РАДІОАКТИВНІ ВЕЩЕСТВА.Раздел 1
Автор-упорядник: к.х.н., доц. В.Ф. теплих
Забруднення радіоактивними речовинами відбуваються в процесі отримання ядерного палива, при роботі АЕС, при переробці та захоронення радіоактивних відходів, при аваріях на ядерних об'єктах, а також при запланованих вибухах ядерних пристроїв. Під час роботи АЕС в результаті активації конструкційних матеріалів нейтронним потоком, корозії цих матеріалів і циркуляції забрудненого радіонуклідами теплоносія відбувається забруднення всіх внутрішніх поверхонь контурів, вузлів і деталей ядерно-енергетичної установки, які періодично необхідно дезактивувати. При цьому не виключена можливість проникнення радіонуклідів і в навколишнє атмосферу, і в гідросферу. Забруднення при експлуатації АЕС передбачувано, його дезактивація носить виробничий планово-попереджувальний характер, вона регламентується технологією, а її обсяг відповідає масштабам радіоактивних забруднень [1-4].
Різні умови утворення радіоактивних речовин можуть привести до локальних або масовим забрудненням. Зазвичай локальні забруднення не поширюються за межі промислового підприємства (уранових рудників, заводів з отримання ядерних компонентів палива, АЕС) і можуть бути викликані недбалим поводженням з радіоактивними речовинами або їх витоками через негерметичні ділянки обладнання. Сам факт роботи з радіоактивними речовинами, їх транспортування можуть служити причиною локальних забруднень.
Локальні забруднення зазвичай прогнозовані, способи їх дезактивації розроблені заздалегідь і безпосередньо стосуються персоналу. Масовими слід вважати такі забруднення, які небезпечні для населення, що викликає необхідність проведення часткової або повної його евакуації із забруднених територій і виконання дезактиваційних робіт як всередині, так і поза зоною знаходження джерела радіоактивного забруднення. Значні викиди у вигляді радіоактивних аерозолів відбуваються в результаті важких аварій [6-8], до числа яких належить, наприклад, падіння літака на установку регенерації плутонію [9]. Зафіксовані аварії, пов'язані з розгерметизацією, вибухом і виходом з ладу окремих вузлів і агрегатів обладнання ядерного циклу. Накопичення водню в радіоактивних відходах також може привести до вибуху і викиду радіоактивних речовин зі сховищ [10].
Препарати на основі 60Co, 131I, 137Cs, 196Au, 32P, 90Sr та інших радіонуклідів використовуються в радіотерапії [11], радіодіагностики і в якості датчиків в різних приладах. В процесі виробництва таких препаратів забруднюється посуд, апаратура, поверхні робочих столів. Забруднення може бути викликано неписьменним або неакуратним поводженням з джерелом, як це сталося при аварії радіотерапевтичних установки на основі 137Cs в лікарні міста Гайка (Бразилія) в 1987 р [12]. Було розсипано 19,26 г порошку CsCl активністю 5 · 1013 Бк, і потужність дози поблизу джерела досягала 1 Гр / год. Найбільша аварія в Киштиме в 1957 р [10, 13] привела до забруднення близько 1000 км2 площі при питомій активності 7 · 104 Бк / м2 за 90Sr. Однак найбільшою є аварія в Чорнобилі (1986 рік), коли в результаті теплового вибуху зруйнувався IV блок АЕС.
Радіоактивні забруднення місцевості і різних об'єктів відбуваються після наземних і підземних (з викидом грунту) випробувальних вибухів ядерних боєприпасів. Сумарна очікувана колективна ефективна еквівалентна доза від усіх випробувальних ядерних вибухів в атмосфері оцінюється в 3 · 107 чел.-Зв. [14]. При наземному ядерному вибуху, коли вогненна куля стикається з поверхнею землі, продукти розподілу урану і плутонію осідають на частинки грунту, захоплюються повітряним потоком, утворюючи хмару. Щодо великі радіоактивні частинки осідають по шляху руху цієї хмари в перші години після вибуху, утворюючи радіоактивний слід [15]. Щодо дрібні частинки потрапляють в атмосферу, повільно осідають і поширюються глобально.
