全文获取类型
收费全文 | 114篇 |
免费 | 20篇 |
国内免费 | 45篇 |
专业分类
安全科学 | 10篇 |
废物处理 | 4篇 |
环保管理 | 8篇 |
综合类 | 94篇 |
基础理论 | 30篇 |
污染及防治 | 8篇 |
评价与监测 | 10篇 |
社会与环境 | 13篇 |
灾害及防治 | 2篇 |
出版年
2024年 | 1篇 |
2023年 | 1篇 |
2022年 | 10篇 |
2021年 | 11篇 |
2020年 | 10篇 |
2019年 | 11篇 |
2018年 | 6篇 |
2017年 | 5篇 |
2016年 | 2篇 |
2015年 | 12篇 |
2014年 | 6篇 |
2013年 | 12篇 |
2012年 | 12篇 |
2011年 | 10篇 |
2010年 | 8篇 |
2009年 | 6篇 |
2008年 | 8篇 |
2007年 | 7篇 |
2006年 | 10篇 |
2005年 | 7篇 |
2004年 | 4篇 |
2003年 | 5篇 |
2002年 | 6篇 |
2001年 | 6篇 |
2000年 | 1篇 |
1999年 | 2篇 |
排序方式: 共有179条查询结果,搜索用时 296 毫秒
131.
采用Fenton氧化法对印染污泥进行预处理,研究印染污泥中TSS、VSS、CST、SRF等脱水性能指标的变化规律.结果表明,当pH值为2.0,H2O2和Fe2+投加量分别为428 mg.g-1(干泥)和42.8 mg.g-1(干泥),反应时间1.5 h、反应温度80℃时,Fenton氧化后印染污泥的脱水效果最佳.在该条件下,TSS由18.66 g.L-1下降至4.82 g.L-1,去除率为74.17%;CST和SRF分别由98.6 s和6.03×1011s.2g-1下降至18.9 s和8.42×1010s.2g-1;污泥的平均粒径和中值粒径分别由53.8μm和42.9μm下降至19.8μm和16.2μm. 相似文献
132.
采用高硫低有机质酸性重金属污染土壤,通过研究外加碳源水淹条件下各层土壤中酸可挥发性硫化物(AVS)的产生以及各剖面层中Cu的总量分布、Cu在孔隙水中的浓度及存在形态的变化情况,探讨了水淹土壤中的AVS对Cu迁移转化的影响.结果表明,外加碳源水淹条件下,硫酸根被还原,产生的大量AVS可促使水相中游离活性Cu向惰性较高的硫化物结合态和残渣态转化而被固定;不同深度土壤中AVS产生情况不同,其含量由深层向浅层递增,并在顶层大量聚集,由此导致孔隙水中的Cu2+浓度由土壤深层向浅层递减,这种垂直浓度梯度差,趋动活性态Cu由深层向浅层的垂直迁移,在AVS大量富集的表层中形成丰富的铜硫化物沉淀,使土壤表层中惰性态铜及总量累积增加,底层活性铜及总量下降,从而使铜的生态风险和生物风险降低. 相似文献
133.
基于2017年在江西和湖南两省的农户调研数据,实证分析重金属污染耕地修复治理试点对试点周边农户生产行为的影响,并检验试点溢出作用对农户生产行为的异质性影响.研究发现:重金属污染治理试点的启动,引起周边农户水稻种植面积与水稻面积占比减少,但通过技术溢出使农户对耕地修复技术的采用量提升;进一步分析发现,靠近治理试点的区域,风险厌恶者减少水稻种植,但增加技术施用量治理污染;时间偏好低的农户等待政策试点范围扩大,不会改变水稻种植规模但会减少治理技术投入;随着试点间隔时间的扩大,位于试点区域周边的农户增加水稻种植面积,但减少治理技术采用量.研究结论为我国耕地重金属污染的治理与治理试点范围的扩展提供了有益的借鉴. 相似文献
134.
为深入认识道路对土地利用/土地覆被变化的作用过程和机制,确定道路的影响范围和强度,论文选取渝宜高速(重庆段)两侧15 km缓冲带为研究区,基于1986、2000、2007和2013年4期遥感影像数据,利用ArcGIS技术和景观生态学方法,从4个分段、3个尺度探讨了高速公路驱动下土地利用和景观格局演变的梯度差异及其对道路演变的响应。结果表明,1986-2013年,研究区土地利用变化规律正在由“点”往“轴”向格局转变;2013年西段低山丘陵区、中段低山宽谷区、中段中低山峡谷区道路的影响范围分别是10、7、5 km,东段中山峡谷区道路效应不明显;总体来看,公路沿线3 km范围内土地利用开发强度高,并且4个分段的土地利用综合程度自西向东逐步降低;在道路的驱动下,全区景观格局的变化局限在一定范围内,对于西段低山丘陵区和中段低山宽谷区的景观格局显著变化在5 km内,中段中低山峡谷区、东段中山峡谷区的变化主要集中在4和3 km内,影响域内景观破碎化程度加剧,景观稳定性降低,生态景观风险增加;各分段土地利用和景观格局变化空间差异与其通车时间存在正相关关系,同时受区域经济和地形因素以及环境政策的影响。研究结论有助于丰富对生态脆弱区道路效应的理解,为区域交通规划及土地资源持续利用提供科学依据。 相似文献
135.
