137Cs, 196Au, 32P, 90Sr и других радионуклидов используются в радиотерапии [11], радиодиагностике и в качестве датчиков в различных приборах. В процессе производства таких препаратов загрязняется посуда, аппаратура, поверхности рабочих столов. Загрязнение может быть вызвано неграмотным или неаккуратным обращением с источником, как это случилось при аварии радиотерапевтической установки на основе 137Cs в больнице города Гайка (Бразилия) в 1987 г. [12]. Было рассыпано 19,26 г порошка CsCl активностью 5 · 1013 Бк, и мощность дозы вблизи источника достигала 1 Гр/ч. Крупнейшая авария в Кыштыме в 1957 г. [10, 13] привела к загрязнению около 1000 км2 площади при удельной активности 7 · 104 Бк/м2 по 90Sr. Однако наиболее крупной является авария в Чернобыле (1986 г.), когда в результате теплового взрыва разрушился IV блок АЭС.

Радиоактивные загрязнения местности и различных объектов происходят после наземных и подземных (с выбросом грунта) испытательных взрывов ядерных боеприпасов. Суммарная ожидаемая коллективная эффективная эквивалентная доза от всех испытательных ядерных взрывов в атмосфере оценивается в 3 · 107 чел.-Зв. [14]. При наземном ядерном взрыве, когда огненный шар соприкасается с поверхностью земли, продукты деления урана и плутония осаждаются на частицы грунта, увлекаются воздушным потоком, образуя облако. Относительно крупные радиоактивные частицы оседают по пути движения этого облака в первые часы после взрыва, образуя радиоактивный след [15]. Относительно мелкие частицы попадают в атмосферу, медленно оседают и распространяются глобально.

При подземных ядерных взрывах с выбросом грунта также образуется радиоактивное облако, но меньших размеров по сравнению с наземным взрывом. Кроме того, значительная часть радионуклидов при взрывах без выброса грунта попадает в атмосферу в виде струи радиоактивного газа, который вырывается из толщи грунта. Доля радионуклидов, осаждающихся на следе облака, колеблется в широких пределах от 0,5 до 46 % всей активности наземных ядерных взрывов [16]. Крупные инциденты с ядерным оружием были в армии США. В 1966 г. в небе над населенным пунктом Пальмарес (Испания) бомбардировщик B-52 столкнулся с самолетом-заправщиком. При включении аварийного приспособления произошел спуск четырех водородных бомб, и часть радиоактивного вещества распылилась. Работы по дезактивации загрязненной местности обошлись в 50 млн долларов [17]. Аварии носителей ядерного оружия с выбросом радионуклидов зафиксированы на кораблях и подводных лодках военно-морских сил ряда стран.

Таким образом, радиоактивные загрязнения многочисленных объектов вызваны различными причинами. При этом дезактивация занимает важное место в системе радиационной безопасности и в мероприятиях, обеспечивающих снижение последствий аварий.

11.1.1. Характеристика радиоактивных загрязнений

Радиоактивные загрязнения классифицируют на первичные, вторичные и многократные [2]. Первичные загрязнения вызваны радиоактивными веществами, которые образовались в процессе аварии, производственной деятельности, взрывов ядерных боеприпасов. Вторичные радиоактивные загрязнения определяются переходом радиоактивности с загрязненных объектов на чистые. Радионуклиды с загрязненных сооружений, транспорта и дорог могут переходить обратно в воздушную среду, а затем оседать, загрязнять незагрязненные, а также уже грязные объекты. Один и тот же объект может за счет вторичных процессов загрязняться несколько раз. В этих условиях вторичные загрязнения становятся многократными. Наиболее опасными источниками загрязнения являются выбросы радиоактивных веществ в атмосферу и распространение этих выбросов в виде аэрозольного облака. Помимо аэрозольного возможно контактное радиоактивное загрязнение, которое происходит в результате соприкосновения поверхностей различных объектов с жидкой или твердой средой, содержащей радионуклиды. Контактное загрязнение имеет место в процессе добычи урана шахтным способом, при переработке, транспортировке и хранении ядерного топлива. Даже при проведении дезактивационных работ местности снятый для захоронения верхний радиоактивный слой грунта является источником контактного загрязнения поверхностей кузовов самосвалов и погрузочных механизмов, что имело место при ликвидации последствий чернобыльской аварии.

