• <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 ?

    淺層地下水中氯代烷烴生物降解的地下水化學響應規(guī)律研究

    2014-12-13 05:08:36鄭昭賢蘇小四
    地球學報 2014年2期
    關鍵詞:氯代三氯甲烷烷烴

    鄭昭賢 , 蘇小四, 王 鼐, 康 博

    1)中國地質科學院水文地質環(huán)境地質研究所, 河北石家莊 050061;

    2)國土資源部地下水科學與工程重點實驗室, 河北正定 050800;

    3)吉林大學環(huán)境與資源學院, 吉林長春 130021; 4)中國電力工程顧問集團中南電力設計院, 湖北武漢 430071

    石油在勘探、開采、煉制、加工和運輸過程中,由于事故原因往往會以含油廢水、落地原油和含油廢棄泥漿等形式進入土壤, 經長期風化和淋濾成為地下水土的長期污染源。其中氯代烷烴作為典型石油烴類污染物不易降解, 且具有三致效應, 嚴重危害人體健康, 因而有關地下水中氯代烷烴的控制和修復備受關注(林學鈺等, 2005; 孫劍鋒等, 2011; 鄭昭賢等, 2011)。

    監(jiān)測自然衰減技術(MNA)因具有把氯代烷烴轉化為無害副產物, 處理費用相對較低, 不需要設備的安裝與維護等優(yōu)勢(李寶明, 2007), 已經成為國際社會廣泛關注的重要地下水污染修復技術。一般氯代烷烴在地下環(huán)境中的自然衰減主要包括對流、彌散、稀釋、揮發(fā)、吸附以及生物降解作用, 其中微生物參與的生物降解作用可將污染物轉化為無害物質, 屬破壞性作用, 是對污染物真正的去除作用,且不產生次生污染物, 對生態(tài)環(huán)境及土地使用干擾程度最小(李政紅等, 2010; 張翠云等, 2010, 2014)。因此, 證實自然條件下是否發(fā)生氯代烷烴的生物降解作用, 了解其降解程度是否滿足當?shù)鼗謴托枨笫桥袛嗄芊癫捎肕NA技術的關鍵。在自然生物降解過程中, 一般都伴隨著第一基質、電子受體、中間產物等地下水化學組分濃度以及與其相關的地球化學參數(shù)的變化(何江濤等, 2005; 齊永強等, 2003; 秦黎明等, 2008), 且在污染暈的不同點位及內外產生明顯變化。因此, 本文以東北某油田一石油管道泄漏污染場地作為研究區(qū), 深入開展淺層地下水中石油污染典型污染物——二氯甲烷、三氯甲烷天然生物降解的地下水化學響應規(guī)律研究。此項研究不僅對了解石油污染場地下環(huán)境中氯代烷烴在微生物作用下的環(huán)境行為、轉化歸宿具有重要的理論意義,還可以為研究區(qū)及其類似石油污染地區(qū)氯代烷烴污染的防控和治理技術體系的建立提供科學依據(jù)。因此, 本文的選題具有重要的理論意義和實際的應用價值。

    污染場地位于已有 40余年開發(fā)歷史的某油田開采區(qū), 地處某河流沖積平原三角洲核心地帶, 面積約為1000 m2, 屬于沖積平原, 地勢低平, 海拔在1~2 m, 地下水位埋深淺, 通常在1~2 m。區(qū)內氣候屬暖溫帶大陸性半濕潤季風氣候, 雨熱同期, 適宜蘆葦、水稻等植物生長。根據(jù)污染場地鉆孔原狀土樣的采集和實驗室分析, 當?shù)氐貙訋r性單一, 上部淺層1~2 m巖性為砂質粉土, 為弱透水層, 向下以灰色粉砂為主體, 含有大量貝殼、云母, 為污染場地淺部主要含水層, 部分鉆孔有細砂夾層。場地淺層地層厚度分布相對穩(wěn)定, 變化不大(如圖1、圖2)。由于輸油管道常年埋藏于地下, 管道銹蝕并發(fā)生泄漏, 原油在壓力作用下溢出地表, 直到2009年9月溢滿洼地后才被發(fā)現(xiàn), 而后有關部門對原油進行了清理, 并對受污染土壤進行翻埋等治理工作。污染場地地下水埋深在 0.5~3 m, 整體流向為由東南向西北, 水力坡度在 3‰~5‰, 具有季節(jié)性動態(tài)變化特征。

    1 樣品采集及分析

    1.1 地下水樣品采集

    本次研究根據(jù)《地下水環(huán)境監(jiān)測技術規(guī)范》(HJ/T164—2004)(國家環(huán)境保護總局, 2004)和《環(huán)境影響評價導則地下水環(huán)境》(環(huán)境保護部, 2011)中有關污染地下水控制監(jiān)測井的設計原則和要求, 根據(jù)污染源的分布狀況、地下水流向和污染物在地下水中擴散趨勢, 以放射狀布設7口監(jiān)測井(ZK1至ZK7),形成由 1個水平縱向監(jiān)測斷面(ZK1—ZK3—ZK6)和2個水平徑向監(jiān)測斷面(ZK2—ZK3—ZK4、ZK5—ZK6—ZK7)組成的監(jiān)測井網(如圖1), 并于2010年6月和2011年5月進行地下水化學監(jiān)測取樣及現(xiàn)場指標測試, 于2010年10月進行地下水現(xiàn)場指標測試。

    圖1 污染場地監(jiān)測井與監(jiān)測斷面布置圖Fig.1 Subdivision of monitoring wells and sections in contaminated sites

    1.2 地下水樣品測試

    為避免潛水泵汲水速率過高引起濁度增加、氣提作用等現(xiàn)象的發(fā)生, 本次工作主要用專門取樣器完成洗井作業(yè)(每個監(jiān)測井凈化抽出 3~5倍井水體積)。洗井后現(xiàn)場測量地下水質參數(shù)的變化, 包括溶解氧(DO)、氧化還原電位(Eh)、酸堿度(pH)、溫度、電導率, 當上述參數(shù)穩(wěn)定后進行取樣。采集的水樣根據(jù)測試項目的不同要求, 采用不同的容器儲存; 同時為避免物理、化學和生物因素對樣品的影響, 采集的水樣應立即加入適量化學保護劑, 具體的采集方法見表1。樣品采集后冷藏保存, 并于一周內完成分析, 分析方法參照《水和廢水監(jiān)測分析方法(第四版)》(國家環(huán)境保護總局等, 2002), 其中pH、溫度、電導率、Eh等指標, 在野外直接通過W-23XD多功能水質監(jiān)測儀(產地: 日本)測定; 地下水中揮發(fā)、半揮發(fā)組分質量濃度和全掃描由氣-質聯(lián)機(GC6890-MS5973, 美國)測定; 總 Mn質量濃度由原子吸收光譜儀(Perkin Elmer AAnalyst 700, 美國)測定; Fe2+質量濃度由紫外分光光度計(瓦里安CARY50,美國)測定; 地下水總堿度采用酸堿指示劑滴定法測定, HCO3–由酚酞指示劑滴定法測定, SO42–質量濃度采用乙二胺四乙酸二鈉-鋇容量法測定。