Cd对小白菜生长及氮素代谢的影响研究 总被引:7,自引:0,他引:7
采用水培的方法,研究了不同Cd2 水平(0、1、2.5、5、10 mg·L-1)对小白菜叶片中铵态氮、硝态氮、可溶性蛋白质、游离脯氨酸、叶绿素、部分营养元素含量以及蛋白水解酶、硝酸还原酶、谷氨酰胺转化酶与合成酶活性的影响.结果表明,低浓度的Cd处理(1 mg·L-1)刺激了小白菜的生长,提高了小白菜的生物量、叶绿素含量以及硝酸还原酶、谷氨酰胺合成酶与转化酶活性.Cd处理降低了小白菜对Cu、Ca、Fe、Mg的吸收,但促进了P的吸收.10 mg·L-1的Cd处理显著降低了可溶性蛋白质含量、硝酸还原酶、谷氨酰胺合成酶和转化酶活性(p<0.05),提高了蛋白水解酶活性,不利于叶片中铵态氮与硝态氮的同化,造成叶片中铵态氮和硝态氮的累积.小白菜叶片中游离脯氨酸含量与铵态氮含量成极显著正相关(p<0.01),说明小白菜叶片中游离脯氨酸的累积在一定程度上缓解了铵的毒害. 相似文献
136.
抗生素的大量使用促进了抗生素耐药基因的产生与传播.地下水是重要的供水途径之一,然而地下水中耐药基因的分布特征与健康风险尚不清楚.采用高通量荧光定量PCR技术(high-throughput qPCR),分析了深圳茅洲河流域11口民用井中耐药基因的分布特征和多样性.结果表明, 11口民用井中共检出141种抗生素耐药基因和8种可移动遗传元件,其中磺胺类、多重耐药类和氨基糖苷类耐药基因的丰度最高.此外,民用井井水中也检出了临床重要的耐药基因,如超广谱β-内酰胺酶基因(blaSHV、blaTEM、blaCTX和blaOXA-1),万古霉素类基因(vanB和vanC-03)等.通过对耐药基因进行均一化计算,发现在民用井W7、 W8和W10的井水中,平均每个细菌携带有至少一个耐药基因,而W11井水中甚至每个细菌平均携带有4个耐药基因.磺胺类、多重耐药类、氨基糖苷类、β-内酰胺类以及氯霉素类耐药基因的丰度与可移动遗传元件的丰度均呈显著正相关(P0.01),表明民用井中可移动遗传元件可能促进了耐药基因在井水中的扩散. 相似文献
137.
杭州市道路空气中挥发性有机物及其大气化学反应活性研究 总被引:5,自引:2,他引:5
研究了夏季杭州市主要类型道路(隧道、快速道路、主干道和支路)空气中挥发性有机物的污染特征,以及2010年11月—2011年7月间快速道路空气中VOC的季节变化规律.分析结果表明,杭州市道路空气中VOC浓度显著大于风景区内VOC浓度,隧道浓度最高(828.4μg·m-3),其它道路空气中VOC浓度随着车流量减少而降低.源解析结果发现道路空气中VOC的主要贡献者为机动车排放,但同时也受到溶剂挥发、煤或生物质燃烧的影响,风景区内VOC则受煤或生物质燃料燃烧的影响更大.快速道路空气中VOC浓度和反应活性由机动车排放、植物排放和气象条件共同决定,呈现夏〉秋〉冬〉春的季节变化特征.机动车排放的烯烃和芳香烃是道路空气中主导的活性VOC物种,说明机动车排放是杭州市大气反应活性的最大贡献者.此外,在夏、秋季节,植被排放的异戊二烯显著的增强了道路空气中VOC的反应活性. 相似文献
138.
伴随着颗粒物浓度的快速下降,大气臭氧(O3)污染呈快速上升和蔓延态势,已成为制约我国空气质量持续改善的瓶颈问题之一.因此,理清O3浓度变化特征对于改善空气质量有重要意义.应用复杂网络方法,基于城市间O3浓度的相关关系和其时滞,构建中国O3浓度网络,并分析O3浓度的关联结果和传输特征.结果表明,统计指标度、加权度和连边长度的概率密度函数遵循幂律分布,这说明O3浓度的变化不是随机的,存在一定的规律性.加权度的空间分布分析表明,加权度的高值集中在京津冀和周边地区,与O3浓度高值区分布一致.其中,北京、天津和河北东部(渤海湾沿线)城市向其他城市传输的能力较强.并且,冬季传输能力强于其它季节,主要是受到冬季风的影响.研究结果不仅有助于理解O3浓度变化特征,也是复杂网络方法应用到大气环境中的有益尝试. 相似文献
139.
140.
超高效液相色谱-串联质谱法同时检测溴代阻燃剂 总被引:1,自引:0,他引:1
采用Acquity BEH C18色谱柱,以甲醇-乙腈混合液和水为流动相,辅以电喷雾正离子模式多反应监测(MRM)进行定性定量分析,建立了一种同位素稀释超高效液相色谱-串联质谱(UPLC-MS/MS)同时检测四溴双酚A(TBBPA)、三-(2,3-二溴丙基)异氰脲酸酯(TBC)和3种六溴环十二烷(HBCD)异构体的方法。水样通过固相萃取进行净化,回收率达到85.3%~96.1%。土壤和底泥样品经加速溶剂萃取后,采用酸性硅胶和中性硅胶柱进行净化,回收率达到81.5%~102.7%。该方法对TBBPA、TBC、α-HBCD、β-HBCD、γ-HBCD在水和土壤中的检测限分别为1.0、1.2、2.0、0.8、1.2 ng/L和0.10、0.12、0.20、0.08、0.12 ng/g。 相似文献