• <tr id="yyy80"></tr>
  • <sup id="yyy80"></sup>
  • <tfoot id="yyy80"><noscript id="yyy80"></noscript></tfoot>
  • 99热精品在线国产_美女午夜性视频免费_国产精品国产高清国产av_av欧美777_自拍偷自拍亚洲精品老妇_亚洲熟女精品中文字幕_www日本黄色视频网_国产精品野战在线观看 ?

    污染土壤?蘆竹?水體系中As,Cd,Pb和Zn的滲漏與遷移特征

    2011-09-17 07:34:32
    關(guān)鍵詞:污染體系質(zhì)量

    (中南大學(xué) 冶金科學(xué)與工程學(xué)院,湖南 長沙,410083)

    近代工業(yè)活動(dòng)大大加速了重金屬的生物地球化學(xué)循環(huán)進(jìn)程,導(dǎo)致重金屬向環(huán)境中釋放加快。尤其是礦區(qū)、冶煉區(qū)及其污染區(qū)土壤、農(nóng)作物中重金屬污染對(duì)人體健康風(fēng)險(xiǎn)大增[1?3]。As,Cd和 Pb等造成的環(huán)境污染問題在礦冶區(qū)比較突出[4?5]。開展礦冶區(qū)土壤中重金屬污染的控制與治理已成為一個(gè)迫切需要解決的環(huán)境問題。生態(tài)修復(fù)是以植物修復(fù)為核心,結(jié)合工程措施、化學(xué)措施或微生物措施的修復(fù)技術(shù),具有在工程上簡單可行、易于接受等優(yōu)勢,能實(shí)現(xiàn)污染土壤的綜合利用而具有廣闊的應(yīng)用前景。一些學(xué)者通過田間試驗(yàn)進(jìn)行了重金屬污染土壤的生態(tài)修復(fù),如工業(yè)大麻對(duì)污染土壤中Cd[6],沙柳對(duì)河流底泥中Zn和Cd[7],高粱和向日葵對(duì)黃鐵礦廢渣區(qū)污染土壤中As,Cd,Co,Cu和Zn等[8]均具有較強(qiáng)的修復(fù)潛力和較好的去除效率。Tian等[9]利用欒樹和杜英樹對(duì)湖南湘潭廢棄錳礦附近土壤進(jìn)行了長達(dá)3 a的修復(fù)試驗(yàn),結(jié)果發(fā)現(xiàn)土壤Cu,Zn,Mn,Cd,Ni,Pb和Co等含量均有所下降,下降幅度為4.2%~86%,特別是Cd,Ni,Zn和Mn下降幅度均超過50%。湖南省是有色金屬之鄉(xiāng),采選冶活動(dòng)頻繁,造成湘江水系與周邊土壤中As,Cd和Pb等污染突出[10?11]。本文作者針對(duì)以As,Cd,Pb和Zn污染為主的湖南某冶煉區(qū)典型污染土壤,在以蘆竹為目標(biāo)植物的生態(tài)修復(fù)田間試驗(yàn)基地上,探討長期田間試驗(yàn)體系中As,Cd,Pb和Zn在土壤—植物—水中的遷移與滲漏特征,考察蘆竹修復(fù)體系對(duì)其地下水中重金屬污染的控制效果,評(píng)價(jià)利用蘆竹進(jìn)行土壤重金屬污染修復(fù)的可行性。

    1 材料與方法

    1.1 供試土壤和植物

    田間長期定位試驗(yàn)基地為位于湖南某擁有 50多年鉛鋅冶煉歷史的大型冶煉企業(yè)周邊一廢水污染后廢棄多年,以As,Cd,Pb和Zn等重金屬污染為主的農(nóng)田土壤。從2004年開始,本課題組在此實(shí)驗(yàn)基地上連續(xù)進(jìn)行蘆竹生態(tài)修復(fù)試驗(yàn)。該生態(tài)修復(fù)技術(shù)體系中目標(biāo)植物蘆竹為本課題組于 2002年在湖南礦區(qū)篩選出的強(qiáng)耐性植物之一。蘆竹在我國南方廣泛分布[12?13],為多年生草本植物,抗逆能力強(qiáng),生長速度快,生物量大,適應(yīng)性強(qiáng),是一種優(yōu)質(zhì)造紙?jiān)牧虾蜕镔|(zhì)能源材料[14?16]。

    1.2 滲漏試驗(yàn)

    滲漏試驗(yàn)于2007年2月布置,選擇在原來示范基地附近同樣廢棄的污染農(nóng)田土壤。滲漏試驗(yàn)選取一塊長8 m、寬5 m的長方形區(qū)域作為蘆竹修復(fù)區(qū),先布置滲漏柱后,再移栽在實(shí)驗(yàn)室培養(yǎng)、大小基本一致的健壯蘆竹根。同時(shí),選取離修復(fù)區(qū)5 m遠(yuǎn)、同樣大小區(qū)域作為對(duì)照區(qū),對(duì)照區(qū)生長有常見的水田雜草。滲漏柱布置如下:在蘆竹修復(fù)區(qū)中間區(qū)域,選取4個(gè)采樣點(diǎn),按順序編號(hào)(1,2,3和4)。分別在1號(hào)土壤深度為0~25 cm,2號(hào)為25~50 cm,3號(hào)在50~75 cm,4號(hào)在75~100 cm范圍內(nèi)采集土壤樣品。采樣點(diǎn)間距相隔30 cm。按照相應(yīng)編號(hào)分別在深度為25,50,75和100 cm處埋入4根滲漏柱(直徑為50 mm的PVC管,管長依次為40,65,90和115 cm),在4個(gè)滲漏柱底部上方10 cm處預(yù)先連接一直徑為2.5 cm、長為5 cm、管壁朝上均勻分布直徑為1 mm的3排孔眼、外圍孔徑為0.106 mm絹紗的滲漏水接收管。滲漏柱高出地面15 cm,接收管埋入土壤剖面深度依次為25,50,75和100 cm,滲漏柱底部封閉,頂部開口,不采樣時(shí)用專用管蓋蓋住,防止雨水漏入。同時(shí)在對(duì)照區(qū)布置相應(yīng)滲漏柱。待土壤溶液滲漏柱裝置經(jīng)充分穩(wěn)定和均衡后,于2008年2月底將滲漏柱中溶液全部抽干。于2008年3月底開始,即滲漏管全部抽干后的第30,60,90,120,150,180,210,390和510 d進(jìn)行滲漏水樣采集。取樣器從管柱上端開口處抽取水樣,每次采樣完畢將滲漏柱中剩余水溶液全部抽干。同時(shí),每次在采樣區(qū)附近收集1個(gè)地表水樣。在第60,150和210 d采集蘆竹植物樣。