    2 結果與討論

    2.1 地下水中有機物檢出情況統(tǒng)計

    石油烴是由多種復雜有機物組成的有機混合物,經對2010年6月所采集的地下水樣品揮發(fā)性有機物(VOCs)和半揮發(fā)性有機物(SVOCs)氣相色譜-質譜聯(lián)用儀(GC/MS)全掃描分析檢出地下水中的石油類和其它有機物主要為: 氯代烴類(二氯甲烷、三氯甲烷、2-溴-1.1-二氯乙烷)、單環(huán)芳烴類(苯、甲苯、二甲苯和乙苯)、芳香雜環(huán)化合物(吖啶、苯并噻唑、苯并噻吩)、多環(huán)芳烴類和正構烷烴類等近30余種有機物。其中, 吖啶、二氯甲烷、三氯甲烷、苯、甲苯、二甲苯的檢出率高達 100%, 芘和氯苯的檢出率也達71%。之后根據(jù)各類有機物的檢出頻率, 再比較全掃描等離子流圖波峰面積和毒性, 選取二氯甲烷、三氯甲烷、苯、甲苯、二甲苯、氯苯進行定量測試分析(表2)。從表中可以看出, 二氯甲烷、三氯甲烷、苯的檢出濃度較高, 多數(shù)監(jiān)測點超過EPA(2009)和我國生活飲用水標準(中華人民共和國衛(wèi)生部等, 2006)的污染限值, 而甲苯、二甲苯和氯苯雖大多被檢出, 但其濃度較低, 均未超過上述兩種標準體系的閾值。因此,從濃度含量和超標個數(shù)可知, 污染場地地下水中氯代烷烴為主要有機污染物。

    2.2 地下水化學響應起因

    本次研究確定污染場地淺層地下水中二氯甲烷和三氯甲烷為主的氯代烷烴類的微生物降解過程引起了地下水化學響應, 其判定依據(jù)有:

    1) 研究區(qū)位于開發(fā)歷史悠久的高凝油生產基地, 高凝油具有含蠟高, 低油氣比等特性, 為防止因含蠟導致的油井產量下降, 該區(qū)開采井中普遍注入清臘劑, 其主要成分為氯代烷烴。該區(qū)經過較強時間的石油開采, 為提高采收率采用注水驅油工藝,發(fā)生事故的輸油管中原油比值在 5%以下。因此在污染場地地下水中石油烴類并不是主要有機污染物。

    圖2 ZK1—ZK3—ZK6、ZK4—ZK3—ZK2水文地質剖面圖Fig.2 Hydrogeological section of ZK1-ZK3-ZK6 and ZK4-ZK3-ZK2

    表1 地下水樣的采集與保存方法Table 1 Groundwater sample collection and preservation methods

    2) 根據(jù)水中有機物檢出情況統(tǒng)計結果可知,二氯甲烷和三氯甲烷的檢出濃度相比其它有機物高1~3個數(shù)量級, 且多數(shù)監(jiān)測點超過多個指標體系的污染閾值, 是污染場地地下水中主要有機污染物。因此污染場地繁殖較多以氯代烷烴為基質的微生物,且在相對較小的污染場地范圍內, 通過種間競爭和群落演替, 使其它種群淘汰, 甚至消亡。三氯甲烷(也稱氯仿)作為常用的微生物抑制劑, 可對非氯代烷烴類微生物的代謝產生阻滯作用。

    3) 根據(jù)污染場地淺層地下水污染風險評價結果可知, 二氯甲烷和三氯甲烷在含水層中的淋溶遷移性相比其它有機物強, 屬高淋溶遷移性(鄭昭賢,2012)。從泄露事故發(fā)生開始, 區(qū)域地下水化學場相對穩(wěn)定, 水力坡度很低(3‰~5‰)的前提下, 低淋溶遷移性有機物無法向下游遷移, 污染源處的生物降解過程使地下水化學產生單項變化, 而高淋溶遷移性氯代烷烴類有機物較快向下游遷移, 當污染暈脫離污染源處時, 生物降解作用逐漸減弱, 使其地下水化學在污染暈脫離前后產生雙向起伏變化。

    2.3 二氯甲烷和三氯甲烷的空間分布特征

    前人研究表明, 還原脫氯的兼性甲基營養(yǎng)菌以二氯甲烷為唯一碳源和能源進行, 并含有參與生物降解反應的關鍵酶——二氯甲烷脫氯素梅, 此酶屬于谷胱甘肽轉移酶(GST)類, 在脫氯時, 先進行親核反應, 谷胱甘肽取代其中一個氯原子, 生成的谷胱甘肽加合物進行水解作用, 脫去另一個氯原子,生成鹽酸和甲醛, 甲醛又在甲醛脫氫酶和甲酸脫氫酶的作用下最終生成二氧化碳(Brunner et al., 1980;吳石金, 2009)(如圖3)。三氯甲烷作為難降解有機氯溶劑至今未在實驗室分離出以其為第一基質的專性降解菌, 但研究表明三氯甲烷能以共代謝形式被微生物降解。三氯甲烷在共代謝過程中以第二基質參與微生物降解, 其降解過程中伴有單環(huán)芳烴(BTEX)和溶解性有機碳(DOC)等第一基質和其它電子受體的消耗。

    二氯甲烷和三氯甲烷作為污染場地氯代烷烴生物降解的第一基質或第二基質, 在污染暈的不同點位因生物降解強度的不同, 其濃度也必然不同。污染場地二氯甲烷、三氯甲烷濃度等值線如圖4所示, 從圖中可知, 離污染源最近的ZK1觀測井中二氯甲烷和三氯甲烷濃度相比下游的ZK3井較低。據(jù)推測導致上述結果的原因有三條:

    1) 石油管道的泄漏為天然含水層系統(tǒng)提供微生物利用的第一基質及可以實現(xiàn)共代謝降解的氯代烷烴, 為二氯甲烷、三氯甲烷天然生物降解提供物質基礎, 經過從石油管道泄露到采樣的較長馴化期,推斷污染源處 ZK1觀測井中已出現(xiàn)較強烈的天然微生物降解作用, 使二氯甲烷、三氯甲烷濃度降低;

    2) 污染源在整個污染場地地下水流向的上游,自事故發(fā)生開始泄漏的含油廢水在對流作用下往下游遷移。從推測的石油泄漏事故發(fā)生時間2009年6月到封堵泄露管道的2009年9月期間, 以污染場地地下水力坡度(5‰)及主要含水層粉砂的滲透系數(shù)(1.04 m/d)計算油水在天然狀態(tài)下的擴散距離約為0.6 m, 但因長距離輸油管道的高工作壓力(4~10 MPa), 當其泄露時所形成的水力坡度遠大于天然條件, 實際遷移距離也比計算值大, 導致污染暈高濃度區(qū)快速向下游擴散, 另封堵泄露管道后的10個月在天然狀態(tài)下又遷移約2 m, 因此可以判斷污染暈中心已逐漸脫離污染源附近ZK1觀測井, 趨向下游的ZK3觀測井。同時不排除污染暈通過細沙夾層等優(yōu)勢通道較快的向下游遷移。