Как при тепловых взрывах на атомных станциях (Чернобыль, 1986), химических взрывах радиоактивных отходов (Южный Урал, 1957), так и при взрыве ядерных боеприпасов [14, 16] большая часть радиоактивного вещества превращается в аэрозоли, обусловливающие аэрозольные загрязнения в виде радиоактивности, выпавшей на поверхность объектов.

Особенности образования радиоактивных аэрозолей влияют на поведение радиоактивных частиц, загрязнение объектов и эффективность дезактивации. Радиоактивные аэрозоли в атмосферном воздухе образуются в результате следующих процессов: диспергирования веществ, содержащих радиоактивные продукты; конденсации и десублимации паров радиоактивных веществ; адсорбции радионуклидов на атмосферных аэрозольных частицах; распада инертных газов с последующей их конденсацией, а также вследствие образования наведенной активности. Образование радиоактивных аэрозолей диспергированием происходит под действием взрыва, распыления жидкости или других процессов. Примерами источников образования радиоактивных аэрозолей диспергированием веществ являются работы по разгерметизации загрязненного оборудования, шлифовка облученных деталей и особенно сварочные работы. Необходимым условием конденсации паров радионуклидов является пересыщение и неравномерное их распределение в воздушной среде, а также присутствие ядер конденсации или зародышей. Одновременно с конденсацией, т. е. переходом пара в жидкость, при сильном охлаждении может происходить процесс десублимации, т. е. переход пара в твердое состояние, минуя жидкое.

При ядерных взрывах под действием высокой температуры часть радионуклидов улетучивается из ядерного топлива и переходит в пар, а затем, попадая в холодную атмосферу, конденсируется. Конденсационный метод образования аэрозолей наблюдался и при выбросах в Чернобыле, когда из реактора, температура внутри которого достигает 2500 °С, носители радиоактивных веществ попадали в относительно холодный воздух.

Газообразные радионуклиды, находящиеся в воздухе, могут адсорбироваться на неактивных аэрозольных частицах. Интенсивность адсорбции радионуклидов определяется большой удельной поверхностью неактивных аэрозолей. Удельная поверхность аэрозольных частиц диаметром 19 мкм составляет примерно 500 м2/кг, и чем меньше размер аэрозольных частиц, тем больше его удельная поверхность.

Счетная концентрация Vt , которая характеризует число аэрозольных частиц в единице объема, в процессе образования радиоактивных частиц за время t изменяется следующим образом [18]:

(11.1)

где V0 — начальная счетная концентрация реактивных атмосферных аэрозолей, м–3, когда t  = 0; K — постоянная, характеризующая число осевших радионуклидов на поверхность частиц к их числу в воздухе.

Согласно зависимости (11.1), адсорбция радионуклидов и образование в результате этого радиоактивных аэрозолей определяется концентрацией неактивных аэрозольных частиц V0 и временем процесса. Например, время адсорбции 50 % радионуклидов 131I, находящихся в воздушной среде на частицах диаметром 1 мкм, колеблется от 10–2 до 203 с при росте счетной концентрации с 102 до 1010 м–3.

При радиоактивном распаде из газообразного ксенона образуются твердые аэрозольные частицы радионуклидов цезия, а из криптона — изотопы рубидия, которые сразу конденсируются в высокодисперсные аэрозоли с диаметром капель 0,13–0,16 мкм.

Радионуклиды, образовавшиеся при активации ядер атомов атмосферного воздуха, участвуют в вышерассмотренных процессах аналогично.

Радиоактивные аэрозоли характеризуются широким диапазоном размеров частиц — от высокодисперсных, размером около 1 мкм, до грубодисперсных, имеющих размер сотни микрометров.

