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751.
不同组成活性污泥胞外聚合物吸附Cd^2+、Zn^2+特征 总被引:6,自引:0,他引:6
以蛋白质和糖含量比分别为2.5:1、7:1和9:1的3种活性污泥胞外聚合物(extracellular polymeric substances,EPS)EPS1、EPS2、EPS3作为吸附剂.研究其对水中Cd2 、Zn2 的吸附效能.结果表明,EPS对Cd2 和Zn2 的吸附与其组成有关,EPS1、EPS2和EPS3对Cd2 和Zn2 吸附量分别约为19.5、27、17 mg/g和40.5、47.5、37 mg/g.3种胞外聚合物对Cd2 、Zn2 吸附过程可在1 h内快速平衡.动力学拟合结果表明,EPS1对2种重金属的吸附速率最快,而EPS2对Cd2 、Zn2 的平衡吸附容量最高.Freundlich和Langmuir方程均可描述3种EPS对Cd2 、Zn2 的吸附过程,方程参数拟合结果表明2种金属同EPS之间存在多种作用方式.3种EPS的吸附热力学方程拟合系数均表明EPS对Zn2 的吸附稳定性、吸附能力和亲和力均比对Cd2 的吸附强;当EPS中糖所占比例增加时,其对重金属的吸附能力也提高,表明糖在吸附过程中起着重要作用. 相似文献
752.
分别以乳酸、乙醇、糖蜜和米酒作为碳源,研究硫酸盐还原菌在不同碳源中的生长状况及对As和Sb的去除效率。硫酸盐还原菌接种到各碳源培养基后14 d的生长状况显示,硫酸盐还原菌在乳酸中生理活性最佳,在乙醇中也有明显的生理活性,但需要一个较长的启动期,而在糖蜜和米酒中没有明显的生理活性。当硫酸盐还原菌接种到各碳源培养12 h后加入酸性As(V)和Sb(V)储备液,由于12 h内尚未生成足够的碱度和硫化物来应对酸性储备液冲击,硫酸盐还原菌在所有碳源中均失去生理活性;虽然硫酸盐还原菌已失活且基质中只含有少量硫化物(≤3.62 mg/L),乳酸培养基中总锑和总砷的去除率仍可达到89.7%和65.6%,糖蜜和米酒培养基中总锑去除率达到81.2%和97.3%、总砷去除率为10.0%和17.1%,不过乙醇培养基中砷和锑均没有明显的去除。后以能显著促进硫酸盐还原菌生长的乳酸和乙醇作为碳源,调节培养基初始p H约为7,并接种培养48 h后加入酸性As(V)和Sb(V)储备液,储备液加入前乳酸和乙醇培养基的硫化物质量浓度分别达到70.73 mg/L和18.58 mg/L,储备液加入后细菌仍能继续生长,最终总锑去除率可达97.8%和98.4%,总砷去除率则为27.8%和24.6%。实验结果表明,糖蜜和米酒作为碳源需进一步优化,乙醇则体现出了可替代乳酸的潜在优势;砷和锑的去除效率除了与硫酸盐还原菌活性有关外,也与砷、锑自身的化学性质及反应基质有密切关系。 相似文献
753.
754.
红树林湿地希瓦氏菌W3的分离及腐殖质还原特性研究 总被引:1,自引:0,他引:1
从红树林湿地沉积物中分离到1株具有腐殖质还原能力的菌株W3,通过细胞形态、生理生化以及16SrDNA的分子生物学亲缘关系分析方法,确定该菌为希瓦氏菌属,命名为Shewanella sp.W3.W3菌能够利用乳酸钠、甲酸钠和丙酮酸钠作为电子供体进行腐殖质还原,在48h内对1mmol/LAQDS的还原率分别为96%、40%和10%.另外,菌体的生长与AQDS还原表现出相同的趋势,菌体数在60h达到最大值,约为1.77×108CFU/mL,比初始接种值约增殖了100倍,而未添加乳酸钠实验组的基本没有观察到AQDS的还原和菌体的增长.该菌进行腐殖质还原的最适pH范围为7~9,最适的NaCl浓度范围为5~30g/L,而最适温度范围为30~35℃.实验结果表明,该菌的腐殖质还原过程是生物化学反应过程,且能够在还原腐殖质的同时偶联能量的产生,支持菌体的生长.推测具有腐殖质还原的希瓦氏菌在元素的生物地球化学循环和环境微生物治理中具有潜在的应用价值. 相似文献
755.