    1.3 樣品、數(shù)據(jù)處理與分析

    對(duì)收集的土樣、水樣和蘆竹樣進(jìn)行前期處理。土樣經(jīng)自然風(fēng)干,過孔徑0.25 mm篩;水樣經(jīng)孔徑為0.45 μm的微孔膜過濾;蘆竹樣經(jīng)清洗、于105 ℃殺青30 min,于60 ℃下烘干至質(zhì)量恒定、磨碎。水樣和土壤(土水質(zhì)量比為 1:2.5)的 pH采用 pH計(jì)(Thermo Orion-420A)測定;水樣、土樣和蘆竹樣分別用HNO3,HCl-HNO3和 HNO3-HClO4法消煮。土壤中有機(jī)質(zhì)采用高溫外熱重鉻酸鉀氧化?容量法,堿解 N、有效 P和速效K分別采用堿解擴(kuò)散法、碳酸氫鈉提取?鉬銻抗比色法和乙酸銨提取?原子吸收法測定[17];水溶性有機(jī)碳(DOC)含量采用 TOC?V CPH(總有機(jī)碳分析儀,島津公司)測定;重金屬含量采用 ICP(IntrepidⅡXSP等離子發(fā)射光譜儀,美國熱電元素公司)測定。分析過程采用平行全空白、國家標(biāo)準(zhǔn)參比物質(zhì)土壤樣(GBW08303)和植物樣(GBW08513)進(jìn)行質(zhì)量控制。采用Excel2003和SPSS13.0進(jìn)行數(shù)據(jù)處理與分析。所有樣品中 DOC,As,Cd,Pb和 Zn等含量經(jīng)對(duì)數(shù)轉(zhuǎn)換后進(jìn)行正態(tài)分布檢驗(yàn)(Shapiro-wilk檢驗(yàn),P<0.05),對(duì)符合正態(tài)分布的數(shù)據(jù)進(jìn)行顯著性、相關(guān)性等統(tǒng)計(jì)檢驗(yàn)。

    2 結(jié)果與分析

    2.1 土壤基本理化性質(zhì)及其剖面中重金屬含量

    田間試驗(yàn)供試土壤基本理化性質(zhì)見表 1。從表 1可以看出:田間試驗(yàn)土壤表層土壤(0~25 cm)中有機(jī)質(zhì)含量為 3.92%,其余土層中有機(jī)質(zhì)含量均較低。土壤剖面中As,Cd,Pb和Zn主要累積在表層土壤(0~25 cm),其含量分別為53.2,31.9,728.4和968 mg/kg。土壤環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)中Ⅱ級(jí)標(biāo)準(zhǔn)規(guī)定As,Cd,Pb和Zn的含量分別為25(水田),0.3,300,250 mg/kg,Ⅲ級(jí)標(biāo)準(zhǔn)規(guī)定As,Cd,Pb和Zn的含量分別為30(水田),1.0,500 和 500 mg/kg。表層土壤(0~25 cm)中 As,Cd,Pb和 Zn含量分別是土壤環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)中Ⅱ級(jí)標(biāo)準(zhǔn)(GB 15618?1995)[18]規(guī)定值的 2.1,177.3,2.4和 3.9倍,分別是Ⅲ級(jí)標(biāo)準(zhǔn)的1.8,53.2,1.5和1.9倍,說明表層土壤重金屬污染嚴(yán)重,與表層土壤受礦冶企業(yè)污廢水、含重金屬大氣沉降等直接干擾密切相關(guān)。隨土壤深度增加,土壤中 Pb質(zhì)量濃度明顯降低,與土壤中Pb遷移性較弱有關(guān)[19]。

    2.2 土壤滲漏水pH和DOC質(zhì)量濃度

    對(duì)照體系和修復(fù)體系中土壤剖面滲漏水pH范圍為 6.5~8.5,基本上呈中性或弱堿性(圖 1)。周邊區(qū)域地表水、修復(fù)體系和對(duì)照體系中 DOC質(zhì)量濃度范圍分別為0.14~12.1,0.5~96.5和0.9~53.1 mg/L。修復(fù)體系表層(0~25 cm)土壤滲漏水中DOC質(zhì)量濃度平均值為25.5 mg/L,明顯比對(duì)照體系的高(15.1 mg/L)。修復(fù)體系和對(duì)照體系土壤滲漏水中 DOC質(zhì)量濃度均值分別為13.4和9.6 mg/L,成對(duì)數(shù)據(jù)t檢驗(yàn)結(jié)果表明兩者間差異顯著(P<0.05),表明蘆竹修復(fù)體系下土壤中DOC質(zhì)量濃度增加,滲漏增強(qiáng),使得土壤滲漏水中DOC質(zhì)量濃度升高,而對(duì)照體系變化趨勢不明顯(圖2)。DOC含量影響著土壤中重金屬的溶解平衡、化學(xué)形態(tài)、遷移性和環(huán)境有效性[20?21],修復(fù)體系下蘆竹通過根系分泌有機(jī)物,促進(jìn)滲漏水中 DOC質(zhì)量濃度明顯升高。但在210 d時(shí),0~25 cm的對(duì)照體系和修復(fù)體系土壤滲漏水中 DOC均出現(xiàn)顯著增加,可能與此采樣期間土壤表層滲漏水受到外部干擾有關(guān)。

    表1 田間試驗(yàn)供試土壤基本理化性質(zhì)Table 1 Physico-chemical properties of tested soils in field trails

    圖1 土壤剖面各層滲漏水中pHFig.1 pH of leachants from soil profiles

    2.3 土壤滲漏水中重金屬質(zhì)量濃度

    2.3.1 As的質(zhì)量濃度

    土壤剖面各層滲漏水中As質(zhì)量濃度見圖3。從圖3可見:污染區(qū)周邊地表水和對(duì)照體系土壤滲漏水中As質(zhì)量濃度范圍分別為0~0.33 mg/L和0~0.45 mg/L,修復(fù)體系A(chǔ)s質(zhì)量濃度范圍相對(duì)較小(0~0.11 mg/L)。修復(fù)體系表層(0~25 cm)土壤滲漏水中As質(zhì)量濃度平均值(0.03 mg/L)明顯小于對(duì)照體系(0.11 mg/L)和周邊地表水平均值(0.05 mg/L)。對(duì)蘆竹修復(fù)體系和對(duì)照體系A(chǔ)s質(zhì)量濃度隨時(shí)間變化數(shù)據(jù)進(jìn)行成對(duì)數(shù)據(jù)t檢驗(yàn),結(jié)果表明,修復(fù)體系下 As質(zhì)量濃度顯著比對(duì)照體系的低(P<0.05)。與地下水質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)(GB/T14848-93)[22]中As質(zhì)量濃度標(biāo)準(zhǔn)相比較,對(duì)照體系土壤滲漏水中 As質(zhì)量濃度普遍高于Ⅴ類水質(zhì)標(biāo)準(zhǔn)(>0.05 mg/L),而蘆竹修復(fù)體系下滲漏水中 As質(zhì)量濃度達(dá)到Ⅲ類水質(zhì)標(biāo)準(zhǔn)(≤0.05 mg/L),表明修復(fù)體系下表層(0~25 cm)土壤中 As向滲漏水遷移減弱,蘆竹修復(fù)體系對(duì)土壤溶液中As有明顯的穩(wěn)定和凈化作用。