Количественно радиоактивные аэрозоли определяются удельной активностью, т. е. концентрацией радиоактивных веществ или активностью на единицу объема аэрозольной системы.

Активность отдельных частиц пропорциональна их размеру

(11.2)

где d — диаметр частиц; К — коэффициент пропорциональности, характерный для данного вида радиоактивных частиц; n — параметр, зависящий от способа образования радиоактивных аэрозолей, 2 < n < 3. Если радиоактивная аэрозольная частица образовалась путем сорбирования радионуклидов, то n ≈ 2, а если путем конденсации радионуклидов, то n = 3. На основании обобщения многочисленных данных установлено, что для радиоактивных аэрозолей наземных ядерных взрывов n = 2,2, а для топливных частиц аварийных выбросов n = 3 [19–21].

Следует подчеркнуть, что размер, а также форма частиц являются важными параметрами радиоактивных аэрозолей, поскольку оказывают существенное влияние на загрязненность объектов и последующую эффективность дезактивации. Более подробно вопрос распределения частиц по активности и размерам рассмотрен в [2].

Среди радиоактивных аэрозольных частиц (активностью обычно меньше 5 · 10–4 Бк) встречаются так называемые «горячие» частицы, активность которых может достигать 106 Бк [22]. Горячие частицы могут возникнуть при взрыве ядерных боеприпасов, при авариях на мощных g -установках и ядерных реакторах, а также при повреждении оболочек твэлов при перегрузке ядерного топлива. После чернобыльской аварии большое число горячих частиц, среди которых были и a -активные, было обнаружено в воздухе в Березинском заповеднике (120 км от Минска) в период 26.04–21.05 1986 г. В основном активность этих горячих частиц определялась такими нуклидами, как 131I, 137Cs, 134Cs, 103Ru, 95Zr и 140Bа [23]. Наличие горячих частиц имеет прямое отношение к эффективности дезактивации — достаточно остаться одной частице на обрабатываемой поверхности (в щелях или пазах), чтобы остаточная загрязненность превышала допустимые нормы, и при этом цели дезактивации не достигаются.

Горячие частицы впоследствии могут служить источником распространения радиоактивности в почве. Для оценки такой возможности были проведены исследования по миграции радионуклидов 90Sr и 137Cs, поступающих в почву в процессе их выщелачивания с поверхности горячих частиц топливного происхождения [24]. За достаточно длительное время (годы) вследствие диффузии радионуклиды из внутреннего объема горячей частицы проникают на поверхность, выщелачиваются и в виде растворимых соединений попадают в почвенный раствор, а из него — в растения. Из данных, приведенных в табл. 11.1, видно, что степень выщелачивания зависит от химических свойств радионуклидов, типа почвы и обратно пропорциональна размерам горячих частиц. Поскольку средний размер горячих частиц находится в пределах 1–2 мкм, то из данных табл. 11.1 следует, что 80 % 90Sr перейдет из частиц в почву за 5–10 лет, а через 50 лет — полностью. За этот же период времени большая часть 137Cs тоже перейдет в почвенный раствор. Следовательно, появляется возможность их дальнейшего распространения в живой природе.

Таблица 11.1

Степень выщелачивания (%) 90Sr и 137Cs
за 5 лет в зависимости от типа почвы и размера горячих частиц

Тип почвы

Радионуклид

Радиус горячих частиц, мкм

1

5

10

50

100

Дерновая оподзоленная супесчаная

137Cs

100

95

68

15

6

90Sr

100

100

100

93

93

Дерново-слабоподзолистая глееватая супесчаная

137Cs

90

30

15

3

1,5

90Sr

100

93

73

9

5

11.1.2. Физико-химические процессы элементарных актов радиоактивного загрязнения поверхности

11.1.2.1. Общая характеристика взаимодействия радиоактивных веществ с поверхностью

Радионуклиды в виде твердых, жидких или газообразных веществ после попадания на поверхность объектов закрепляются на этой поверхности. Между радиоактивными веществами и поверхностью возникает связь, которая определяет удержание радионуклида, загрязнение объектов, а в последующем — выбор способов и условий дезактивации.