    表2 各觀測孔地下水有機物定量測試分析結果/(μg/L)Table 2 Quantitative test results/(μg/L) of organic components in groundwater observation wells

    圖3 兼性甲基營養(yǎng)菌的二氯甲烷代謝過程Fig.3 Scheme for the conversion of Dichloromethane (DCM) to acetate by methylotrophic bacterium

    3) ZK3井在污染場地地面高程最低的位置 ,每當雨季形成較深的積水, 溶解殘留地表的固體油污, 在下滲至地下水時, 使井中二氯甲烷和三氯甲烷濃度升高。

    2.4 地下水現(xiàn)場檢測指標時空分布規(guī)律

    2.4.1氧化還原電位

    氧化還原電位(Eh)是指示水體氧化還原條件的最直接指標。從污染場地各觀測井不同時期地下水中Eh值測試結果(如表3)中可知, 石油管道泄漏事故發(fā)生1年多后的2010年11月, 污染場地地下水中Eh值明顯低于事故發(fā)生不久的2010年6月, 且多數(shù)點位從正值轉為負值, 說明污染場地下水自事故發(fā)生開始從氧化環(huán)境逐漸轉變?yōu)檫€原環(huán)境。據(jù)此推測, 還原環(huán)境的形成是受石油污染所致, 且地下水石油類及衍生污染物中含量最高的氯代烷烴貢獻較大。上述弱還原地下水環(huán)境也滿足二氯甲烷、三氯甲烷產生微生物降解還原脫氯的條件。通過沿地下水流方向的ZK1—ZK3—ZK6縱向剖面分析可以看出, 地下水中Eh值由上游向下游呈遞增規(guī)律, 說明污染場地地下水系統(tǒng)的氧化還原條件在污染物遷移方向發(fā)生變化, 還原性逐漸變弱。

    2011年5月, 事故發(fā)生快滿2年之際, 離污染源最近的ZK1井Eh值反而高于下游ZK3井, 這是因為泄漏管道封堵(2009年9月)后污染源上游的地下水不斷推動污染暈往下游遷移, 導致ZK3井地下水還原性加強, Eh值不斷下降, 而ZK1井地下水不斷得到上游未污染地下水的補充更新, 在稀釋作用下氧化性加強, Eh值不斷上升, 趨于未受污染前的背景值。

    2.4.2酸度(pH)

    二氯甲烷和三氯甲烷在堿性加熱條件下產生可逆水解反應, 生成氯化鈉和甲醛, 但從事故發(fā)生不久的2009年10月對污染場地淺層地下水pH值的測定可知, 所有觀測孔中地下水 pH值均在中性或弱堿性條件, 且地下水溫長期穩(wěn)定在 10℃左右,不足以產生強烈的水解反應。因此經分析認為污染場地地下水 pH值很大程度上是受二氯甲烷和三氯甲烷還原脫氯所生成的鹽酸和二氧化碳的影響。

    圖4 污染場地淺層地下水二氯甲烷(A)、三氯甲烷(B)濃度等值線圖(2010年6月)Fig.4 CH2Cl2(A) and CHCl3(B) concentration contours of shallow groundwater in contaminated sites(June, 2010)

    表3 污染場地淺層地下水Eh值Table 3 Eh value of shallow groundwater in contaminated sites

    表4 污染場地淺層地下水pH值Table 4 pH value of shallow groundwater in contaminated sites

    從污染場地淺層地下水不同時期 pH值測試結果(如表4)中可知, 石油管道泄漏事故發(fā)生1年多后的2010年11月, 污染場地地下水中pH值明顯低于事故發(fā)生不久的2010年6月份, 說明污染場地地下水中發(fā)生明顯的生物降解作用, 其產物 CO2和 H+導致地下水向酸性轉化。通過沿地下水流路徑的ZK1—ZK3—ZK6縱向剖面分析, 地下水pH值從上游到下游逐漸上升, 表明離污染源最近的ZK1井生物降解作用最為強烈, 并沿下游依次遞減。

    2011年5月, 事故發(fā)生快滿2年之際, 離污染源最近的ZK1井pH值相比2010年11月有所上升,而其余井點pH值均都有所下降, 且ZK1井pH值大于ZK3井, 這是因為污染源封堵后ZK1井地下水不斷得到上游未污染地下水的補充, 污染暈向下游遷移, 使其pH值上升, 而 ZK3井則因污染暈的不斷靠近, 生物降解作用加強, pH值下降。

    2.5 地下水中電子受體及相關還原產物時空分布規(guī)律

    2.5.1地下水Fe、Mn濃度特征

    一般有機污染地下水環(huán)境中鐵還原和錳還原的反應可表示為:

    根據(jù)上述兩個反應, 如果發(fā)生了錳鐵還原的生物降解作用, 那么在離污染源較近的地下水中還原產物 Fe2+和 Mn2+濃度較大, 并且沿地下水流方向,Mn2+和 Fe2+濃度應該呈遞減規(guī)律。由圖 5中可知,2010年6月, 在ZK1—ZK3—ZK6縱向剖面上, Fe2+和Mn2+的濃度從污染源處ZK1井到下游的ZK6井呈現(xiàn)顯著的遞減規(guī)律, 說明污染源處相比中下游鐵還原作用和錳還原作用較強, 生物降解作用明顯。而2011年5月, 泄漏事故發(fā)生約兩年之際, ZK3井中 Fe2+和 Mn2+的濃度比 ZK1井高, ZK6井 Fe2+和Mn2+的濃度較 2010年 6月高, 說明封堵污染源后,污染暈開始不斷向下游遷移使ZK3井和ZK6井鐵錳還原的生物降解作用加強, 而ZK1井在逐漸脫離污染暈中心的同時, 受到上游未污染地下水的補充更新, 使ZK1井Fe2+和Mn2+濃度降低。在pH為5~8時, 溶解在地下水中的總 Mn主要是還原態(tài)的Mn2+(Appelo et al., 2005), 因此本次研究以總Mn代替Mn2+進行分析。

    2.5.2地下水SO42–濃度特征

    圖5 地下水中各離子濃度的縱向變化Fig.5 Longitudinal variations of various ion concentrations in groundwater