    2.3.2 Cd的質(zhì)量濃度

    土壤剖面各層滲漏水中Cd質(zhì)量濃度見圖4。從圖4可見:污染區(qū)周邊地表水、修復(fù)體系和對(duì)照體系土壤滲漏水中 C d質(zhì)量濃度范圍相近,分別為0.080~0.270,0.002~0.330和0.004~0.240 mg/L,修復(fù)體系和對(duì)照體系表層(0~25 cm)平均質(zhì)量濃度分別為0.06 mg/L和0.07 mg/L,低于周邊地表水的0.18 mg/L。修復(fù)體系和對(duì)照體系表層土壤滲漏水中 Cd質(zhì)量濃度隨時(shí)間均呈下降趨勢。成對(duì)數(shù)據(jù)t檢驗(yàn)表明:對(duì)照體系和蘆竹修復(fù)體系 Cd質(zhì)量濃度差異不顯著。與地下水環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)(GB/T14848—93)中Cd質(zhì)量濃度標(biāo)準(zhǔn)相比,周邊地表水、對(duì)照體系大部分樣點(diǎn) Cd質(zhì)量濃度均超過Ⅴ類水質(zhì)標(biāo)準(zhǔn)(>0.01 mg/L),但修復(fù)體系中大部分樣點(diǎn) Cd質(zhì)量濃度在修復(fù)試驗(yàn)后期已經(jīng)達(dá)到Ⅲ類水質(zhì)標(biāo)準(zhǔn)(≤0.01 mg/L),說明蘆竹對(duì)土壤中Cd具有一定的修復(fù)效果。

    圖2 土壤剖面各層滲漏水中DOC質(zhì)量濃度Fig.2 DOC mass concentrations in leachants from soil profiles

    圖3 土壤剖面各層滲漏水中As質(zhì)量濃度Fig.3 Concentrations of As in leachants from soil profiles

    圖4 土壤剖面各層滲漏水中Cd質(zhì)量濃度Fig.4 Mass concentrations of Cd in leachants from soil profiles

    2.3.3 Pb的質(zhì)量濃度

    土壤剖面各層滲漏水中Pb質(zhì)量濃度見圖5。從圖5可見:對(duì)照體系和修復(fù)體系土壤滲漏水中Pb質(zhì)量濃度范圍分別為0.03~1.77 mg/L和0.02~0.69 mg/L,而周邊地表水質(zhì)量濃度范圍相對(duì)較小(0.03~0.47 mg/L)。修復(fù)體系和對(duì)照體系表層(0~25 cm)滲漏水中Pb質(zhì)量濃度均值分別為0.16 mg/L和0.20 mg/L,稍低于表水中Pb質(zhì)量濃度(0.21 mg/L)。整個(gè)采樣期間,周邊地表水、修復(fù)體系和對(duì)照體系中Pb質(zhì)量濃度均較高(>0.1 mg/L),與地下水環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)值(GB/T14848—93)相比,均超過了Ⅲ類水質(zhì)標(biāo)準(zhǔn)(≤0.05 mg/L),大部分樣點(diǎn)超過Ⅴ類水質(zhì)標(biāo)準(zhǔn)(>0.1 mg/L)。蘆竹修復(fù)體系下表層(0~25 cm)土壤滲漏水中Pb質(zhì)量濃度顯著低于對(duì)照體系 (P<0.05),說明蘆竹修復(fù)體系對(duì)土壤中Pb有一定的穩(wěn)定作用。但對(duì)照體系、修復(fù)體系表層(0~25 cm)Pb質(zhì)量濃度與周邊地表水Pb質(zhì)量濃度存在顯著正相關(guān)關(guān)系(P<0.01),滲漏水中 Pb質(zhì)量濃度主要與表層土壤中 Pb含量有關(guān)。在進(jìn)行生態(tài)修復(fù)過程中,仍需要結(jié)合其他措施如化學(xué)穩(wěn)定進(jìn)行處理才能達(dá)到滿意的修復(fù)效果。

    2.3.4 Zn的質(zhì)量濃度

    土壤剖面各層滲漏水中Zn質(zhì)量濃度見圖6。從圖6可見:污染區(qū)周邊地表水和對(duì)照體系土壤滲漏水中Zn質(zhì)量濃度范圍分別為0.25~5.17 mg/L和0.07~2.78 mg/L,而修復(fù)體系為0.01~1.94 mg/L。修復(fù)體系和對(duì)照體系各剖面(0~25,25~50,50~75和75~100 cm)土層滲漏水中 Zn質(zhì)量濃度平均值分別為 0.85,0.55,0.47,0.51 mg/L和0.84,1.1,1.0,0.51 mg/L,均低于周邊地區(qū)表水中Zn平均質(zhì)量濃度(1.9 mg/L)。修復(fù)體系和對(duì)照體系表層(0~25 cm)土壤滲漏水中Zn質(zhì)量濃度間差異不顯著。與地下水環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)值(GB/T 14848—93)相比,表水和對(duì)照體系除底層外其他各層土壤滲漏水中 Zn質(zhì)量濃度大部分超過Ⅳ類水質(zhì)標(biāo)準(zhǔn)(≤5.0 mg/L),而修復(fù)體系除表層(0~25 cm)外各層大部分樣點(diǎn)土壤滲漏水中Zn質(zhì)量濃度在Ⅲ類水質(zhì)標(biāo)準(zhǔn)(≤1.0 mg/L)以下。說明修復(fù)體系對(duì)土壤中Zn有一定的修復(fù)作用。

    圖5 土壤剖面各層滲漏水中Pb質(zhì)量濃度Fig.5 Concentrations of Pb in leachants from soil profiles

    圖6 土壤剖面各層滲漏水中Zn質(zhì)量濃度Fig.6 Mass concentrations of Zn in leachants from soil profiles

    對(duì)土壤滲漏水中 DOC和重金屬質(zhì)量濃度進(jìn)行相關(guān)性分析,結(jié)果見表2。從表2可見:對(duì)照體系下滲漏水中DOC與As存在顯著相關(guān)性(P<0.01),而修復(fù)體系下滲漏水中 DOC與滲漏水中各重金屬質(zhì)量濃度相關(guān)性不明顯;對(duì)照體系下滲漏水中Cd與Pb,Zn,Pb以及Zn質(zhì)量濃度存在顯著相關(guān)性(P<0.01),與這一地區(qū)有較長時(shí)期的Pb和Zn冶煉活動(dòng)相一致[23]。而蘆竹修復(fù)體系下滲漏水中重金屬間相關(guān)性下降,只有Cd與Zn存在顯著相關(guān)關(guān)系,由此進(jìn)一步說明蘆竹修復(fù)體系對(duì)污染土壤中重金屬的活性產(chǎn)生了明顯影響,該修復(fù)體系發(fā)揮了一定的修復(fù)功能作用。

