• <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 ?

    污染河流中固化處理后底泥重金屬酸穩(wěn)定性研究

    2019-08-27 03:03:02翟德勤古叢珂李發(fā)東馬芳芳葛曉穎張秋英
    人民珠江 2019年8期
    關(guān)鍵詞:底泥金屬元素限值

    翟德勤,古叢珂,李發(fā)東,馬芳芳,譚 爍,葛曉穎,張秋英

    (1. 中電建水環(huán)境治理技術(shù)有限公司,廣東 深圳 518102;2.中國科學(xué)院地理科學(xué)與資源研究所,北京 100101;3.深圳華僑(康橋)書院,廣東 深圳 518126;4.中國環(huán)境科學(xué)研究院,北京 100012)

    河流湖泊底泥重金屬污染是世界性的環(huán)境問題。通過各種途徑排入水體中的重金屬逐步富集于底泥中,使得底泥中的重金屬濃度遠高于水體[1-2]。研究表明,國內(nèi)外眾多河流底泥中重金屬均存在富集[3-6]。Hu等人[7]的研究表明Cd、Pb、Ni、Cr等重金屬在東洞庭湖底泥表層有明顯的富集,且Cd具有較高的生態(tài)風(fēng)險。許振成等[8]分析珠江支流北江底泥中Cd、Pb、Hg、Cu等8種重金屬元素的含量得出北江中上游底泥受多種重金屬污染且污染程度相當嚴重的結(jié)論。

    定期對河流污染底泥進行疏浚清理是目前最常用的底泥修復(fù)技術(shù)[9]。疏浚后的底泥數(shù)量較大,含水量較高且污染物含量較高。目前,中國大部分地區(qū)對污染底泥的處理方式為經(jīng)脫水后填埋處理。這種方式存在很大的隱患,一方面會占用大量土地,另一方面由于雨水的沖刷產(chǎn)生二次污染[10]。因此,通過添加相應(yīng)的固化材料使污泥中的活性物質(zhì)固化、穩(wěn)定化,是實用且經(jīng)濟有效的方法,在國內(nèi)外有許多成功的案例[11-12]。而處理后底泥因具有較高的強度及較低的透水性,可用于制作建筑材料或作為綠化覆土,實現(xiàn)處理后底泥的資源化利用[12]。然而,這一修復(fù)技術(shù)也有其不成熟之處。處理后底泥進入填埋場后,其性質(zhì)可能因環(huán)境因素如酸雨、填埋時間等改變而發(fā)生變化,使處理后底泥中的重金屬等有害物質(zhì)從固化體中釋放到環(huán)境中,再次對生態(tài)環(huán)境安全及人體健康產(chǎn)生巨大威脅[13]。因此,研究處理后底泥在自然環(huán)境中的物理化學(xué)變化,開展處理后底泥在各種環(huán)境條件下的環(huán)境風(fēng)險與安全性評估,確保處理后底泥處置對環(huán)境和人體的安全性具有重要的研究意義。

    本研究在處理后底泥中加入去離子水,形成由處理后底泥與浸提液所組成的水-土緩沖體系。該體系中含有多種弱酸和其共軛堿(有機或無機形態(tài)),可以有效緩沖外來酸性物質(zhì)加入后所造成的沖擊,保持體系的pH基本穩(wěn)定。但是當外來酸的加入量超過了體系的緩沖能力,會導(dǎo)致體系pH發(fā)生突變,并且突變之后加入的酸會直接與處理后底泥中被固化的重金屬化合物(氧化物、氫氧化物、其他難容鹽及絡(luò)合物等)反應(yīng),導(dǎo)致重金屬元素大量溶出。通過連續(xù)改變浸提液的pH,可以確定重金屬的溶出與浸提液pH之間的定量關(guān)系,為建立處理后底泥中重金屬穩(wěn)定性評估模型提供重要技術(shù)參數(shù)。

    1 材料與方法

    1.1 底泥的收集與處理

    進行無害化處理的河床沉積物來自流經(jīng)深圳市工業(yè)區(qū)的某河流。通過清淤船吸取底泥,并直接輸送至附近的底泥處理廠。在對底泥種不同成分進行分選與分離之后,使用穩(wěn)定劑和固化劑對剩余的河泥調(diào)理調(diào)質(zhì),最后脫水風(fēng)干。處理流程見圖1。本試驗選用處理流程的主要無害化產(chǎn)品余土,作為實驗對象。