    根據(jù)上述反應, 如果發(fā)生硫酸鹽還原的生物降解作用, 那么離污染源較近的污染嚴重的地下水中,作為電子受體參加反應的 SO42–濃度較小, 且沿地下水流方向, 其濃度逐漸變大, 呈遞增規(guī)律。從圖5可以看出, 2010年6月, 在污染源處ZK1井的SO42–濃度較小, 并且往下游其濃度逐漸升高, 且其濃度增幅較大, 推測地下水環(huán)境中的微生物利用 SO42–作為優(yōu)勢電子受體, 發(fā)生了硫酸鹽還原作用。而2011年 5月, 泄漏事故發(fā)生約兩年之際, ZK3井SO42–濃相比2010年6月降幅顯著, 達1414.55 mg/L,而ZK1井的降幅只有148.44 mg/L, 說明隨著污染暈的向下游遷移, ZK3井中硫酸鹽還原的生物降解作用加強, 而ZK1井受上游未污染地下水不斷補充更新, 使水化學組分稀釋的同時, 隨著污染暈中心的逐漸遠離, 其硫酸鹽還原降解作用也逐漸減弱,導致作為電子受體的硫酸鹽濃度下降, 但其降幅明顯小于ZK3井。此外, 從圖5可知, ZK6井在上述兩個時期硫酸鹽濃度基本沒有變化, 表明雖然污染暈向下游遷移, 但ZK6井中還未發(fā)生硫酸鹽還原的生物降解作用。在硫酸鹽還原作用中, HS–的生成可以作為發(fā)生硫酸鹽還原的另一個證據(jù)。從各觀測井地下水測試結果, 硫酸鹽還原產物 HS–濃度在污染源處到下游含量均非常小, 這可能是地下水中 HS–與含水介質中 Fe氧化物發(fā)生反應, 形成鐵硫化物而沉淀。

    2.5.3地下水HCO3–濃度特征

    堿度是評價CO2生成和發(fā)生生物降解作用的定性指標參數(shù)。在微生物降解氯代烷烴的過程中, 很多反應過程都產生了 CO2, CO2溶于水促進了相關礦物的溶解, 增大了地下水的堿度, 可表示為:

    高污染區(qū), 生物降解作用產生大量的CO2使得高污染區(qū)地下水的 HCO3–濃度和堿度都較高, 而在污染較輕的地區(qū), HCO3–濃度和堿度相對較低。從圖5可知, 2010年6月從污染源處到下游, HCO3–濃度和堿度總體呈降低的趨勢, 且污染源處 HCO3–濃度顯著高于下游的ZK3和ZK6觀測井, 說明污染源處發(fā)生了較為明顯的生物降解作用。而2011年5月,泄漏事故發(fā)生約兩年之際, ZK3井 HCO3–濃度相比2010年6月漲幅顯著, 其漲幅達624.95 mg/L, ZK6觀測井漲幅也達167.08 mg/L, 只有ZK1觀測井下降 171.01 mg/L, 這說明隨著污染暈向下游遷移,ZK3處發(fā)生顯著的生物降解作用, ZK6處雖然還未發(fā)生硫酸鹽還原的生物降解作用, 但已發(fā)生鐵錳還原的生物降解作用。

    2.6 氯代烷烴天然生物降解現(xiàn)狀評價

    為了解污染場地不同時段各點位的微生物降解程度, 對污染場地淺層地下水進行氯代烷烴天然生物降解現(xiàn)狀評價。

    為了判定地下水環(huán)境中是否存在氯代烷烴的生物降解轉化, 并對這種天然條件下的轉化進行評價, 國外學者全面系統(tǒng)地總結出了天然條件下地下水中氯代烷烴微生物降解的判定依據(jù), 并給出了各項指標的評分(Minnesota Pollution Control Agency,2006)。表5為天然條件下氯代烷烴生物降解轉化評價分級, 表 6為天然條件下地下水中氯代烷烴生物降解判定的評分指標及評分。從表6中的評分指標可以看出, 指標主要可分為電子受體、第一基質、降解中間產物三類, 其中與氯代烷烴生物降解相關程度高的指標分值則高, 反之則低, 它們的分值一般為2~3分。從前面的氯代烷烴天然生物降解的地下水化學響應特征中也看出, 這三類指標與氯代烷烴的生物降解密切相關, 可作為其生物降解的主要判別指標。

    表5 天然條件下氯代烷烴生物降解轉化評價分級表Table 5 Evaluation classification for estimating biodegradation of chloralkane solvents in groundwater under natural conditions

    表6 天然條件下地下水中氯代烷烴生物降解判定的分析指標及評分Table 6 Analytical parameters and weightings for estimating biodegradation of chloralkane solvents in groundwater under natural conditions

    根據(jù)上述評價體系對ZK1、ZK3、ZK6觀測井的評價結果分別為: 2010年6月, ZK1觀測井得分為18分, 屬微生物降解證據(jù)充足; ZK3觀測井得分為12分, 屬微生物降解證據(jù)有限; ZK6觀測井得分為6分, 屬微生物降解證據(jù)不足; 2011年5月, ZK3觀測井得分為15分, 屬微生物降解證據(jù)充足; ZK6觀測井得分為10分, 屬微生物降解證據(jù)有限。

    3 結論

    1) 2010年 6月, 污染發(fā)生約 1年之際, 在ZK1—ZK3—ZK6縱向剖面上生物降解過程中充當電子受體的水化學組分(SO42–)、第一基質(CH2Cl2、CHCl3)和代表地下水環(huán)境的主要理化指標(pH、Eh)從上游到下游均呈遞增規(guī)律, 而相關還原產物(Fe2+、Mn2+、HCO3–)則成遞減規(guī)律。而 2011年 5月, 事故發(fā)生約 2年之際, 封堵污染源后隨污染暈中心的向下游遷移, ZK3觀測井中生物降解作用逐漸明顯, 在ZK3—ZK6縱向剖面上地下水化學指標呈現(xiàn)上述響應規(guī)律, 而ZK1觀測井諸多水化學指標經上游未污染地下水的補充更新, 逐漸趨向污染前的背景值。

    2) 淺層地下水中氯代烷烴天然生物降解作用具有一定的后滯性, 從天然生物降解現(xiàn)狀評價可知,在不同時段污染暈的不同部位其降解程度表現(xiàn)出明顯的差異。

    國家環(huán)境保護總局, 水和廢水監(jiān)測分析方法編委會.2002.水和廢水監(jiān)測分析方法[M].北京: 中國環(huán)境科學出版社.

    國家環(huán)境保護總局.2004.地下水環(huán)境監(jiān)測技術規(guī)范HJ/T164—2004[S].北京: 中國環(huán)境科學出版社.

    何江濤, 李燁, 劉石, 陳鴻漢.2005.淺層地下水氯代烴污染的天然生物降解[J].環(huán)境科學, 26(2): 121-125.

    環(huán)境保護部.2011.環(huán)境影響評價技術導則地下水環(huán)境HJ610—2011[S].北京: 中國環(huán)境科學出版社.

    李寶明.2007.石油污染土壤微生物修復的研究[D].北京: 中國農業(yè)科學院.

    李政紅, 張勝, 畢二平, 于娟, 王文中, 馬麗莎, 馬琳娜, 何澤,張翼龍.2010.某儲油庫地下水有機污染健康風險評價[J].地球學報, 31(2): 258-262.

    林學鈺, 廖資生, 趙勇勝, 蘇小四.2005.現(xiàn)代水文地質學[M].北京: 地質出版社.

    齊永強, 王紅旗, 劉敬奇.2003.土壤石油微生物降解影響因子的正交實驗分析[J].地球學報, 24(3): 279-284.

    秦黎明, 張枝煥, 李偉, 楊永才, 袁東山.2008.準噶爾盆地中部 III區(qū)塊原油中 25-降藿烷分布特征與成因意義[J].地球學報, 29(4): 478-485.