    2.4 蘆竹體內(nèi)重金屬含量

    蘆竹器官內(nèi)As,Cd,Pb和Zn的積累及不同采樣期內(nèi)莖葉中重金屬含見圖 7。蘆竹根、莖、葉中 As含量分別為 34.9,5.5和 2.5 mg/kg,Cd含量分別為34.5,17.4和13.0 mg/kg,Pb含量分別為128.5,33.8和33.6 mg/kg,Zn含量分別為312.6,178.1和173.6 mg/kg(圖7(a))。說明蘆竹對(duì)土壤中As,Cd,Pb和Zn的的富集質(zhì)量濃度并不高;As,Cd,Pb和Zn主要富集在蘆竹根部,莖葉中富集相對(duì)較低,這與Aksoy等[24]報(bào)道大部分有毒重金屬元素在植物不同組織中主要累積在根部,其次在莖和葉的規(guī)律一致。在不同采樣期內(nèi)蘆竹莖葉中重金屬含量(圖 7(b))與蘆葦對(duì)重金屬積累跟季節(jié)有關(guān)[25]類似。蘆竹莖葉中As含量在210 d (7.1 mg/kg)時(shí)明顯比60 d (4.1 mg/kg)和150 d(2.5 mg/kg)時(shí)的高;Cd含量在 60 d (15.1 mg/kg)和 150 d(10.5 mg/kg)時(shí)高于210 d (8.7 mg/kg);Pb和Zn含量在60 d (78.7和393.7 mg/kg)和210 d (46.3和369.5 mg/kg)時(shí)比150 d (29.7和174mg/kg)的高。蘆竹莖葉中As,Cd和Pb含量與土壤滲漏水中相應(yīng)元素質(zhì)量濃度隨時(shí)間變化趨勢一致。盡管蘆竹莖葉中 As,Cd,Pb和Zn質(zhì)量濃度較低,但長期蘆竹修復(fù)試驗(yàn)的結(jié)果表明,蘆竹高約2.5 m,生長旺盛,產(chǎn)后蘆竹地上部年生物量約為4.5 kg/m2,對(duì)As,Cd,Pb和Zn的累積分別達(dá)0.03,0.04,0.21和0.17 g/m2,可見蘆竹對(duì)土壤Zn的吸收作用明顯,而對(duì)As,Cd,Pb以穩(wěn)定作用為主,使土壤剖面滲漏水中重金屬質(zhì)量濃度明顯降低,采用蘆竹進(jìn)行其生態(tài)修復(fù)是可行的。

    表2 土壤滲漏水中DOC和重金屬質(zhì)量濃度間的相關(guān)性Table 2 Relationship between concentrations of DOC and heavy metals in leachants from soil profiles

    圖7 蘆竹器官內(nèi)As,Cd,Pb和Zn的積累及不同采樣期內(nèi)莖葉中重金屬含量Fig.7 Accumulation of As, Cd, Pb and Zn in giant reed tissues and concentrations of these elements in aerial part of giant reed from different sampling periods

    3 結(jié)論

    (1) 蘆竹修復(fù)體系下,土壤滲漏水中DOC質(zhì)量濃度較對(duì)照體系顯著提高(P<0.05),其中表層滲漏水中DOC均值為對(duì)照體系的1.7倍;As和Pb質(zhì)量濃度顯著降低(P<0.05),均值分別下降 83%和 20%;Cd質(zhì)量濃度稍有所下降,但差異不顯著;Zn質(zhì)量濃度在修復(fù)后期有下降趨勢。

    (2) 對(duì)照體系滲漏水中DOC與As,Cd與Pb,Zn,Pb與Zn質(zhì)量濃度存在顯著相關(guān)性(P<0.01),而蘆竹修復(fù)體系下只有Pb與Zn有顯著相關(guān)性(P<0.01)。

    (3) 蘆竹對(duì)As,Cd,Pb和Zn累積在主要根部,莖葉中富集相對(duì)較低,但蘆竹生物量大,對(duì)重金屬尤其是 Zn的絕對(duì)富集量也較大。蘆竹修復(fù)體系對(duì)污染土壤中As,Cd,Pb和Zn有一定的穩(wěn)定和去除作用。

    [1] 王慶仁, 劉秀梅, 崔巖山, 等. 我國幾個(gè)工礦與污灌區(qū)土壤重金屬污染狀況及原因探討[J]. 環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào), 2002, 22(3):354?358.WANG Qing-ren, LIU Xiu-mei, CUI Yan-shan, et al. Soil contamination and sources of heavy metals at individual sites of industry and mining associate with wastewater irrigation in China[J]. Acta Scientiae Circumstantiae, 2002, 22(3): 354?358.

    [2] 郭朝暉, 宋杰, 肖細(xì)元, 等. 有色礦冶區(qū)污染蔬菜土壤中重金屬活性[J]. 中南大學(xué)學(xué)報(bào): 自然科學(xué)版, 2009, 40(1): 12?18.GUO Zhao-hui, SONG Jie, XIAO Xi-yuan, et al. Availability of heavy metals in contaminated vegetable soils from the vicinity of non-ferrous metals mining and smelting areas[J]. Journal of Central South University: Science and Technology, 2009, 40(1):12?18.

    [3] Stafilov T, ?ajn R, Pan?evski Z, et al. Heavy metal contamination of top soils around a lead and zinc smelter in the Republic of Macedonia[J]. Journal of Hazardous Materials, 2010,175(1/3): 896?914.

    [4] LIU Hong-yu, Probst A, LIAO Bo-han. Metal contamination of soils and crops affected by the chenzhou lead/zinc mine spill(Hunan, China)[J]. Science of the Total Environment, 2005,339(1/3): 153?166.

    [5] Deacon J R, Driver N E. Distribution of trace elements in streambed sediment associated with mining activities in the upper Colorado River Basin, Colorado, USA, 1995-1996[J].Archives of Environmental Contamination and Toxicology, 1999,37(1): 7?18.

    [6] Linger P, Müssig J, Fischer H, et al. Industrial hemp (Cannabis sativaL.) growing on heavy metal contaminated soil: fibre quality and phytoremediation potential[J]. Industrial Crops and Products, 2002, 16(1): 33?42.

    [7] Vervaeke P, Luyssaert S, Mertens J, et al. Phytoremediation prospects of willow stands on contaminated sediment: A field trial[J]. Environmental Pollution, 2003, 126(2): 275?282.

    [8] Marchiol L, Fellet G, Perosa D, et al. Removal of trace metals bySorghum bicolorandHelianthus annuusin a site polluted by industrial wastes: A field experience[J]. Plant Physiology and Biochemistry, 2007, 45(5): 379?387.