    圖1 底泥處理流程

    1.2 樣品的采集與制備

    選取已經(jīng)風(fēng)干的處理后底泥堆作為采樣對象,使用取土鉆隨機平行采集5個500 g的樣品。對每個樣品進行均勻混合后進行2次四分法縮分后破碎研磨,過0.6 mm篩。每個過篩后的樣品中各取5 g繼續(xù)研磨,并過0.149 mm篩。

    1.3 樣品測試方法

    1.3.1樣品含水系數(shù)的測定

    使用燒失法測定風(fēng)干的處理后底泥的含水系數(shù):將一定量的無水乙醇與樣品在蒸發(fā)皿中混合,點燃后等火焰自然熄滅。測定燃燒前后的重量差,計算樣品的含水系數(shù)。

    1.3.2底泥重金屬元素總量測定

    使用硝酸-氫氟酸-高氯酸-鹽酸消解法對0.149 mm篩后樣品中的6種重金屬元素(Cu、Ni、Zn、Cr、Cd、Pb)的總量進行測定,測定結(jié)果見表1。

    表1 底泥中6種重金屬總含量

    1.3.3有效酸緩沖容量及浸提液EC和ORP測定

    當浸提液的 pH小于某一數(shù)值時,處理后底泥中的重金屬開始大量溶出,此pH值即是緩沖體系被突破時的pH值,記為突變點pH值。據(jù)此可以把到達突變點pH值之前,單位質(zhì)量處理后底泥所消耗酸的量定義為處理后底泥的有效酸緩沖容量(E),即突破緩沖體系所需要的酸的用量。本試驗擬定1 mol [H+]為1個當量,記為1eq。則如果1 g處理后底泥消耗了1 mmol[H+]后到達突變點pH值,則此底泥的有效酸緩沖容量為1 meq/g。

    處理后底泥的有效酸緩沖容量的具體測定方法如下:稱取3份各20 g(精確至0.01 g)處理后底泥樣品,分別轉(zhuǎn)移入3個500 ml錐形瓶瓶中,按固液比1∶20加入400 ml去離子水。另準備第4個500 ml空錐形瓶,加入去離子水400 ml作為空白對照。將4個錐形瓶子放置在振蕩器上,調(diào)整轉(zhuǎn)速為180 r/min連續(xù)震蕩24 h。靜置12 h后分別吸取各錐形瓶中上清液20 ml,以3 500 r/min轉(zhuǎn)速離心5 min。使用0.45 μm濾頭過濾后,測定上清液的pH、EC及ORP,為處理后底泥-浸提液的初始測試值,見表2。

    表2 處理后底泥樣品的初始值測定

    根據(jù)處理后底泥浸出溶液的初始pH值,設(shè)定pH=9、7、6.5、6、5.5、5、4.5、4、3.5、3作為本試驗的滴定終點。采用已標定的0.6 mol/L鹽酸對溶液進行滴定,每到達一個滴定終點(如pH=9),停止滴定,靜置3 h。取15 ml上層清液離心過濾,測定濾液的EC和ORP,并對樣品溶液種的6種重金屬總量進行分析。然后開始下一個滴定點的滴定。重復(fù)上面步驟直到完成全部滴定終點的滴定和取樣。

    1.3.4浸提液中重金屬測定

    滴定試驗開始前及每達到一個滴定終點時,取10 ml過濾后的樣品,加入25 ml容量瓶中,使用去離子水定容后測定該pH值條件下重金屬元素濃度。重金屬元素的測定方法為GB 7475—87《原子吸收分光光度法》。數(shù)據(jù)處理和統(tǒng)計分析使用Microsoft Excel 2010,相關(guān)圖表使用Sigmaplot 12.5繪制。