    孫劍鋒, 楊麗芝, 劉春華.2011.勝利油田陸上采油區(qū)淺層地下水與土壤有機污染特征研究[J].地球學報, 32(6): 725-731.

    吳石金.2009.二氯甲烷降解菌的分離鑒定、降解特性關鍵酶克隆與表達研究[D].杭州: 浙江工業(yè)大學.

    張翠云, 張勝, 何澤, 殷密英, 寧卓.2014.河北省石家莊市南部污灌區(qū)厚層包氣帶污染物自然衰減的微生物作用潛力評價[J].地球學報, 35(2): 223-229.

    張翠云, 張勝, 殷密英, 馬琳娜, 何澤, 寧卓.2010.地下水污染自然衰減研究進展[J].南水北調與水利科技, 8(6): 50-52.

    鄭昭賢, 蘇小四, 王威.2011.東北某油田污染場地土壤總石油烴背景值的確定及污染特征[J].水文地質工程地質, 32(6):118-124.

    鄭昭賢.2012.石油污染淺層地下水中氯代烷烴降解的微生物響應規(guī)律研究[D].長春: 吉林大學.

    中華人民共和國衛(wèi)生部, 中國國家標準化管理委員會.2006.中華人民共和國生活飲用水衛(wèi)生標準 GB5749—2006[S].北京: 標準出版社.

    APPELO C A J, POSTMA D.2005.Geochemistry, Groundwater and Pollution[M].Florida: Taylor & Francis Group.

    BRUNNER W B, STAUB D, LEISINGER T.1980.Bacterial Degradation of Dichloromethane[J].Applied and Environmental Microbiology, 40(5): 950-958.

    HE Jiang-tao, LI Ye, LIU Shi, CHEN Hong-han.2005.Chlorinate Solvent Natural Biodegradation in Shallow Groundwater[J].Environmental Science, 26(2): 121-125(in Chinese with English abstract).

    LI Bao-ming.2007.Microbial Remediation of Oil Contaminated Soil[D].Beijing: Chinese Academy of Agricultural Sciences(in Chinese with English abstract).

    LI Zheng-hong, ZHANG Sheng, BI Er-ping, YU Juan, WANG Wen-zhong, MA Li-sha, MA Lin-na, HE Ze, ZHANG Yi-long.2010.The Health Risk Assessment of Groundwater Organic Pollution at a Certain Oil Depot[J].Acta Geoscienica Sinica,31(2): 258-262(in Chinese with English abstract).

    LIN Xue-yu, LIAO Zi-sheng, ZHAO Yong-sheng, SU Xiao-si.2005.Modern Hydrogeology[M].Beijing: Geological Publishing House(in Chinese).

    Ministry of Environmental Protection of the People’s Republic of China.2011.Technical Guidelines for Environmental Impact Assessment―Groundwater Environmental HJ 610—2011[S].Beijing: China Environmental Science Press(in Chinese).

    Ministry of Health, China National Standardization Management Committee of People’s Republic of China.2006.Drinking Water Standards, People’s Republic of China GB5749 —2006[S].Beijing: Standards Press(in Chinese).

    Minnesota Pollution Control Agency.2006.Guidelines, Natural Attenuation of Chlorinated Solvents in Groundwater[R].USA:Minnesota Pollution Control Agency.

    QI Yong-qiang, WANG Hong-qi, LIU Jing-qi.2003.Impact of Several Factors on the Bioremediation of Oil in Soil[J].Acta Geoscientia Sinica, 24(3): 279-284(in Chinese with English abstract).

    QIN Li-ming, ZHANG Zhi-huan, LI Wei, YANG Yong-cai,HUAN Dong-shan.2008.The Distribution and Genetic Mechanism of 25-Norhopane from the Block in Central Junggar Basin[J].Acta Geoscientica Sinica, 29(4): 478-485(in Chinese with English abstract).

    State Environmental Protection Administration, Water and Wastewater Monitoring Analysis Method Editorial Board.2002.Water and Wastewater Monitoring Analysis Method[M].Beijing: China Environmental Science Press(in Chinese).

    State Environmental Protection Administration.2004.Technical Specifications for Environmental Monitoring of Groundwater HJ/T 164―2004[S].Beijing: China Environmental Science Press(in Chinese).

    SUN Jian-feng, YANG Li-zhi, LIU Chun-hua.2011.Organic Pollution Characteristics of Shallow Underground Water and in Overland Oil-producing Region of the Shengli Oilfield[J].Acta Geoscientica Sinica, 32(6): 725-731(in Chinese with English abstract).

    WU Shi-jin.2009.Isolation and Identification of Dichloromethane-degrading Bacterium, Characteristics of Biodegradation, Cloning and Expression of Key Enzyme Genes[D].Hangzhou: Zhejiang University of Technology(in Chinese).

    ZHANG Cui-yun, ZHANG Sheng, HE Ze, YIN Mi-ying, NING Zhuo.2014.Assessment of Microbial Process Potential for Natural Attenuation of Contaminants in the Thick Vadose Zone beneath the Wastewater-irrigated Area of Southern Shijiazhuang City, Hebei Province[J].Acta Geoscientica Sinica,35(2): 223-229(in Chinese with English abstract).

    ZHANG Cui-yun, ZHANG Sheng, YIN Mi-ying, MA Lin-na, HE Ze, NING Zhuo.2010.Research Advances on Natural Attenuation of Groundwater Contamination[J].South-to-North Water Transfers and Water Science & Technology, 8(6):50-52(in Chinese with English abstract).

    ZHENG Zhao-xian, SU Xiao-si, WANG Wei.2011.Estimating Background (threshold) Total Petroleum Hydrocarbon Concentration and Analyzing Petroleum Hydrocarbon Contamination Characteristics in Certain Oilfield[J].Hydrogeology & Engineering Geology, 32(6): 118-124(in Chinese with English abstract).

    ZHENG Zhao-xian.2012.Microbial Response Law of Natural Biodegradation of Chloralkane Solvents in a Petroleum Hydrocarbon Contaminated Shallow Groundwater[D].Changchun: Jilin University(in Chinese).