    [9] TIAN Da-lun, ZHU Fan, YAN Wen-de, et al. Heavy metal accumulation by panicled golden rain tree (Koelreuteria paniculata) and common elaeocarpus (Elaeocarpus decipens) in abandoned mine soils in southern China[J]. Journal of Environmental Sciences, 2009, 21(3): 340?345.

    [10] LIU Yun-guo, ZHANG Hui-zhi, ZENG Guang-ming, et al.Characteristics of tailings from metal mines in Hunan Province,China[J]. Journal of Central South University of Technology,2005, 12(2): 225?228.

    [11] 郭朝暉, 朱永官. 典型礦冶周邊地區(qū)土壤重金屬污染及有效性含量[J]. 生態(tài)環(huán)境, 2004, 13(4): 553?555.GUO Zhao-hui, ZHU Yong-guan. Contamination and available contents of heavy metals in soils in the typical mining and smelting circumjacent districts[J]. Ecology and Environment,2004, 13(4): 553?555.

    [12] 韓志萍, 胡曉斌, 胡正海. 蘆竹修復(fù)鎘汞污染濕地的研究[J].應(yīng)用生態(tài)學(xué)報(bào), 2005, 16(15): 945?949.HAN Zhi-pin, HU Xiao-bin, HU Zheng-hai. Phytoremediation of mercury and cadmium polluted wetland byArundo donax[J].Chinese Journal of Applied Ecology, 2005, 16(5): 945?950.

    [13] 韓志萍, 胡正海. 蘆竹對(duì)不同重金屬耐性的研究[J]. 應(yīng)用生態(tài)學(xué)報(bào), 2005, 16(1): 161?165.HAN Zhi-pin, HU Zheng-hai. Tolerance ofArundo donaxto heavy metals[J]. Chinese Journal of Applied Ecology, 2005,16(1): 161?165.

    [14] Szabó P, Várhegyi G, Till F, et al. Thermogravimetric/mass spectrometric characterization of two energy crops,Arundo donaxandMiscanthus sinensis[J]. Journal of Analytical and Applied Pyrolysis, 1996, 36(1): 179?190.

    [15] Ververis C, Georghiou K, Christodoulakis N, et al. Fiber dimensions, lignin and cellulose content of various plant materials and their suitability for paper production[J]. Industrial Crops and Products, 2004, 19(3): 245?254.

    [16] Abrantes S, Amaral M E, Costal A P, et al. Evaluation of giant reed as a raw-material for paper production[J]. Appita Journal,2007, 60(5): 410?415.

    [17] 魯如坤. 土壤農(nóng)業(yè)化學(xué)分析法[M]. 北京: 農(nóng)業(yè)科技出版社,1999: 150?152, 180?181, 194?195.LU Ru-kun. Analytical methods of soil agricultural chemistry[M]. Beijing: Agriculture Science and Technology Press, 1999: 150?152, 180?181, 194?195.

    [18] GB 15618—1995. 土壤環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)[S].GB 15618—1995. Environmental Quality Standard for Soils[S].

    [19] DONG De-ming, ZHAO Xing-min, HUA Xiu-yi, et al.Investigation of the potential mobility of Pb, Cd and Cr(Ⅵ) from moderately contaminated farmland soil to groundwater in Northeast, China[J]. Journal of Hazardous Materials, 2009,162(2/3): 1261?1268.

    [20] Fotovat A, Naidu R. Changes in composition of soil aqueous phase influence chemistry of indigenous heavy metals in alkaline sodic and acidic soils[J]. Geoderma, 1998, 84(1/3): 213?234.

    [21] Antoniadis V, Alloway B J. The role of dissolved organic carbon in the mobility of Cd, Ni and Zn in sewage sludge-amended soils[J]. Environmental Pollution, 2002, 117(3): 515?521.

    [22] GB/T 14848—93. 地下水質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)[S].GB/T 14848—93. Quality Standard for Ground Water[S].

    [23] 郭朝暉, 肖細(xì)元, 陳同斌, 等. 湘江中下游農(nóng)田土壤和蔬菜的重金屬污染[J]. 地理學(xué)報(bào), 2008, 63(1): 3?11.GUO Zhao-hui, XIAO Xi-yuan, CHEN Tong-bin, et al. Heavy metal pollution of soils and vegetables from midstream and downstream of Xiangjiang River[J]. Acta Geographica Sinica,2008, 63(1): 3?11.

    [24] Aksoy A, Demirezen D, Duman F. Bioaccumulation, detection and analyses of heavy metal pollution in Sultan Marsh and its environment[J]. Water, Air and Soil Pollution, 2005, 164(1/4):241?255.

    [25] Bragato C, Schiavon M, Polese R, et al. Seasonal variations of Cu, Zn, Ni and Cr concentration inPhragmites australis(Cav.)Trin ex steudel in a constructed wetland of North Italy[J].Desalination, 2009, 246(1/3): 35?44.