    2 結(jié)果與分析

    2.1 不同pH條件下處理后底泥-浸提液EC與ORP變化

    處理后底泥-浸提液的電導(dǎo)率(EC)隨著pH下降呈現(xiàn)升高趨勢(圖2),說明隨著處理后底泥-浸提液酸性不斷加強,原本固化于處理后底泥中,以氧化物、氫氧化物或其他難溶鹽及絡(luò)合物形式存在的物質(zhì)不斷溶出,以離子態(tài)重新釋放進入處理后底泥-浸提液混合體系中,導(dǎo)致該混合體系的EC值不斷升高;同樣,在處理后底泥-浸提液體系pH不斷下降的過程中該混合體系的氧化-還原電位(ORP)也呈現(xiàn)升高趨勢。當pH降低至7左右時,體系的EC和ORP值都快速上升。原因是當pH<7時,原有堿性環(huán)境被極大改變,處理后底泥的物理結(jié)構(gòu)開始出現(xiàn)破壞,堿性膠凝物開始與鹽酸發(fā)生酸堿中和反應(yīng),體系中總的離子增加。

    圖2 不同pH條件下處理后底泥-浸提液EC與ORP的變化

    2.2 同pH條件下處理后底泥-浸提液中重金屬含量的變化

    處理后底泥-浸提液中重金屬元素濃度隨著pH下降而不斷增加(圖3)。滴定試驗開始時(pH=10.3),處理后底泥-浸提液體系中各種重金屬元素的含量均比較低。隨著鹽酸的逐漸加入,處理后底泥-浸提液酸性不斷加強,部分重金屬元素開始析出。當處理后底泥-浸提液pH下降至5.5左右時,體系中的Cu、Zn、Ni等幾種重金屬元素大量溶出,Cr和Pb的含量也有升高趨勢,Cd的含量未檢出。原因是隨著鹽酸的不斷加入,處理后底泥的物理結(jié)構(gòu)遭到破壞,使其包裹和封閉作用明顯減弱,所固化的重金屬元素被釋放出來,直接與酸發(fā)生反應(yīng)成為可溶性形態(tài)。因此,可以pH=5.5作為處理后底泥釋放重金屬元素的突變點。

    圖3 不同pH值條件下處理后底泥-浸提液中重金屬含量的變化(3組均值)

    將每種重金屬元素的浸出量與GB 3838—2002《地表水環(huán)境質(zhì)量標準》[14]中規(guī)定的第Ⅳ類地表水(主要適用于一般工業(yè)用水區(qū)及人體非直接接觸的娛樂用水區(qū))或第Ⅴ類地表水(主要適用于農(nóng)業(yè)用水區(qū)及一般景觀要求水域)的標準限值相比較,同時,與GB 18918—2002《城鎮(zhèn)污水處理廠污染物排放標準》[15]中規(guī)定的城鎮(zhèn)污水處理廠出水和污泥處置的污染物限值進行比較,結(jié)果見圖4(橫軸都為固液混合物pH值)。除Cd在處理后底泥-浸提液酸化過程中未檢測出外,其余5種重金屬元素隨著pH的不斷降低均超過了《地表水環(huán)境質(zhì)量標準》與《城鎮(zhèn)污水處理廠污染物排放標準》[15]規(guī)定的限值。當處理后底泥-浸提液pH降至5.5時, Cu含量超出《城鎮(zhèn)污水處理廠污染物排放標準》[15]規(guī)定的限值,pH下降至4.5時,Cu含量超出《地表水環(huán)境質(zhì)量標準》[12]規(guī)定的第Ⅳ類地表水限值。當處理后底泥-浸提液pH降至5.0時,Zn含量超出污水排放標準值及《地表水環(huán)境質(zhì)量標準》[14]中的第Ⅳ類地表水限值。Ni元素濃度在實驗初期(pH=10~9時)就已經(jīng)超過國家規(guī)定的污水排放標準,而《地表水環(huán)境質(zhì)量標準》[12]未對Ni的限值做明確規(guī)定,因此未做比較。對Cr元素而言pH降至3.0時,其濃度超出污水排放標準及《地表水環(huán)境質(zhì)量標準》[12]中的第Ⅳ類地表水限值;pH降至9時,Pb元素濃度已經(jīng)超出《地表水環(huán)境質(zhì)量標準》[12]中的第Ⅳ類地表水限值,pH降至7時,Pb元素濃度已經(jīng)超出污水排放標準。