    猜你喜歡
    氯代三氯甲烷烷烴
    曝氣吹脫及氣洗炭池對水廠三氯甲烷的控制
    凈水技術(2023年11期)2023-11-20 09:43:44
    氣相色譜六通閥在正構烷烴及碳數(shù)分布測定中的應用
    云南化工(2021年11期)2022-01-12 06:06:30
    頂空氣相色譜法測定水中三氯甲烷含量的穩(wěn)定性研究
    指甲油致癌?符合標準的產品可放心用
    科學導報(2020年75期)2020-12-21 03:53:32
    三氯甲烷市場價格持續(xù)走高
    今日農業(yè)(2019年11期)2019-08-13 00:49:02
    高苯原料油烷烴異構化的MAX-ISOM技術
    新型吲哚并喹喔啉類有機分子及其制備方法
    價值工程(2017年31期)2018-01-17 00:49:24
    麻黃堿、偽麻黃堿及(1S,2S)-β-氯代甲基苯丙胺、(1R,2S)-β-氯代甲基苯丙胺的分析方法研究
    烷烴油滴在超臨界二氧化碳中溶解的分子動力學模擬
    欧美+日韩+精品| 久久人人爽人人片av| 夫妻午夜视频| 极品少妇高潮喷水抽搐| 成年免费大片在线观看| 午夜亚洲福利在线播放| 欧美bdsm另类| av天堂中文字幕网| 日日摸夜夜添夜夜添av毛片| 涩涩av久久男人的天堂| 欧美xxxx性猛交bbbb| 老司机影院成人| 免费观看无遮挡的男女| 18禁在线播放成人免费| 亚洲精品日韩av片在线观看| 欧美日韩综合久久久久久| 国产精品国产av在线观看| 狠狠精品人妻久久久久久综合| av女优亚洲男人天堂| 好男人视频免费观看在线| 久久影院123| 大陆偷拍与自拍| 成人午夜精彩视频在线观看| 亚洲真实伦在线观看| 国产av码专区亚洲av| 国产精品.久久久| 成人欧美大片| 免费黄频网站在线观看国产| 少妇熟女欧美另类| 亚洲精品影视一区二区三区av| 激情五月婷婷亚洲| 日日啪夜夜撸| 精品熟女少妇av免费看| 色综合色国产| 男人添女人高潮全过程视频| 欧美成人午夜免费资源| 欧美xxxx性猛交bbbb| 国精品久久久久久国模美| 嫩草影院精品99| 成人特级av手机在线观看| 我的女老师完整版在线观看| 欧美日韩视频精品一区| 蜜臀久久99精品久久宅男| 日产精品乱码卡一卡2卡三| 国产 一区精品| 成人国产麻豆网| 日韩欧美精品v在线| 国产女主播在线喷水免费视频网站| 你懂的网址亚洲精品在线观看| 大香蕉久久网| 国产色婷婷99| 97在线人人人人妻| 欧美日韩亚洲高清精品| 99热6这里只有精品| 国产美女午夜福利| 国语对白做爰xxxⅹ性视频网站| 久久久久久久午夜电影| 日韩不卡一区二区三区视频在线| 一区二区三区精品91| 国产老妇女一区| 国产毛片在线视频| 97在线人人人人妻| 99久久人妻综合| 啦啦啦啦在线视频资源| 久久国内精品自在自线图片| 亚洲欧美日韩卡通动漫| 一级片'在线观看视频| 国产精品国产三级国产av玫瑰| 26uuu在线亚洲综合色| 日韩欧美 国产精品| 男人添女人高潮全过程视频| 青春草视频在线免费观看| 丝袜喷水一区| 精品亚洲乱码少妇综合久久| 在线亚洲精品国产二区图片欧美 | 欧美+日韩+精品| 婷婷色av中文字幕| 一级av片app| 亚洲av免费高清在线观看| 嫩草影院入口| 日本av手机在线免费观看| 亚洲精品国产成人久久av| 五月玫瑰六月丁香| 国产精品秋霞免费鲁丝片| 国产黄频视频在线观看| 国内精品美女久久久久久| 亚洲色图av天堂| 国产精品人妻久久久久久| 丝袜喷水一区| av线在线观看网站| 香蕉精品网在线| 18禁动态无遮挡网站| 黄色视频在线播放观看不卡| 高清欧美精品videossex| 18禁在线无遮挡免费观看视频| 免费观看性生交大片5| 91久久精品国产一区二区三区| 国产男人的电影天堂91| 亚洲伊人久久精品综合| 自拍偷自拍亚洲精品老妇| 日韩欧美 国产精品| 麻豆久久精品国产亚洲av| 国产毛片a区久久久久| 欧美高清成人免费视频www| 国产 一区 欧美 日韩| 久久久久久久大尺度免费视频| 香蕉精品网在线| 欧美 日韩 精品 国产| 韩国高清视频一区二区三区| 国产精品一区www在线观看| 久久久久精品性色| 日韩免费高清中文字幕av| 亚洲精品国产av成人精品| 少妇人妻 视频| 亚洲欧美精品自产自拍| 交换朋友夫妻互换小说| 22中文网久久字幕| 国产乱人视频| 久久久午夜欧美精品| 亚洲欧美日韩无卡精品| 国产黄频视频在线观看| 亚洲真实伦在线观看| 久久精品久久久久久噜噜老黄| 国产伦精品一区二区三区视频9| 亚洲国产av新网站| 少妇的逼好多水| 午夜亚洲福利在线播放| 性色avwww在线观看| 久久久久网色| 麻豆成人午夜福利视频| 国产亚洲av嫩草精品影院| 高清欧美精品videossex| 麻豆成人午夜福利视频| 水蜜桃什么品种好| 国产美女午夜福利| 亚洲人与动物交配视频| 干丝袜人妻中文字幕| 国产精品蜜桃在线观看| 联通29元200g的流量卡| 97超碰精品成人国产| 国产精品.久久久| 夫妻性生交免费视频一级片| 永久网站在线| 国产亚洲5aaaaa淫片| 一边亲一边摸免费视频| 国产精品精品国产色婷婷| 亚洲精品日本国产第一区| 国产精品久久久久久久久免| 亚洲人成网站高清观看| 欧美激情国产日韩精品一区| 制服丝袜香蕉在线| 亚洲精品乱码久久久久久按摩| 菩萨蛮人人尽说江南好唐韦庄| 大码成人一级视频| 日韩强制内射视频| 嫩草影院新地址| 美女内射精品一级片tv| 一本久久精品| 亚洲国产精品成人久久小说| 韩国av在线不卡| 免费在线观看成人毛片| 18禁动态无遮挡网站| 久久精品国产亚洲av天美| videos熟女内射| 欧美潮喷喷水| 国产伦在线观看视频一区| 国产欧美亚洲国产| 亚洲av二区三区四区| 亚洲国产高清在线一区二区三| 天天躁夜夜躁狠狠久久av| 少妇人妻一区二区三区视频| 日韩精品有码人妻一区| 亚洲伊人久久精品综合| 国产成人免费观看mmmm| 男女边吃奶边做爰视频| 自拍欧美九色日韩亚洲蝌蚪91 | 亚洲欧美精品专区久久| 深夜a级毛片| 男女下面进入的视频免费午夜| 亚洲av男天堂| 日本猛色少妇xxxxx猛交久久| 