В зависимости от условий закрепления радиоактивных веществ различают поверхностные и глубинные радиоактивные загрязнения. Возможно также объемное загрязнение газовой и жидкой среды. При поверхностном загрязнении радиоактивное вещество находится на наружной части поверхности объектов, и дезактивация заключается в удалении радиоактивных веществ с этой поверхности. В случае глубинного загрязнения радиоактивное вещество проникает в глубь материала, и процесс дезактивации связан не только с удалением радиоактивных веществ с внешней стороны поверхности, но и с извлечением их из глубины.

В зависимости от физико-химических взаимодействий между поверхностью загрязняемого объекта и радиоактивным веществом имеют место адгезионный, адсорбционный и ионообменный процессы радиоактивных загрязнений. Адгезионное взаимодействие между радиоактивными веществами и поверхностью объекта является одной из основных причин радиоактивного загрязнения. Такие загрязнения часто наблюдаются при аварийных аэрозольных выбросах радиоактивных веществ в виде высокодисперсионных частиц (аварии в Уиндскейле 1957 г. и Чернобыле 1986 г.)

При адгезионном процессе загрязнения сохраняются границы фаз между радиоактивным веществом и загрязняемым объектом. Адгезия — это связь между разнородными конденсированными веществами, образующаяся при фиксированном контакте молекул, для разрыва которой необходимо внешнее воздействие. Различают адгезию аэрозолей, содержащих радиоактивные вещества, адгезию жидкостей (теплоноситель, загрязненная вода), адгезию отходов и др.

Численные значения сил адгезии определяются при помощи приложенной внешней силы отрыва, которой противоположна сила адгезии. Сила адгезии отдельных частиц неодинакова и имеет распределение между минимальным и максимальным значениями . Если ввести приведенную силу адгезии как отношение силы адгезии к массе частицы , то эта величина резко возрастает с уменьшением массы частицы. Так, для частиц диаметром ~ 1 мкм приведенная сила адгезии в сотни раз больше, чем для частиц диаметром 10 мкм [25].

Определенной особенностью обладают загрязняющие радиоактивные вещества, которые находятся в виде жидкости. В данном случае адгезия жидкости и смачивание — две стороны одного и того же явления, именуемого адгезионным взаимодействием между жидкостью и твердым телом (поверхностью). Поверхности олеофильные (а по отношению к воде — гидрофильные) хорошо смачиваются и у них большая равновесная работа адгезии. Олеофобные (а по отношению к воде — гидрофобные) поверхности плохо смачиваются и реализуют незначительную адгезию. Смачивание поверхности определяется величиной краевого угла q (рис. 11.1). Условия равновесия капли на поверхности можно выразить при помощи уравнений [27]:

(11.3)

где s жг, s тж, s тг — поверхностные натяжения на границе раздела фаз жидкость—газ, твердое тело—жидкость, твердое тело—газ.

С использованием уравнения (11.3), называемого уравнением Дюпре — Юнга, можно получить выражение для равновесной и обратимой работы адгезии жидкости Wад:

. (11.4)

Из выражения (11.4) видно, что чем меньше угол θ, тем лучше смачивание (больше обратимая работа адгезии) и, следовательно, поверхность — олеофильная (гидрофильная). Если q больше 90°, то такие поверхности плохо смачиваются, и адгезия падает.

 

Рис. 11.1. Капля жидкости на поверхности

Реальные твердые поверхности, подвергающиеся радиоактивному загрязнению, энергетически и геометрически неоднородны. Энергетическая неоднородность вызвана неодинаковой удельной поверхностной энергией в различных точках одной и той же поверхности, а геометрическая — наличием выступов, выемов, трещин, пор и других изъянов поверхности. Шероховатости и неровности поверхности существенно изменяют условия смачивания и адгезию жидкости, поскольку краевой угол на шероховатой поверхности θш меньше чем на гладкой. Краевые углы θш и θ одной и той же жидкости на шероховатой и гладкой поверхности связаны соотношением [27]

(11.5)

где RD — коэффициент, показывающий рост поверхности раздела фаз на шероховатой поверхности по сравнению с гладкой.