При підземні ядерні вибухи з викидом грунту також утворюється радіоактивна хмара, але менших розмірів у порівнянні з наземним вибухом. Крім того, значна частина радіонуклідів при вибухах без викиду грунту потрапляє в атмосферу у вигляді струменя радіоактивного газу, який виривається з товщі грунту. Частка радіонуклідів, що осідають на сліді хмари, коливається в широких межах від 0,5 до 46% всієї активності наземних ядерних вибухів [16]. Великі інциденти з ядерною зброєю були в армії США. У 1966 р в небі над населеним пунктом Пальмарес (Іспанія) бомбардувальник B-52 зіткнувся з літаком-заправником. При включенні аварійного пристосування стався спуск чотирьох водневих бомб, і частина радіоактивної речовини розпорошилася. Роботи по дезактивації забрудненої місцевості обійшлися в 50 млн доларів [17]. Аварії носіїв ядерної зброї з викидом радіонуклідів зафіксовані на кораблях і підводних човнах військово-морських сил ряду країн.
Таким чином, радіоактивні забруднення численних об'єктів викликані різними причинами. При цьому дезактивація займає важливе місце в системі радіаційної безпеки і в заходах, що забезпечують зниження наслідків аварій.
11.1.1.
Характеристика радіоактивних забруднень
Радіоактивні забруднення класифікують на первинні, вторинні і багаторазові [2]. Первинні забруднення викликані радіоактивними речовинами, які утворилися в процесі аварії, виробничої діяльності, вибухів ядерних боєприпасів. Вторинні радіоактивні забруднення визначаються переходом радіоактивності із забруднених об'єктів на чисті. Радіонукліди з забруднених споруд, транспорту та доріг можуть переходити назад в повітряне середовище, а потім осідати, забруднювати незабруднені, а також вже брудні об'єкти. Один і той же об'єкт може за рахунок вторинних процесів забруднюватися кілька разів. У цих умовах вторинні забруднення стають багаторазовими. Найбільш небезпечними джерелами забруднення є викиди радіоактивних речовин в атмосферу і поширення цих викидів у вигляді аерозольного хмари. Крім аерозольного можливо контактна радіоактивне забруднення, яке відбувається в результаті зіткнення поверхонь різних об'єктів з рідкої або твердої середовищем, що містить радіонукліди. Контактна забруднення має місце в процесі видобутку урану шахтним способом, при переробці, транспортуванні і зберіганні ядерного палива. Навіть при проведенні дезактиваційних робіт місцевості знятий для поховання верхній радіоактивний шар грунту є джерелом контактного забруднення поверхонь кузовів самоскидів і вантажних механізмів, що мало місце при ліквідації наслідків чорнобильської аварії.
Як при теплових вибухів на атомних станціях (Чорнобиль, 1986), хімічних вибухах радіоактивних відходів (Південний Урал, 1957), так і під час вибуху ядерних боєприпасів [14, 16] Більшість радіоактивної речовини перетворюється в аерозолі, що зумовлюють аерозольні забруднення у вигляді радіоактивності, випала на поверхню об'єктів.
Особливості освіти радіоактивних аерозолів впливають на поведінку радіоактивних частинок, забруднення об'єктів і ефективність дезактивації. Радіоактивні аерозолі в атмосферному повітрі утворюються в результаті наступних процесів: диспергирования речовин, що містять радіоактивні продукти; конденсації і десублімації парів радіоактивних речовин; адсорбції радіонуклідів на атмосферних аерозольних частинках; розпаду інертних газів з подальшою їх конденсацією, а також внаслідок утворення наведеної активності. Утворення радіоактивних аерозолів диспергированием відбувається під дією вибуху, розпилення рідини або інших процесів. Прикладами джерел освіти радіоактивних аерозолів диспергированием речовин є роботи по розгерметизації забрудненого обладнання, шліфування опромінених деталей і особливо зварювальні роботи. Необхідною умовою конденсації пари радіонуклідів є пересичення і нерівномірне їх розподіл в повітряному середовищі, а також присутність ядер конденсації або зародків. Одночасно з конденсацією, т. Е. Переходом пара в рідина, при сильному охолодженні може відбуватися процес десублімації, т. Е. Перехід пара в твердий стан, минаючи рідкий.
При ядерних вибухах під дією високої температури частина радіонуклідів випаровується з ядерного палива і переходить в пар, а потім, потрапляючи в холодну атмосферу, конденсується. Конденсаційний метод освіти аерозолів спостерігався і при викидах в Чорнобилі, коли з реактора, температура всередині якого досягає 2500 ° С, носії радіоактивних речовин потрапляли в відносно холодне повітря.