久久影院123| 亚洲精品久久午夜乱码| 久久久久久久精品精品| 免费大片18禁| 国产高清有码在线观看视频| 毛片女人毛片| 王馨瑶露胸无遮挡在线观看| 男插女下体视频免费在线播放| 国产免费一区二区三区四区乱码| 久久韩国三级中文字幕| 亚洲国产最新在线播放| 色视频在线一区二区三区| 午夜免费鲁丝| 亚洲综合精品二区| 国产精品一区www在线观看| 国产亚洲一区二区精品| 亚洲美女搞黄在线观看| av在线app专区| 午夜视频国产福利| 国产探花极品一区二区| 最近中文字幕2019免费版| 午夜日本视频在线| 免费播放大片免费观看视频在线观看| 在线观看三级黄色| 搡老乐熟女国产| videossex国产| 精品人妻熟女av久视频| 91精品国产九色| 在线观看人妻少妇| 免费看不卡的av| 亚洲最大成人中文| 久久久久久久久久人人人人人人| 在线a可以看的网站| 日韩人妻高清精品专区| 婷婷色综合大香蕉| 爱豆传媒免费全集在线观看| 男人狂女人下面高潮的视频| 一个人观看的视频www高清免费观看| 国产免费一区二区三区四区乱码| 亚洲欧美中文字幕日韩二区| 国产精品一二三区在线看| 欧美 日韩 精品 国产| 中文字幕久久专区| 国产成人freesex在线| 午夜福利在线观看免费完整高清在| 亚洲精品久久久久久婷婷小说| www.色视频.com| 亚洲av一区综合| 高清欧美精品videossex| 天堂俺去俺来也www色官网| 最近最新中文字幕大全电影3| 久久这里有精品视频免费| 国产白丝娇喘喷水9色精品| 欧美精品人与动牲交sv欧美| 亚洲怡红院男人天堂| 国产精品爽爽va在线观看网站| 毛片一级片免费看久久久久| 欧美xxxx性猛交bbbb| 狠狠精品人妻久久久久久综合| 久久久久久久亚洲中文字幕| 又黄又爽又刺激的免费视频.| 亚洲人成网站在线观看播放| 伊人久久精品亚洲午夜| 国产高潮美女av| 3wmmmm亚洲av在线观看| 日韩三级伦理在线观看| 欧美性猛交╳xxx乱大交人| 色播亚洲综合网| 久久午夜福利片| 男人爽女人下面视频在线观看| 国产精品国产三级国产专区5o| 97在线人人人人妻| 午夜免费男女啪啪视频观看| 日韩,欧美,国产一区二区三区| av福利片在线观看| 日韩人妻高清精品专区| 成人黄色视频免费在线看| 亚洲自偷自拍三级| 国产av国产精品国产| 国产亚洲精品久久久com| 国产精品一二三区在线看| 老师上课跳d突然被开到最大视频| 成人亚洲精品av一区二区| 国产日韩欧美在线精品| 大又大粗又爽又黄少妇毛片口| 国产精品99久久久久久久久| 人人妻人人澡人人爽人人夜夜| 日本黄大片高清| 九九在线视频观看精品| 午夜福利高清视频| 黄片无遮挡物在线观看| 精品一区二区免费观看| 欧美国产精品一级二级三级 | 亚洲国产高清在线一区二区三| 日韩av不卡免费在线播放| 日韩中字成人| 久久久久久国产a免费观看| 大片免费播放器 马上看| 国产精品一区www在线观看| 免费看日本二区| 男女那种视频在线观看| 18+在线观看网站| 最近中文字幕2019免费版| 午夜福利网站1000一区二区三区| 亚洲天堂av无毛| 国产亚洲最大av| 91精品伊人久久大香线蕉| 免费观看无遮挡的男女| 下体分泌物呈黄色| 中文字幕亚洲精品专区| 99久久精品一区二区三区| 亚洲经典国产精华液单| 黄片无遮挡物在线观看| 国产精品国产三级国产av玫瑰| 久久久久久久精品精品| 久久精品夜色国产| 国产淫语在线视频| 黄色日韩在线| 美女主播在线视频| 国产精品三级大全| 男插女下体视频免费在线播放| 国产片特级美女逼逼视频| 国产日韩欧美亚洲二区| 看十八女毛片水多多多| 日韩欧美精品v在线| 精品久久久久久久久av| 最后的刺客免费高清国语| 18禁动态无遮挡网站| 可以在线观看毛片的网站| 在线a可以看的网站| 亚洲精品成人久久久久久| 日本猛色少妇xxxxx猛交久久| 最近手机中文字幕大全| 亚洲av不卡在线观看| 在线播放无遮挡| 精品人妻偷拍中文字幕| 亚洲av福利一区| 午夜老司机福利剧场| 国产v大片淫在线免费观看| 色5月婷婷丁香| 国产乱人视频| 亚洲国产欧美人成| av女优亚洲男人天堂| 另类亚洲欧美激情| 精品久久久久久久久亚洲| 一本久久精品| 国产伦精品一区二区三区四那| 亚洲真实伦在线观看| 亚洲国产精品成人综合色| 国产大屁股一区二区在线视频| 亚洲国产最新在线播放| 免费黄网站久久成人精品| 亚洲第一区二区三区不卡| 国产视频首页在线观看| 美女高潮的动态| 亚洲经典国产精华液单| 少妇被粗大猛烈的视频| 青青草视频在线视频观看| 蜜桃亚洲精品一区二区三区| 久久亚洲国产成人精品v| 日韩av不卡免费在线播放| 综合色av麻豆| 国产黄色视频一区二区在线观看| 免费黄频网站在线观看国产| 网址你懂的国产日韩在线| 久久精品久久久久久噜噜老黄| 久久6这里有精品| 特大巨黑吊av在线直播| 欧美老熟妇乱子伦牲交| 一区二区三区精品91| 欧美性感艳星| 少妇 在线观看| 久久这里有精品视频免费| 交换朋友夫妻互换小说| 日韩三级伦理在线观看| 一区二区三区乱码不卡18| 高清毛片免费看| 五月开心婷婷网| 久久久久精品久久久久真实原创| 一区二区三区四区激情视频| 嘟嘟电影网在线观看| 日韩,欧美,国产一区二区三区| 久久国产乱子免费精品| 精品少妇久久久久久888优播| 干丝袜人妻中文字幕| 免费av观看视频| 男的添女的下面高潮视频| 国产男人的电影天堂91| 禁无遮挡网站| tube8黄色片| 夫妻性生交免费视频一级片| 免费观看av网站的网址| 汤姆久久久久久久影院中文字幕| 久久久久久久午夜电影| 色婷婷久久久亚洲欧美| 中文字幕人妻熟人妻熟丝袜美| 成人免费观看视频高清| 汤姆久久久久久久影院中文字幕| 777米奇影视久久| 欧美zozozo另类| 欧美 日韩 精品 国产| 十八禁网站网址无遮挡 | 日韩精品有码人妻一区| 美女xxoo啪啪120秒动态图| 建设人人有责人人尽责人人享有的 | 嫩草影院入口| 乱码一卡2卡4卡精品| 国产在线男女| 久久99精品国语久久久| 最近最新中文字幕免费大全7| 最近手机中文字幕大全| 丝袜喷水一区| 亚洲电影在线观看av| 亚洲美女视频黄频| 精品久久久久久久末码| 