Выражение (11.5) отражает равновесный процесс смачивания, где коэффициент RD всегда больше единицы. Следовательно, для гидрофильных поверхностей, когда 0 ≤ q ≤ 90° , получим:

(11.6)

т. е. q ш <  q .

Для гидрофобных поверхностей, когда 90 ≤ q ≤ 180°, в соответствии с уравнением (11.6) получим:

(11.7)

т. е. q ш >  q .

Выражения (11.6) и (11.7) показывают изменения краевого угла и условий смачивания шероховатой поверхности. В случае гидрофобной поверхности шероховатость ухудшает смачивание, снижает площадь контакта жидких радиоактивных веществ с поверхностью и, следовательно, адгезионное взаимодействие, что приводит к снижению радиоактивного загрязнения.

11.1.2.2. Адсорбционные процессы при радиоактивных загрязнениях

Адсорбционным процессом радиоактивного загрязнения называют концентрирование веществ на поверхности раздела фаз. Вещество, на которое адсорбируется другое вещество, называют адсорбентом, а вещество, сконцентрированное на границе раздела фаз, — адсорбатом. При этом радионуклид может находиться в жидкой или газообразной среде. Адсорбция, как и адгезия, — самопроизвольный процесс, вызванный уменьшением поверхностной энергии (и поверхностного натяжения) на поверхности раздела фаз. Количественно адсорбция выражается избытком адсорбата в поверхностном слое по сравнению с его концентрацией в объемной фазе.

Это избыточное количество обозначается Гi, и оно характеризует так называемую гиббсовую адсорбцию. Величина Гi показывает, насколько увеличилась концентрация радионуклида на поверхности по сравнению с его концентрацией в объеме и в отношении какого-либо радионуклида в смеси с другими выражается соотношением

(11.8)

или

, (11.9)

где ni — число молей какого-либо радионуклида (адсорбата); B и M — поверхность и масса адсорбента.

Основное уравнение адсорбции, названное уравнением Гиббса, можно представить в виде:

, (11.10)

где с — концентрация адсорбируемого вещества; — изменение удельной поверхностной энергии (поверхностного натяжения) в зависимости от концентрации; R — универсальная газовая постоянная; Т — температура, К.

Уравнение Гиббса связывает между собой основные параметры, характеризующие адсорбцию, — Т, с, Г и σ, оно определяет возможность протекания адсорбции как самопроизвольного процесса за счет снижения поверхностного натяжения. В зависимости от природы адсорбционных сил различают физическую и химическую адсорбцию. При этом химическую адсорбцию называют хемосорбцией. При физической адсорбции радиоактивные вещества сохраняют свою индивидуальность, и взаимодействие между радиоактивным веществом и адсорбентом осуществляется за счет межмолекулярных сил (сил Ван-дер-Ваальса). Поэтому физическая адсорбция обратима, практически не зависит от химического соединения радионуклида и уменьшается с ростом температуры. Теплота, выделяющаяся при физической адсорбции, составляет всего 10–40 кДж/моль, в то время как при хемосорбции она достигает 400 кДж/моль и более. В результате хемосорбции молекулы или ионы радиоактивного вещества образуют с адсорбентом, т. е. с загрязненным объектом, поверхностные химические соединения, и, следовательно, хемосорбцию можно рассматривать как химическую реакцию на поверхности раздела фаз.

При нахождении радиоактивного вещества в водной среде в виде ионов возможна также ионообменная адсорбция. В этом случае ионы радиоактивного вещества из раствора в процессе эквивалентного (стехиометрического) обмена переходят на поверхность, а ионы из твердой поверхности переходят в раствор. При этом могут наблюдаться как катионный, так и анионный обмены с загрязняемой поверхностью.