    猜你喜歡
    污染體系質(zhì)量
    “質(zhì)量”知識(shí)鞏固
    構(gòu)建體系,舉一反三
    質(zhì)量守恒定律考什么
    做夢導(dǎo)致睡眠質(zhì)量差嗎
    堅(jiān)決打好污染防治攻堅(jiān)戰(zhàn)
    堅(jiān)決打好污染防治攻堅(jiān)戰(zhàn)
    質(zhì)量投訴超六成
    汽車觀察(2016年3期)2016-02-28 13:16:26
    對(duì)抗塵污染,遠(yuǎn)離“霾”伏
    都市麗人(2015年5期)2015-03-20 13:33:49
    “曲線運(yùn)動(dòng)”知識(shí)體系和方法指導(dǎo)
    “三位一體”德育教育體系評(píng)說
    中國火炬(2010年7期)2010-07-25 10:26:09
    丝袜人妻中文字幕| 亚洲一区高清亚洲精品| 国产亚洲精品av在线| 日韩免费av在线播放| 国内久久婷婷六月综合欲色啪| 一夜夜www| 欧美av亚洲av综合av国产av| 色尼玛亚洲综合影院| 这个男人来自地球电影免费观看| 成人免费观看视频高清| 婷婷六月久久综合丁香| 日韩精品中文字幕看吧| 午夜福利成人在线免费观看| 国产伦人伦偷精品视频| 国产精品久久久av美女十八| 人人澡人人妻人| 一卡2卡三卡四卡精品乱码亚洲| 国产欧美日韩一区二区精品| 99在线人妻在线中文字幕| 亚洲第一青青草原| 免费看a级黄色片| 777久久人妻少妇嫩草av网站| 国产伦一二天堂av在线观看| 高清在线国产一区| 精品午夜福利视频在线观看一区| 国产国语露脸激情在线看| 狂野欧美激情性xxxx| 正在播放国产对白刺激| 久久 成人 亚洲| 亚洲国产日韩欧美精品在线观看 | 麻豆av在线久日| 亚洲一卡2卡3卡4卡5卡精品中文| 亚洲av电影不卡..在线观看| 脱女人内裤的视频| 激情在线观看视频在线高清| 天天躁夜夜躁狠狠躁躁| avwww免费| 欧美黄色片欧美黄色片| 一二三四社区在线视频社区8| 日本精品一区二区三区蜜桃| 黄频高清免费视频| 好男人在线观看高清免费视频 | 亚洲第一欧美日韩一区二区三区| 9色porny在线观看| 99国产精品一区二区三区| 亚洲专区国产一区二区| 精品国产超薄肉色丝袜足j| 男女午夜视频在线观看| 美女高潮喷水抽搐中文字幕| 欧美在线一区亚洲| 精品国产一区二区久久| 黄色毛片三级朝国网站| 国产亚洲精品久久久久久毛片| 嫩草影视91久久| 久久精品aⅴ一区二区三区四区| 亚洲av日韩精品久久久久久密| 母亲3免费完整高清在线观看| 99国产极品粉嫩在线观看| 亚洲 欧美一区二区三区| 国内毛片毛片毛片毛片毛片| 久久婷婷成人综合色麻豆| 欧美日本视频| 色综合欧美亚洲国产小说| 老鸭窝网址在线观看| 免费av毛片视频| 精品国产亚洲在线| 一级毛片高清免费大全| 成人手机av| 日本精品一区二区三区蜜桃| 亚洲中文字幕一区二区三区有码在线看 | av福利片在线| 宅男免费午夜| 国产成人欧美| 欧美激情久久久久久爽电影 | 欧美黑人精品巨大| 咕卡用的链子| 久久国产亚洲av麻豆专区| 午夜免费鲁丝| 中文字幕久久专区| 久久久久久久久免费视频了| 久久影院123| 午夜久久久久精精品| av天堂久久9| 成人三级做爰电影| 精品欧美一区二区三区在线| 男女床上黄色一级片免费看| 久久天躁狠狠躁夜夜2o2o| 久久久精品国产亚洲av高清涩受| 人人妻人人澡人人看| 国产成人av教育| 一区在线观看完整版| 十八禁人妻一区二区| 亚洲国产毛片av蜜桃av| 免费无遮挡裸体视频| www.精华液| 男人的好看免费观看在线视频 | 每晚都被弄得嗷嗷叫到高潮| av片东京热男人的天堂| 一级片免费观看大全| www.999成人在线观看| 久久国产精品男人的天堂亚洲| 999久久久精品免费观看国产| 欧美乱码精品一区二区三区| 日本在线视频免费播放| 青草久久国产| 亚洲av日韩精品久久久久久密| 日韩成人在线观看一区二区三区| 亚洲av五月六月丁香网| 两个人看的免费小视频| 亚洲五月天丁香| 亚洲精品美女久久av网站| 悠悠久久av| 午夜免费鲁丝| 多毛熟女@视频| 在线观看日韩欧美| 大型av网站在线播放| 香蕉丝袜av| 久久中文字幕一级| 国产欧美日韩一区二区三| 国产高清激情床上av| av欧美777| 久久精品aⅴ一区二区三区四区| 两个人免费观看高清视频| 久久国产精品男人的天堂亚洲| 久久国产精品男人的天堂亚洲| 乱人伦中国视频| 亚洲少妇的诱惑av| 波多野结衣巨乳人妻| 丝袜美腿诱惑在线| 日韩欧美一区视频在线观看| 日韩精品青青久久久久久| 12—13女人毛片做爰片一| 精品一区二区三区视频在线观看免费| 在线观看66精品国产| 国产精品1区2区在线观看.| 99国产精品一区二区三区| 久久精品亚洲熟妇少妇任你| 91在线观看av| 在线国产一区二区在线| 波多野结衣巨乳人妻| 国产aⅴ精品一区二区三区波| www国产在线视频色| 极品人妻少妇av视频| 很黄的视频免费| 麻豆av在线久日| 日本免费a在线| 免费高清视频大片| 国产高清激情床上av| 最好的美女福利视频网| 日本黄色视频三级网站网址| 一本大道久久a久久精品| 亚洲精品av麻豆狂野| 色综合欧美亚洲国产小说| 一级作爱视频免费观看| 国产精品久久久久久人妻精品电影| 中文字幕人妻丝袜一区二区| 国产真人三级小视频在线观看| 国产高清视频在线播放一区| 亚洲精品一卡2卡三卡4卡5卡| 精品久久久久久久人妻蜜臀av | 日日干狠狠操夜夜爽| 亚洲av日韩精品久久久久久密| 成人免费观看视频高清| 精品国产美女av久久久久小说| 国产成年人精品一区二区| 久久精品影院6| 俄罗斯特黄特色一大片| 国产成人精品无人区| 中国美女看黄片| 18禁裸乳无遮挡免费网站照片 | 精品一区二区三区av网在线观看| 老熟妇乱子伦视频在线观看| 亚洲色图av天堂| 一进一出抽搐gif免费好疼| 亚洲伊人色综图| 男人舔女人的私密视频| 亚洲国产欧美网| 黄片播放在线免费| aaaaa片日本免费| 成年人黄色毛片网站| 国产极品粉嫩免费观看在线| 深夜精品福利| 精品熟女少妇八av免费久了| 成人精品一区二区免费| 亚洲 