Газоподібні радіонукліди, що знаходяться в повітрі, можуть адсорбуватися на неактивних аерозольних частинках. Інтенсивність адсорбції радіонуклідів визначається великою питомою поверхнею неактивних аерозолів. Питома поверхня аерозольних часток діаметром 19 мкм становить приблизно 500 м2 / кг, і чим менше розмір аерозольних часток, тим більше його питома поверхня.
Рахункова концентрація V t, яка характеризує число аерозольних часток в одиниці об'єму, в процесі освіти радіоактивних частинок за час t змінюється в такий спосіб [18]:
де V 0 - початкова рахункова концентрація реактивних атмосферних аерозолів, м-3, коли t = 0; K - постійна, що характеризує число осіли радіонуклідів на поверхню частинок до їх числа в повітрі.
Згідно залежності (11.1), адсорбція радіонуклідів і освіту в результаті цього радіоактивних аерозолів визначається концентрацією неактивних аерозольних часток V 0 і часом процесу. Наприклад, час адсорбції 50% радіонуклідів 131I, що знаходяться в повітряному середовищі на частинках діаметром 1 мкм, коливається від 10-2 до 203 с при зростанні лічильної концентрації з 102 до 1010 м-3.
При радіоактивному розпаді з газоподібного ксенону утворюються тверді аерозольні частинки радіонуклідів цезію, а з криптону - ізотопи заліза, які відразу конденсуються в високодисперсні аерозолі з діаметром крапель 0,13-0,16 мкм.
Радіонукліди, що утворилися при активації ядер атомів атмосферного повітря, беруть участь в вищерозглянутих процесах аналогічно.
Радіоактивні аерозолі характеризуються широким діапазоном розмірів частинок - від високодисперсних, розміром близько 1 мкм, до грубодисперсних, що мають розмір сотні мікрометрів.
Кількісно радіоактивні аерозолі визначаються питомою активністю, т. Е. Концентрацією радіоактивних речовин або активністю на одиницю об'єму аерозольної системи.
Активність окремих частинок пропорційна їх розміру
де d - діаметр частинок; К - коефіцієнт пропорційності, характерний для даного виду радіоактивних частинок; n - параметр, що залежить від способу утворення радіоактивних аерозолів, 2 <n <3. Якщо радіоактивна аерозольна частинка утворилася шляхом сорбирования радіонуклідів, то n ≈ 2, а якщо шляхом конденсації радіонуклідів, то n = 3. На підставі узагальнення численних даних встановлено, що для радіоактивних аерозолів наземних ядерних вибухів n = 2,2, а для паливних частинок аварійних викидів n = 3 [19-21].
Слід підкреслити, що розмір, а також форма частинок є важливими параметрами радіоактивних аерозолів, оскільки істотно впливають на забрудненість об'єктів і подальшу ефективність дезактивації. Більш детально питання розподілу часток по активності і розмірами розглянутий в [2].
Серед радіоактивних аерозольних часток (активністю зазвичай менше 5 · 10-4 Бк) зустрічаються так звані «гарячі» частинки, активність яких може досягати 106 Бк [22]. Гарячі частинки можуть виникнути під час вибуху ядерних боєприпасів, при аваріях на потужних g-установка і ядерних реакторах, а також при пошкодженні оболонок твелів при перевантаженні ядерного палива. Після чорнобильської аварії велике число гарячих частинок, серед яких були і a-активні, було виявлено в повітрі в Березинском заповіднику (120 км від Мінська) в період 26.04-21.05 1986 р основному активність цих гарячих частинок визначалася такими нуклідами, як 131I, 137Cs, 134Cs, 103Ru, 95Zr і 140Bа [23]. Наявність гарячих частинок має пряме відношення до ефективності дезактивації - досить залишитися одній частці на оброблюваної поверхні (в щілинах або пазах), щоб залишкова забрудненість перевищувала допустимі норми, і при цьому мети дезактивації не досягаються.
Гарячі частинки згодом можуть служити джерелом поширення радіоактивності в грунті. Для оцінки такої можливості були проведені дослідження з міграції радіонуклідів 90Sr і 137Cs, що надходять в грунт в процесі їх вилуговування з поверхні гарячих частинок паливного походження [24]. За досить тривалий час (роки) внаслідок дифузії радіонукліди з внутрішнього обсягу гарячої частинки проникають на поверхню, вилуговуються і у вигляді розчинних сполук потрапляють у грунтовий розчин, а з нього - в рослини. З даних, наведених в табл. 11.1, видно, що ступінь вилуговування залежить від хімічних властивостей радіонуклідів, типу грунту і обернено пропорційна розмірам гарячих частинок. Оскільки середній розмір гарячих частинок знаходиться в межах 1-2 мкм, то з даних табл. 11.1 випливає, що 80% 90Sr перейде з частинок в грунт за 5-10 років, а через 50 років - повністю. За цей же період часу велика частина 137Cs теж перейде в грунтовий розчин. Отже, з'являється можливість їх подальшого поширення в живій природі.