免费黄网站久久成人精品| 日韩,欧美,国产一区二区三区| 亚洲欧美精品专区久久| 色视频在线一区二区三区| 欧美3d第一页| 一个人看视频在线观看www免费| 亚洲欧美日韩无卡精品| 国产成人免费无遮挡视频| 男人狂女人下面高潮的视频| 一级毛片aaaaaa免费看小| 免费观看在线日韩| 最新中文字幕久久久久| 精品少妇久久久久久888优播| 九九爱精品视频在线观看| 99精国产麻豆久久婷婷| 丰满人妻一区二区三区视频av| 亚洲国产色片| 久久久欧美国产精品| 亚洲精品乱码久久久久久按摩| 在线观看国产h片| 日本黄色片子视频| 91狼人影院| 国产精品无大码| 国产免费视频播放在线视频| 日日啪夜夜爽| 欧美区成人在线视频| 国产精品秋霞免费鲁丝片| 在现免费观看毛片| 成人综合一区亚洲| 日产精品乱码卡一卡2卡三| av一本久久久久| 亚洲成人一二三区av| 亚洲丝袜综合中文字幕| 精品99又大又爽又粗少妇毛片| 亚洲av电影在线观看一区二区三区 | 亚洲精品亚洲一区二区| 少妇裸体淫交视频免费看高清| 国产大屁股一区二区在线视频| 亚洲一区二区三区欧美精品 | 啦啦啦啦在线视频资源| 成人一区二区视频在线观看| 人妻一区二区av| 另类亚洲欧美激情| 久热这里只有精品99| 国产在线男女| 人妻制服诱惑在线中文字幕| 搡女人真爽免费视频火全软件| 午夜福利视频1000在线观看| 男人添女人高潮全过程视频| 性色av一级| 精华霜和精华液先用哪个| 激情 狠狠 欧美| 男人狂女人下面高潮的视频| 亚洲国产日韩一区二区| 九九久久精品国产亚洲av麻豆| 久久韩国三级中文字幕| 超碰97精品在线观看| 久久鲁丝午夜福利片| 亚洲国产av新网站| 亚洲精品日本国产第一区| kizo精华| 美女主播在线视频| 久久午夜福利片| 亚洲在线观看片| 国产永久视频网站| 国产精品精品国产色婷婷| 成人鲁丝片一二三区免费| 国产白丝娇喘喷水9色精品| 国产成人免费观看mmmm| 国产美女午夜福利| 人人妻人人爽人人添夜夜欢视频 | 国产伦理片在线播放av一区| a级毛片免费高清观看在线播放| 美女被艹到高潮喷水动态| 最近最新中文字幕免费大全7| 天堂俺去俺来也www色官网| 欧美极品一区二区三区四区| 国产极品天堂在线| 熟女人妻精品中文字幕| 国产有黄有色有爽视频| 少妇猛男粗大的猛烈进出视频 | 亚洲综合色惰| 欧美成人精品欧美一级黄| 久久久亚洲精品成人影院| 毛片女人毛片| 久久久久久久久久人人人人人人| 嫩草影院新地址| 91狼人影院| 久久精品综合一区二区三区| 97在线人人人人妻| 五月伊人婷婷丁香| 免费黄色在线免费观看| 三级国产精品欧美在线观看| 亚洲综合精品二区| 国产黄片美女视频| 在线观看国产h片| 另类亚洲欧美激情| 丰满乱子伦码专区| 青春草视频在线免费观看| 亚洲av.av天堂| 狠狠精品人妻久久久久久综合| 亚洲精品成人久久久久久| 美女高潮的动态| 只有这里有精品99| 狂野欧美白嫩少妇大欣赏| 午夜福利高清视频| 色婷婷久久久亚洲欧美| 国产免费福利视频在线观看| 国产亚洲av嫩草精品影院| 大陆偷拍与自拍| 婷婷色综合www| 亚洲国产高清在线一区二区三| 一级毛片我不卡| 在线a可以看的网站| 日日摸夜夜添夜夜爱| 伊人久久精品亚洲午夜| 日本av手机在线免费观看| 熟女av电影| 欧美精品国产亚洲| 日本一本二区三区精品| 精品久久久久久电影网| 精品99又大又爽又粗少妇毛片| 亚洲成人中文字幕在线播放| 欧美3d第一页| 日产精品乱码卡一卡2卡三| 亚洲精品日本国产第一区| 欧美精品一区二区大全| 日韩 亚洲 欧美在线| 身体一侧抽搐| 在线 av 中文字幕| 肉色欧美久久久久久久蜜桃 | 少妇的逼水好多| 一级a做视频免费观看| 免费黄频网站在线观看国产| 亚洲国产精品专区欧美| 国产在线一区二区三区精| 精品久久久久久电影网| 18禁动态无遮挡网站| 亚洲精品日韩av片在线观看| 国产v大片淫在线免费观看| 99热国产这里只有精品6| 特大巨黑吊av在线直播| av免费观看日本| 免费黄网站久久成人精品| 国产 一区精品| 女的被弄到高潮叫床怎么办| 欧美日韩精品成人综合77777| 女的被弄到高潮叫床怎么办| 国内揄拍国产精品人妻在线| 久久精品国产亚洲av天美| 色吧在线观看| 亚洲av成人精品一区久久| 国产精品人妻久久久影院| 午夜精品一区二区三区免费看| 亚洲国产欧美在线一区| 欧美97在线视频| 久久久精品94久久精品| 亚洲精华国产精华液的使用体验| 夫妻午夜视频| 成人午夜精彩视频在线观看| 一级毛片电影观看| 国产精品不卡视频一区二区| 视频中文字幕在线观看| 国产欧美亚洲国产| 免费观看无遮挡的男女| 岛国毛片在线播放| 免费观看性生交大片5| 国产白丝娇喘喷水9色精品| av国产久精品久网站免费入址| av天堂中文字幕网| av国产久精品久网站免费入址| 国产熟女欧美一区二区| 麻豆成人午夜福利视频| 亚洲一区二区三区欧美精品 | 日韩av不卡免费在线播放| 在线免费观看不下载黄p国产| 国产极品天堂在线| 婷婷色av中文字幕| 在线观看一区二区三区| 又爽又黄a免费视频| 自拍欧美九色日韩亚洲蝌蚪91 | 日韩,欧美,国产一区二区三区| 免费观看无遮挡的男女| 国产老妇女一区| 国产精品熟女久久久久浪| 天天躁夜夜躁狠狠久久av| 美女高潮的动态| 亚洲美女视频黄频| 老女人水多毛片| 国产男女内射视频| 亚洲精品一二三| 亚洲色图综合在线观看| 欧美最新免费一区二区三区| 日本欧美国产在线视频| 肉色欧美久久久久久久蜜桃 | 久久久久久久久久人人人人人人| 毛片女人毛片| 久久久亚洲精品成人影院| 欧美丝袜亚洲另类| 国产精品偷伦视频观看了| 九九爱精品视频在线观看| av免费在线看不卡| 亚洲丝袜综合中文字幕| 中国国产av一级| 欧美激情久久久久久爽电影| 91久久精品国产一区二区成人| 国产有黄有色有爽视频| av女优亚洲男人天堂| 国产午夜精品久久久久久一区二区三区| 特大巨黑吊av在线直播| 亚洲av.av天堂| 久热这里只有精品99| 日本av手机在线免费观看| 99视频精品全部免费 在线| 久久久久精品性色| 国产精品福利在线免费观看| 久久久久久久久久久丰满| 国产男人的电影天堂91| 熟女av电影|