国产 在线| 亚洲av成人av| 高清黄色对白视频在线免费看| 国产97色在线日韩免费| 色播在线永久视频| 此物有八面人人有两片| 黄色视频不卡| 十八禁人妻一区二区| 国产aⅴ精品一区二区三区波| 97人妻天天添夜夜摸| 在线观看一区二区三区| 久久久久久久精品吃奶| 日本撒尿小便嘘嘘汇集6| 极品人妻少妇av视频| 日本在线视频免费播放| 人妻丰满熟妇av一区二区三区| 中文字幕久久专区| 日韩免费av在线播放| 搡老岳熟女国产| 久久香蕉国产精品| 非洲黑人性xxxx精品又粗又长| 真人做人爱边吃奶动态| 日本五十路高清| 成人免费观看视频高清| 女警被强在线播放| 99久久99久久久精品蜜桃| 亚洲精品一区av在线观看| 亚洲狠狠婷婷综合久久图片| 午夜福利在线观看吧| 国产精品 欧美亚洲| 777久久人妻少妇嫩草av网站| 999精品在线视频| 国产蜜桃级精品一区二区三区| 一个人观看的视频www高清免费观看 | 成年版毛片免费区| 婷婷六月久久综合丁香| 99riav亚洲国产免费| 婷婷丁香在线五月| 又黄又爽又免费观看的视频| 美女午夜性视频免费| 啪啪无遮挡十八禁网站| av福利片在线| 多毛熟女@视频| 9191精品国产免费久久| 在线观看www视频免费| 少妇被粗大的猛进出69影院| 久久中文字幕一级| 熟女少妇亚洲综合色aaa.| 国产成+人综合+亚洲专区| 亚洲第一av免费看| 老鸭窝网址在线观看| 多毛熟女@视频| 中文亚洲av片在线观看爽| 91精品三级在线观看| 国产欧美日韩综合在线一区二区| 黑人操中国人逼视频| 波多野结衣av一区二区av| 久久人妻熟女aⅴ| 亚洲男人的天堂狠狠| 欧美精品亚洲一区二区| 国产精品久久久久久精品电影 | 国产xxxxx性猛交| av超薄肉色丝袜交足视频| 国内久久婷婷六月综合欲色啪| 国产午夜福利久久久久久| 黄色视频不卡| www国产在线视频色| 手机成人av网站| 日韩欧美一区二区三区在线观看| 制服诱惑二区| 看黄色毛片网站| av天堂在线播放| 少妇裸体淫交视频免费看高清 | 搡老熟女国产l中国老女人| 午夜免费成人在线视频| 欧美日韩乱码在线| 正在播放国产对白刺激| 国产成人欧美| 黄色视频,在线免费观看| 欧美成人免费av一区二区三区| 亚洲午夜精品一区,二区,三区| 91麻豆精品激情在线观看国产| 男人操女人黄网站| 99久久99久久久精品蜜桃| 婷婷精品国产亚洲av在线| 免费看美女性在线毛片视频| 亚洲国产精品久久男人天堂| 又紧又爽又黄一区二区| АⅤ资源中文在线天堂| 日韩一卡2卡3卡4卡2021年| 欧美日韩瑟瑟在线播放| 搡老岳熟女国产| 亚洲国产欧美一区二区综合| 99精品在免费线老司机午夜| 自线自在国产av| 国产亚洲精品久久久久5区| 亚洲人成电影免费在线| 国产亚洲精品一区二区www| 日韩成人在线观看一区二区三区| 国产精品精品国产色婷婷| 自拍欧美九色日韩亚洲蝌蚪91| 亚洲国产欧美网| 亚洲专区中文字幕在线| 国产亚洲精品av在线| 国产精品野战在线观看| 97人妻精品一区二区三区麻豆 | 天天躁夜夜躁狠狠躁躁| cao死你这个sao货| 国产精品电影一区二区三区| 久久国产乱子伦精品免费另类| 女生性感内裤真人,穿戴方法视频| 99riav亚洲国产免费| 久久人人爽av亚洲精品天堂| 午夜福利18| 色综合站精品国产| 亚洲av电影不卡..在线观看| 少妇粗大呻吟视频| 亚洲aⅴ乱码一区二区在线播放 | 熟妇人妻久久中文字幕3abv| 少妇被粗大的猛进出69影院| 香蕉丝袜av| 国产激情久久老熟女| 亚洲精品av麻豆狂野| 国产精品影院久久| 两个人视频免费观看高清| 黄色丝袜av网址大全| 色播在线永久视频| 久久久久亚洲av毛片大全| cao死你这个sao货| 麻豆一二三区av精品| 美女大奶头视频| a在线观看视频网站| 免费在线观看日本一区| 丁香欧美五月| 久久久国产成人免费| 女人爽到高潮嗷嗷叫在线视频| 一a级毛片在线观看| 亚洲成av人片免费观看| 亚洲自偷自拍图片 自拍| 宅男免费午夜| 狂野欧美激情性xxxx| 国产视频一区二区在线看| 搡老岳熟女国产| 啪啪无遮挡十八禁网站| 久久久久久久久中文| 国产亚洲精品第一综合不卡| 无遮挡黄片免费观看| 丝袜美腿诱惑在线| 91大片在线观看| 老司机在亚洲福利影院| 老汉色av国产亚洲站长工具| 成年女人毛片免费观看观看9| 九色亚洲精品在线播放| 国产欧美日韩精品亚洲av| 欧美成人免费av一区二区三区| 亚洲中文字幕一区二区三区有码在线看 | 久久久国产成人精品二区| 国产精品乱码一区二三区的特点 | www.999成人在线观看| 免费不卡黄色视频| 成人特级黄色片久久久久久久| 国产一区二区三区在线臀色熟女| 国产激情久久老熟女| 悠悠久久av| 欧美日韩乱码在线| 亚洲色图综合在线观看| av在线播放免费不卡| 日本 欧美在线| 国产精品电影一区二区三区| 男人舔女人下体高潮全视频| 日韩大码丰满熟妇| 亚洲欧洲精品一区二区精品久久久| 999久久久精品免费观看国产| videosex国产| 日本在线视频免费播放| 人人妻,人人澡人人爽秒播| 老汉色av国产亚洲站长工具| 色综合欧美亚洲国产小说| 妹子高潮喷水视频| 性色av乱码一区二区三区2| 两个人看的免费小视频| 欧美日本亚洲视频在线播放| 久9热在线精品视频| 久久久久国产精品人妻aⅴ院| 99在线人妻在线中文字幕| 亚洲男人的天堂狠狠| 久久人人97超碰香蕉20202| 久久中文字幕一级| 久久国产精品人妻蜜桃| 色哟哟哟哟哟哟| 亚洲熟妇中文字幕五十中出| 大码成人一级视频| 天天躁夜夜躁狠狠躁躁| 一区二区三区精品91| www.