Тип грунту
радіонуклід
Радіус гарячих частинок, мкм
1
5
10
50
100
Дернова опідзолені супіщаних
137
Cs
100
95
68
15
6
90
Sr
100
100
100
93
93
Дерново-слабопідзолистий глеюваті супіщаних
137
Cs
90
30
15
3
1,5
90
Sr
100
93
73
9
5
11.1.2. Фізико-хімічні процеси елементарних актів радіоактивного забруднення поверхні
11.1.2.1. Загальна характеристика взаємодії радіоактивних речовин з поверхнею
Радіонукліди у вигляді твердих, рідких або газоподібних речовин після потрапляння на поверхню об'єктів закріплюються на цій поверхні. Між радіоактивними речовинами і поверхнею виникає зв'язок, яка визначає утримання радіонукліда, забруднення об'єктів, а в подальшому - вибір способів і умов дезактивації.
Залежно від умов закріплення радіоактивних речовин розрізняють поверхневі і глибинні радіоактивні забруднення. Можливо також об'ємне забруднення газової і рідкої середовища. При поверхневому забрудненні радіоактивну речовину знаходиться на зовнішній частині поверхні об'єктів, і дезактивація полягає у видаленні радіоактивних речовин з цієї поверхні. У разі глибинного забруднення радіоактивне речовина проникає в глиб матеріалу, і процес дезактивації пов'язаний не тільки з видаленням радіоактивних речовин із зовнішнього боку поверхні, але і з витяганням їх з глибини.
Залежно від фізико-хімічних взаємодій між поверхнею забруднюють об'єкта і радіоактивною речовиною мають місце адгезійний, адсорбційний і іонообмінний процеси радіоактивних забруднень. Адгезионное взаємодія між радіоактивними речовинами і поверхнею об'єкта є однією з основних причин радіоактивного забруднення. Такі забруднення часто спостерігаються при аварійних аерозольних викидах радіоактивних речовин у вигляді високодісперсіонних частинок (аварії в Уіндскейлі 1957 року і Чорнобилі 1986 г.)
При Адгезійний процесі забруднення зберігаються кордону фаз між радіоактивною речовиною і забруднюють об'єктом. Адгезія - це зв'язок між різнорідними конденсованими речовинами, що утворюється при фіксованому контакті молекул, для розриву якої необхідно зовнішній вплив. Розрізняють адгезію аерозолів, що містять радіоактивні речовини, адгезію рідин (теплоносій, забруднена вода), адгезію відходів та ін.
Чисельні значення сил адгезії визначаються за допомогою прикладеної зовнішньої сили відриву, якої протилежна сила адгезії. Сила адгезії окремих частинок неоднакова і має розподіл між мінімальним і максимальним значеннями 
. Якщо ввести наведену силу адгезії як відношення сили адгезії до маси частки 
, То ця величина різко зростає зі зменшенням маси частинки. Так, для частинок діаметром ~ 1 мкм наведена сила адгезії в сотні разів більше, ніж для частинок діаметром 10 мкм [25].
Певна особлівістю володіють забруднюючі радіоактівні Речовини, Які знаходяться в виде Рідини. У даного випадка адгезія Рідини и змочуваності - две сторони одного и того ж явіща, іменованого адгезійнім взаємодією между рідіною и твердим тілом (поверхнею). Поверхні олеофільніе (а по відношенню до води - гідрофільні) добро змочуються и у них велика рівноважна робота адгезії. Олеофобним (а по відношенню до води - гідрофобні) поверхні погано змочуються і реалізують незначну адгезію. Змочування поверхні визначається величиною крайового кута q (рис. 11.1). Умови рівноваги краплі на поверхні можна виразити за допомогою рівнянь [27]:
де s ЖГ, s тж, s тг - поверхневі натягу на межі поділу фаз рідина-газ, тверде тіло-рідина, тверде тіло-газ.