    a) Cu的濃度變化

    b) Zn的濃度變化圖4 相同pH條件下重金屬濃度與國家標準值的比較

    c) Ni的濃度變化

    d) Cr的濃度變化

    e) Pb的濃度變化續(xù)圖4 同pH條件下重金屬濃度與國家標準值的比較

    2.3 有效酸緩沖容量計算

    統(tǒng)計試驗過程中3個平行組溶液的pH變化與加入酸的關(guān)系,結(jié)果見圖5。

    圖5 3組平行試驗的酸消耗量與溶液pH之間的關(guān)系

    根據(jù)之前由溶液中重金屬濃度變化得出的結(jié)論,此種處理后底泥的突變點pH為5.5。則樣品的有效酸緩沖容量應(yīng)為體系的pH低至5.5時,單位干基質(zhì)量處理后底泥所消耗的酸摩爾當量。試驗結(jié)果見表3。

    表3 3組平行試驗的累計酸用量及有效酸緩沖容量

    計算可得樣品的有效酸緩沖容量為0.999 meq/g。

    3 討論

    河流污染底泥往往含有較高量的重金屬污染物,這部分污染物有極強的累積作用,隨著上覆水體環(huán)境條件的改變,底泥沉積物中的重金屬可再次被釋放到水體中,通過物質(zhì)循環(huán)或累積進入生物體內(nèi)甚至是人體內(nèi),對水體環(huán)境質(zhì)量狀況構(gòu)成威脅[8,16]。已有研究表明,添加生石灰、磷酸鹽礦石、磷酸氫二銨等物質(zhì)可穩(wěn)定底泥中的重金屬,使遷移形態(tài)的重金屬被沉淀或吸附[17-18]。處理后底泥達到填埋場污染物控制標準后可用于填埋或其他資源化利用,但是目前依然缺乏對處理后底泥中重金屬穩(wěn)定性的評估。例如,處理后底泥中的重金屬在長期自然酸雨的影響下(pH=4左右),是否會從穩(wěn)定狀態(tài)的氧化物、氫氧化物等狀況解析出來,重新以可遷移的元素狀態(tài)釋放到水體環(huán)境中,影響河流水質(zhì)。

    3.1 EC與ORP變化

    本試驗?zāi)M自然環(huán)境中pH=4的酸雨長期浸泡后導(dǎo)致的處理后底泥pH下降的過程,并檢驗了在此過程中底泥的EC和ORP變化與重金屬釋放量。從試驗結(jié)果可以看出,底泥和浸提液所組成的固液體系的EC和ORP總體上隨著pH的下降而上升,說明溶液中離子總數(shù)的上升,以及酸性的增強。結(jié)合EC值與溶液中重金屬離子濃度的變化,可以發(fā)現(xiàn),雖然在pH為11~7的階段EC值一直在上升,但是6種重金屬離子濃度卻無明顯上升,這說明體系種有其他種類的離子濃度增加。推測是因為鈉、鉀、鈣等堿金屬與鹽酸反應(yīng)溶出,以及加入的鹽酸本身,2種因素同時導(dǎo)致溶液中離子濃度增大,從而引起EC上升;在pH為7~6的階段出現(xiàn)短暫的平臺期,說明固液體系中離子濃度對此階段的pH變化不敏感;當pH下降到5.5以后,體系的EC值快速上升。這與重金屬被大量溶出成為離子態(tài)進入溶液的pH點相吻合,結(jié)合之前的結(jié)論,推測此階段的EC上升與重金屬離子濃度直接相關(guān)。

    3.2 浸出重金屬濃度變化

    觀察溶液中重金屬離子濃度隨pH的變化,可以發(fā)現(xiàn)除了Cd始終低于檢測限,以及Pb的濃度在一開始就有明顯上升之外,另外4種重金屬元素(Cu、Zn、Ni、Cr)的離子濃度都在前期(pH>5.5)無明顯變化。說明在固液體系的pH高于5.5時,這4種重金屬都被較為穩(wěn)定地固定在底泥中,不具有遷移能力。當pH到達/低于5.5時,溶液中這4種重金屬濃度快速上升,說明pH在5.5附近時,穩(wěn)定劑固化劑對這4種重金屬固定作用基本失效,以難溶鹽、絡(luò)合物等形態(tài)存在的重金屬化合物的結(jié)構(gòu)被破壞,重金屬成為遷移性極高的可溶態(tài)進入溶液中。在整個試驗過程中Cd的濃度始終小于檢出限,說明pH對Cd造成的影響較小,其固定效果較好。