反硝化(DNF)和硝酸盐异养还原为氨(DNRA)是水域生态系统中硝酸盐异养还原的2个主要过程.DNF和DNRA之间的竞争控制着硝酸盐在水域生态系统中的异养还原方式和最终归趋.选取太湖流域的傀儡湖为研究对象,采用室内培养实验和稳定氮同位素示踪技术,考察傀儡湖沉积物-水界面的DNF和DNRA速率及其对硝酸盐异养还原过程的贡献.结果显示,沉积物表现为NH4+-N的源和NO3--N的汇,潜在DNF速率为18.89~54.00μmol/(kg·h)[均值(36.39±3.86)μmol/(kg·h)],DNRA反应速率为1.02~5.89μmol/(kg·h)[均值(3.21±1.15)μmol/(kg·h)].DNF与沉积物有机质含量和含水率存在显著的正相关关系,DNRA与沉积物需氧量(SOD)之间存在相关性.反硝化是傀儡湖中硝酸盐异养还原的主导过程,贡献率为84.23%~96.90%,而DNRA过程只占3.10%~15.77%.与海洋河口区域相比,淡水湖泊生态系统中DNRA速率和DNRA在硝酸盐异养还原中所占的比重均较小. 相似文献
756.
通过室内模拟柱实验发现受渗滤液污染的场地存在着4个顺序氧化还原带,依次为硫酸盐还原带、铁还原带、硝酸盐还原带和氧还原带,范围分别为0~27 cm、 27~62 cm、 47~74 cm、 74~91 cm.各带中生物群落结构发生了明显的变化,相应地以硫酸盐还原菌(SRB)、铁还原菌(IRB)和反硝化细菌(NRB)为优势菌群,同时也存在其他作用的细菌.氧化还原带和功能微生物的分布说明各氧化还原带间并不存在严格的界限,有一定的重叠现象.功能优势菌群的变化是氧化还原带更替的根本原因. 相似文献
757.
在实验室小试和中试实验温和条件下催化还原脱除NOx 研究的基础之上 ,对制备的贵金属催化剂在上海宝钢生产协力公司二氧化碳生产厂进行了工业放大催化还原脱除NOx 的实验研究。在温度为 16 0~ 30 0℃的宽温区内、进口NO浓度变化范围为 0 0 0 7%~ 0 0 8%、空速为 2 5 0 0h- 1 的条件下 ,经过连续 9d(2 0 0h)的实验研究 ,结果表明尾气NO和NH3 浓度均小于 0 0 0 1% ,工业放大实验结果完全与实验室小试和中试实验结果吻合 ,为工业应用这一技术奠定了基础 相似文献
758.
淹水厌氧条件下腐殖酸对红壤中铁异化还原过程的影响 总被引:6,自引:1,他引:6
采用室内培养实验,观测淹水厌氧条件下分别添加及共同添加葡萄糖和不同制备来源的腐殖酸,对红壤中铁的异化还原作用的影响.结果表明,红壤单独培养条件下,Fe(Ⅱ)浓度培养前后没有发生变化.添加葡萄糖促进了铁的异化还原,培养至12 d其Fe(Ⅱ)浓度为培养前的25倍.腐殖酸不能作为电子供体促进铁的异化还原,单独添加时红壤中Fe(Ⅱ)浓度没有发生变化,而同时添加葡萄糖情况下,培养前期促进而后期减弱铁的异化还原,其Fe(Ⅱ)浓度增幅仅为单独添加葡萄糖处理的35%.腐殖酸的浓度对红壤中铁的异化还原作用有影响,浓度为2.00 g/kg时培养前期促进而后期减弱铁的异化还原,低浓度时(0.20和0.02 g/kg)影响很小.不同制备来源的腐殖酸对红壤中铁异化还原过程的影响不同.培养前期,从山西大同风化煤(HAs)、河南巩县褐煤(HAh)和云南昆明滇池底泥(HAk)中提取的腐殖酸都促进了红壤中铁的异化还原;培养后期,HAk依然发挥促进作用,其Fe(Ⅱ)浓度始终高于G处理,而添加HAs和HAh的处理培养至7 d Fe(Ⅱ)仅为单独添加葡萄糖处理的14%和25%,减弱了铁的异化还原. 相似文献
759.
工业化进程中铬(Cr)的广泛使用造成了严重的环境污染,其中Cr(Ⅵ)由于具有致癌、致畸变作用以及极强的水相迁移性使其成为Cr污染的主要形式,而Cr(Ⅲ)在环境中易形成沉淀且毒性较小,因此将Cr(Ⅵ)还原成Cr(Ⅲ)被认为是一种有效的Cr(Ⅵ)污染治理策略.Cr(Ⅵ)还原成Cr(Ⅲ)可以通过化学反应或微生物转化,其中细菌介导的Cr(Ⅵ)还原是一种极具潜力的铬污染修复方式,具有反应温和、能耗低且无二次污染等特点,因此其还原过程的分子机制受到了越来越多的关注.本文总结了已发现的Cr(Ⅵ)还原细菌种类以及在污染治理中的应用,并详细阐述了Cr(Ⅵ)还原的分子途径和具体的功能蛋白,逐级深入的展示了目前已研究的Cr(Ⅵ)细菌还原的分子机制,对目前该领域存在的科学问题及未来的发展方向进行了归纳和总结. 相似文献
760.