З використанням рівняння (11.3), званого рівнянням Дюпре - Юнга, можна отримати вираз для рівноважної і оборотної роботи адгезії рідини W ад:
. (11.4)
З виразу (11.4) видно, що чим менше кут θ, тим краще змочування (більше оборотна робота адгезії) і, отже, поверхня - олеофільний (гідрофільна). Якщо q більше 90 °, то такі поверхні погано змочуються, і адгезія падає.
Мал. 11.1. Крапля рідини на поверхні
Реальні тверді поверхні, що піддаються радіоактивному забрудненню, енергетично і геометрично неоднорідні. Енергетична неоднорідність викликана неоднаковою питомою поверхневою енергією в різних точках однієї і тієї ж поверхні, а геометрична - наявністю виступів, виїмка, тріщин, пор і інших вад поверхні. Шорсткості і нерівності поверхні істотно змінюють умови змочування і адгезію рідини, оскільки крайової кут на шорсткою поверхні θш менше ніж на гладкій. Крайові кути θш і θ однієї і тієї ж рідини на шорсткою і гладкою поверхні пов'язані співвідношенням [27]
де R D - коефіцієнт, що показує зростання поверхні розділу фаз на шорсткою поверхні в порівнянні з гладкою.
Вираз (11.5) відображає рівноважний процес змочування, де коефіцієнт RD завжди більше одиниці. Отже, для гідрофільних поверхонь, коли 0 ≤ q ≤ 90 °, отримаємо:
т. е. q ш <q.
Для гідрофобних поверхонь, коли 90 ≤ q ≤ 180 °, відповідно до рівняння (11.6) отримаємо:
т. е. q ш> q.
Вирази (11.6) і (11.7) показують зміни крайового кута і умов змочування шорсткою поверхні. У разі гидрофобной поверхні шорсткість погіршує змочування, знижує площа контакту рідких радіоактивних речовин з поверхнею і, отже, адгезионное взаємодія, що призводить до зниження радіоактивного забруднення.
11.1.2.2. Адсорбційні процеси при радіоактивних забрудненнях
Адсорбційним процесом радіоактивного забруднення називають концентрування речовин на поверхні розділу фаз. Речовина, на яке адсорбується інша речовина, називають адсорбентом, а речовина, сконцентроване на кордоні розділу фаз, - адсорбатом. При цьому радіонуклід може перебувати в рідкому або газоподібному середовищі. Адсорбція, як і адгезія, - мимовільний процес, викликаний зменшенням поверхневої енергії (і поверхневого натягу) на поверхні розділу фаз. Кількісно адсорбція виражається надлишком адсорбата в поверхневому шарі в порівнянні з його концентрацією в об'ємній фазі.
Це надмірна кількість позначається Г i, і воно характеризує так звану гиббсова адсорбцію. Величина Г i показує, наскільки збільшилася концентрація радіонукліда на поверхні в порівнянні з його концентрацією в обсязі і в відношенні будь-якого радіонукліда в суміші з іншими виражається співвідношенням
або
, (11.9)
де ni - число молей будь-якого радіонукліда (адсорбата); B і M - поверхня і маса адсорбенту.
Основне рівняння адсорбції, назване рівнянням Гіббса, можна представити у вигляді:
, (11.10)
де с - концентрація адсорбируемого речовини; 
- зміна питомої поверхневої енергії (поверхневого натягу) в залежності від концентрації; R - універсальна газова постійна; Т - температура, К.
Рівняння Гіббса пов'язує між собою основні параметри, що характеризують адсорбцію, - Т, з, Г і σ, воно визначає можливість протікання адсорбції як самовільного процесу за рахунок зниження поверхневого натягу. Залежно від природи адсорбційних сил розрізняють фізичну і хімічну адсорбцію. При цьому хімічну адсорбцію називають хемосорбцией. При фізичної адсорбції радіоактивні речовини зберігають свою індивідуальність, і взаємодія між радіоактивною речовиною і адсорбентом здійснюється за рахунок міжмолекулярних сил (сил Ван-дер-Ваальса). Тому фізична адсорбція оборотна, практично не залежить від хімічної сполуки радіонукліда і зменшується з ростом температури. Теплота, що виділяється при фізичній адсорбції, становить всього 10-40 кДж / моль, в той час як при хемосорбції вона досягає 400 кДж / моль і більш. В результаті хемосорбції молекули або іони радіоактивної речовини утворюють з адсорбентом, т. Е. З забрудненим об'єктом, поверхневі хімічні сполуки, і, отже, хемосорбцію можна розглядати як хімічну реакцію на поверхні розділу фаз.