11.1.2.3. Глубинные радиоактивные загрязнения

Глубинные загрязнения образуются в результате диффузии, проникновения в поры и неровности поверхности, а также в результате проникновения радиоактивных веществ в капиллярно-пористые дисперсные системы и материалы (грунт, песок, кирпич и т. д.). В процессе диффузии происходит самопроизвольное распространение радиоактивных веществ в виде ионов, молекул и коллоидных частиц из области большей концентрации с поверхности объекта в область меньшей концентрации в глубь материала объекта. Численно массу М диффундирующих радиоактивных веществ можно представить в виде дифференциального уравнения:

(11.11)

где D — коэффициент диффузии; S — площадь, через которую распространяется диффузионный поток;  — градиент концентрации; t — время процесса; х — глубина проникновения радиоактивного вещества в материал.

В условиях стационарной диффузии, когда , после интегрирования основное уравнение имеет вид:

(11.12)

Фактически процесс диффузии при радиоактивном загрязнении значительно сложнее, чем его стационарное протекание, представленное уравнением (11.12). В этом уравнении коэффициент диффузии численно равен скорости переноса массы диффундируемого вещества. Наибольший коэффициент диффузии имеют газообразные вещества, для которых он достигает
10–4 м2 ×  с–1. В жидкой среде коэффициент диффузии радиоактивных веществ, находящихся в ионной и молекулярной формах, составляет соответственно 10–8 и 10–9 м2 ×  с–1, а в твердых телах он еще меньше (порядка 10–10 м2 · с–1). Значительно меньше коэффициент диффузии радионуклидов в полимерных материалах, таких как поливиниловый спирт (10–17–10–15 м2 ×  с–1). Глубинное загрязнение (например бетона) происходит в результате капиллярного смачивания мелких пор раствором радиоактивного вещества. В мелкие, так называемые «мезопоры» размером 1,2–4 нм проникновение радионуклида из воздушной среды происходит в результате капиллярной конденсации. Если после конденсации образуется жидкость, которая смачивает поверхность пор, то в них возникает вогнутый мениск. Давление насыщенного пара над вогнутой поверхностью меньше, чем над плоской. В связи с этим в порах происходит капиллярная конденсация при давлении паров радиоактивной жидкости, значительно меньшем по сравнению с давлением паров над плоской поверхностью.

Внутри самых мелких пор размером менее 1,2 нм (соизмеримых с размерами молекул и ионов радиоактивного вещества) действует поле адсорбционных сил. Заполнение этих пор и удержание в них определяется уже размерами, а не поверхностью микропор. В связи с этим адсорбция будет пропорциональна объему микропор [28].

Глубинное загрязнение капиллярно-пористых тел (песок, гравий, кирпич и др.) происходит в результате проникновения в них жидких радиоактивных веществ.

Скорость такого проникновения определяется соотношением [27]:

(11.13)

где v, h и t — скорость, глубина и время проникновения радиоактивного вещества; r — радиус пор для капиллярно-пористых тел или порогового пространства для слоя частиц; h , s , q — вязкость, поверхностное натяжение и краевой угол по отношению к порам загрязняющей жидкой среды.

Формулу (11.13) можно использовать для оценки скорости и времени проникновения жидких радиоактивных веществ в капиллярно-пористые тела [27]. Таким образом, можно констатировать, что при загрязнении поверхности каплями жидких радиоактивных веществ определяющим фактором сначала будет адгезия капель к твердой поверхности. Удаление этих капель гарантирует надежную дезактивацию. Если время контакта увеличивается, то радиоактивное вещество адсорбируется на поверхности и дезактивация определяется этим фактором. По мере дальнейшего увеличения экспозиции возможна ионообменная адсорбция и последующая диффузия радионуклида, которая определяет глубинное загрязнение, что потребует применения соответствующих способов дезактивации.