熟女人妻精品国产| 亚洲全国av大片| 亚洲av熟女| 亚洲第一电影网av| 亚洲av成人不卡在线观看播放网| 十八禁人妻一区二区| 真人做人爱边吃奶动态| 国产91精品成人一区二区三区| 99久久精品国产亚洲精品| 亚洲电影在线观看av| 丰满的人妻完整版| 欧美黄色淫秽网站| 黄色 视频免费看| 欧美黑人精品巨大| 欧美中文日本在线观看视频| 亚洲一区二区三区色噜噜| 十八禁网站免费在线| 日韩一卡2卡3卡4卡2021年| 婷婷精品国产亚洲av在线| 久久性视频一级片| 亚洲av片天天在线观看| 天堂动漫精品| 精品第一国产精品| 精品国产一区二区三区四区第35| 欧美日韩福利视频一区二区| 侵犯人妻中文字幕一二三四区| www.999成人在线观看| 一区二区三区精品91| 色播在线永久视频| 黄色 视频免费看| av中文乱码字幕在线| 国产1区2区3区精品| 777久久人妻少妇嫩草av网站| 12—13女人毛片做爰片一| 91麻豆精品激情在线观看国产| 成年女人毛片免费观看观看9| 18禁观看日本| 在线观看舔阴道视频| 高潮久久久久久久久久久不卡| 国产亚洲av高清不卡| 日韩欧美一区二区三区在线观看| 亚洲黑人精品在线| 久久久久精品国产欧美久久久| 午夜激情av网站| 日韩欧美一区视频在线观看| 日韩av在线大香蕉| 日韩欧美在线二视频| 欧美不卡视频在线免费观看 | 欧美日韩乱码在线| 国产av一区在线观看免费| 一进一出抽搐gif免费好疼| 黄频高清免费视频| 50天的宝宝边吃奶边哭怎么回事| 国产野战对白在线观看| 给我免费播放毛片高清在线观看| 中文字幕精品免费在线观看视频| 国产私拍福利视频在线观看| 亚洲成a人片在线一区二区| 一级黄色大片毛片| 精品国产乱码久久久久久男人| 国产人伦9x9x在线观看| 人人妻,人人澡人人爽秒播| 午夜福利在线观看吧| 日日夜夜操网爽| 午夜精品国产一区二区电影| av在线天堂中文字幕| 可以在线观看毛片的网站| 日韩欧美三级三区| 色综合欧美亚洲国产小说| 黑人巨大精品欧美一区二区蜜桃| 国产精品美女特级片免费视频播放器 | 久久久久国产精品人妻aⅴ院| 黑人巨大精品欧美一区二区蜜桃| 一个人免费在线观看的高清视频| 久9热在线精品视频| 在线十欧美十亚洲十日本专区| 亚洲美女黄片视频| 亚洲成av人片免费观看| 中文字幕久久专区| 亚洲视频免费观看视频| 国产成人欧美在线观看| 国语自产精品视频在线第100页| 成人亚洲精品一区在线观看| 久久午夜综合久久蜜桃| 国产又爽黄色视频| 国产97色在线日韩免费| 大型黄色视频在线免费观看| 最近最新免费中文字幕在线| 超碰成人久久| 久久久久久大精品| 我的亚洲天堂| 免费在线观看影片大全网站| 国产三级在线视频| 成人av一区二区三区在线看| 国产极品粉嫩免费观看在线| 波多野结衣高清无吗| 波多野结衣一区麻豆| 久热爱精品视频在线9| 高清黄色对白视频在线免费看| 亚洲av片天天在线观看| 国产黄a三级三级三级人| 日日摸夜夜添夜夜添小说| 国产精品,欧美在线| 自拍欧美九色日韩亚洲蝌蚪91| 精品久久久久久,| 99久久精品国产亚洲精品| 精品国产超薄肉色丝袜足j| 黄片大片在线免费观看| 久久香蕉精品热| 亚洲人成电影观看| 又紧又爽又黄一区二区| 中文字幕另类日韩欧美亚洲嫩草| 又黄又粗又硬又大视频| 香蕉丝袜av| 欧美绝顶高潮抽搐喷水| 99精品欧美一区二区三区四区| 亚洲国产精品久久男人天堂| 日本 av在线| 成人三级做爰电影| 亚洲精品久久成人aⅴ小说| 首页视频小说图片口味搜索| 欧美av亚洲av综合av国产av| x7x7x7水蜜桃| 午夜福利18| 女人被狂操c到高潮| 亚洲成人精品中文字幕电影| 电影成人av| 老司机深夜福利视频在线观看| 天天添夜夜摸| 国产1区2区3区精品| 成在线人永久免费视频| 91在线观看av| 黄频高清免费视频| 成人国产综合亚洲| 色精品久久人妻99蜜桃| 亚洲欧美精品综合一区二区三区| 亚洲aⅴ乱码一区二区在线播放 | 久久精品国产清高在天天线| 久久久久久亚洲精品国产蜜桃av| 色哟哟哟哟哟哟| 中国美女看黄片| 色老头精品视频在线观看| 国内毛片毛片毛片毛片毛片| 日韩大尺度精品在线看网址 | 色尼玛亚洲综合影院| 搡老岳熟女国产| 久久久国产成人精品二区| 欧美+亚洲+日韩+国产| 久9热在线精品视频| 一区二区三区激情视频| 色精品久久人妻99蜜桃| 美女国产高潮福利片在线看| 精品国产乱码久久久久久男人| 美国免费a级毛片| 国产亚洲欧美在线一区二区| 91老司机精品| 国产精品免费一区二区三区在线| 色尼玛亚洲综合影院| 男人舔女人下体高潮全视频| 久久久国产成人精品二区| 男女午夜视频在线观看| 两人在一起打扑克的视频| 国产真人三级小视频在线观看| 亚洲精品国产色婷婷电影| 国产一区二区激情短视频| 又黄又粗又硬又大视频| 99在线视频只有这里精品首页| 亚洲欧美日韩无卡精品| 怎么达到女性高潮| а√天堂www在线а√下载| 在线观看www视频免费| 十分钟在线观看高清视频www| av天堂在线播放| 欧美丝袜亚洲另类 | 成人国语在线视频| 久久精品aⅴ一区二区三区四区| 精品国产乱子伦一区二区三区| 狠狠狠狠99中文字幕| 麻豆久久精品国产亚洲av| 色av中文字幕| 国产一区二区在线av高清观看| 久久久久国产精品人妻aⅴ院| 免费观看人在逋| 亚洲熟女毛片儿| 老司机午夜福利在线观看视频| 午夜免费观看网址| 国产精品野战在线观看| 18禁美女被吸乳视频| 午夜视频精品福利| 久久伊人香网站| 91成年电影在线观看| 麻豆成人av在线观看| 亚洲一区高清亚洲精品| 欧美黑人欧美精品刺激| 亚洲午夜精品一区,二区,三区| 人人妻人人澡人人看| 男女下面进入的视频免费午夜 | 欧美性长视频在线观看| 国产熟女午夜一区二区三区| 久久狼人影院| 窝窝影院91人妻| 久久久久久久久久久久大奶| av天堂在线播放| 久久人妻av系列| 性色av乱码一区二区三区2| ponron亚洲| 亚洲国产精品久久男人天堂| 叶爱在线成人免费视频播放| 午夜两性在线视频| 精品午夜福利视频在线观看一区| 国产午夜精品久久久久久| 精品福利观看| 精品熟女少妇八av免费久了| 欧美午夜高清在线| 久久精品亚洲熟妇少妇任你| 真人一进一出gif抽搐免费| 久久精品aⅴ一区二区三区四区| 看黄色毛片网站| 久久久久九九精品影院| 美女大奶头视频| 可以在线观看毛片的网站| 这个男人来自地球电影免费观看| 国产av在哪里看| 久久青草综合色| 亚洲aⅴ乱码一区二区在线播放 | 午夜视频精品福利| 法律面前人人平等表现在哪些方面| 亚洲av日韩精品久久久久久密| 曰老女人黄片| 国内精品久久久久久久电影| 午夜福利,免费看| 老司机在亚洲福利影院| 日韩一卡2卡3卡4卡2021年| 亚洲av成人av| 国产精品一区二区精品视频观看| 国产精品亚洲av一区麻豆| 亚洲国产看品久久|