При знаходженні радіоактивної речовини у водному середовищі у вигляді іонів можлива також ионообменная адсорбція. В цьому випадку іони радіоактивної речовини з розчину в процесі еквівалентного (стехіометричного) обміну переходять на поверхню, а іони з твердої поверхні переходять в розчин. При цьому можуть спостерігатися як катіонний, так і аніонний обміни з маркою поверхнею.
11.1.2.3. Глибинні радіоактивні забруднення
Глибинні забруднення утворюються в результаті дифузії, проникнення в пори і нерівності поверхні, а також в результаті проникнення радіоактивних речовин в капілярно-пористі дисперсні системи і матеріали (грунт, пісок, цегла і т. Д.). В процесі дифузії відбувається мимовільне поширення радіоактивних речовин у вигляді іонів, молекул і колоїдних частинок з області більшої концентрації з поверхні об'єкта в область меншої концентрації в глиб матеріалу об'єкта. Чисельно масу М диффундирующих радіоактивних речовин можна представити у вигляді диференціального рівняння:
де D - коефіцієнт дифузії; S - площа, через яку поширюється дифузний потік; 
- градієнт концентрації; t - час процесу; х - глибина проникнення радіоактивної речовини в матеріал.
В умовах стаціонарної дифузії, коли 
, Після інтегрування основне рівняння має вигляд:
Фактично процес дифузії при радіоактивне забруднення значно складніше, ніж його стаціонарне перебіг, представлене рівнянням (11.12). У цьому рівнянні коефіцієнт дифузії чисельно дорівнює швидкості перенесення маси діффундіруемие речовини. Найбільший коефіцієнт дифузії мають газоподібні речовини, для яких він досягає
10-4 м2 × с-1. У рідкому середовищі коефіцієнт дифузії радіоактивних речовин, що знаходяться в іонної і молекулярної формах, складає відповідно 10-8 і 10-9 м2 × с-1, а в твердих тілах він ще менше (близько 10-10 м2 · с-1). Значно менше коефіцієнт дифузії радіонуклідів в полімерних матеріалах, таких як полівініловий спирт (10-17-10-15 м2 × с-1). Глибинне забруднення (наприклад бетону) відбувається в результаті капілярного змочування дрібних пір розчином радіоактивної речовини. В дрібні, так звані «мезопори» розміром 1,2-4 нм проникнення радіонукліда з повітряного середовища відбувається в результаті капілярної конденсації. Якщо після конденсації утворюється рідина, яка змочує поверхню пір, то в них виникає увігнутий меніск. Тиск насиченої пари над увігнутою поверхнею менше, ніж над плоскою. У зв'язку з цим в порах відбувається капілярна конденсація при тиску парів радіоактивної рідини, значно меншому в порівнянні з тиском пари над плоскою поверхнею.
Всередині самих дрібних пір розміром менше 1,2 нм (порівнянних з розмірами молекул і іонів радіоактивного речовини) діє поле адсорбційних сил. Заповнення цих пір і утримання в них визначається вже розмірами, а не поверхнею мікропор. У зв'язку з цим адсорбція буде пропорційна обсягу мікропор [28].
Глибинне забруднення капілярно-пористих тіл (пісок, гравій, цегла і ін.) Відбувається в результаті проникнення в них рідких радіоактивних речовин.
Швидкість такого проникнення визначається співвідношенням [27]:
де v, h і t - швидкість, глибина і час проникнення радіоактивної речовини; r - радіус пір для капілярно-пористих тіл або порогового простору для шару частинок; h, s, q - в'язкість, поверхневий натяг і крайової кут по відношенню до порам забруднює рідкого середовища.
Формулу (11.13) можна використовувати для оцінки швидкості і часу проникнення рідких радіоактивних речовин в капілярно-пористі тіла [27]. Таким чином, можна констатувати, що при забрудненні поверхні краплями рідких радіоактивних речовин визначальним фактором спочатку буде адгезія крапель до твердої поверхні. Видалення цих крапель гарантує надійну дезактивацію. Якщо час контакту збільшується, то радіоактивна речовина адсорбується на поверхні і дезактивація визначається цим фактором. У міру подальшого збільшення експозиції можлива іонообмінна адсорбція і подальша дифузія радіонукліда, яка визначає глибинне забруднення, що потребують застосування відповідних способів дезактивації.