    可以看到Cu、Ni在溶液中的濃度經(jīng)歷了先高后低再快速上升的變化過程。試驗初期的相對高濃度可能來源于2種元素中未被完全固定的部分,隨著少量酸的加入以及液體的浸泡振蕩而被釋放。當未被固定的部分基本全部釋放后,溶液中的重金屬濃度下降,直到pH下降到突變點后再次上升。

    對于Pb,在pH為9~7的階段就有明顯溶出,在pH為7~5.5時出現(xiàn)平臺期,在pH小于5.5之后又出現(xiàn)大量溶出,說明固定劑對Pb的固定效果有待提高。雖然對相當一部分Pb成功固定(pH小于5.5后溶出的Pb),但還是有較大比例的Pb未能穩(wěn)定固定,在pH未下降到突變點時便已經(jīng)持續(xù)大量溶出。

    由處理后底泥中重金屬元素的浸出量與GB 18918—2002《城鎮(zhèn)污水處理廠污染物排放標準》[13]和GB 3838—2002《地表水環(huán)境質(zhì)量標準》[12]國家相關(guān)標準對比可知,Ni的浸出濃度一直高于城鎮(zhèn)污水排放國家標準(地表水環(huán)境標準中未對Ni做出明確限制);Pb的浸出濃度在pH降至10~9時超過國家地表水環(huán)境標準Ⅳ類水標準,降至9~8時超過城鎮(zhèn)污水排放標準;Cd始終低于檢測限,則也一定低于國家標準;另外3種重金屬(Cu、Zn、Cr)都在pH下降到6以下之后才高于國家標準。這說明此種處理后的底泥對Cu、Zn、Cr和Cd的固定效果良好,但是對Ni和Pb的固定效果有待加強。

    3.3 有效酸緩沖容量

    試驗?zāi)M的是固化穩(wěn)定化處理的底泥長期暴露在酸雨(pH=4左右)環(huán)境中,pH逐漸下降,微觀固化結(jié)構(gòu)逐漸被破壞的過程。根據(jù)試驗結(jié)論,大部分重金屬在底泥的pH值到達突變點之前的釋放都低于國家標準,在安全范圍內(nèi)。根據(jù)試驗結(jié)果,使1 g處理后底泥到達突變點pH需要0.999 mmol[H+],相當于每噸處理后底泥消耗999 mol [H+]。如果按照酸雨pH=4、密度為1 g/cm3計算,則相當于999×104L,即9 990 t。假定處理后底泥的密度為1.65 g/cm3,用于填埋的深度為1 m。以深圳市為例,年平均降雨量約為1 600 mm,則每年降于1 t填埋用底泥的雨水量約為0.97 t。假設(shè)這些雨水全部是pH=4的酸雨,則基于前面的假設(shè)和計算結(jié)果,1 t底泥中積累999 mol [H+]需要的時間超過10 300 a。

    4 結(jié)論

    本研究以處理后底泥為研究對象,通過連續(xù)改變處理后底泥-浸提液的pH,研究重金屬的溶出與浸提液pH之間的定量關(guān)系。研究結(jié)果表明:處理后底泥中對Cu、Zn、Cr和Cd的固定效果良好,在底泥pH高于5.5時釋放量低于國家標準;對于Ni和Pb,在pH較高的情況釋放量就已經(jīng)高于國家標準,固定效果有待加強。處理后底泥的有效酸緩沖容量相對較高,即使在試驗假定的極端條件下也能承受酸雨的長時間侵蝕。

    此種處理后底泥相對較為安全,可以用作非敏感區(qū)域的覆土或綠化用土[13]。在使用過程中可以對周圍Ni和Pb污染情況進行監(jiān)控,以免造成二次污染。

    猜你喜歡
    底泥金屬元素限值
    固體廢物中金屬元素檢測方法研究進展
    云南化工(2021年8期)2021-12-21 06:37:08
    河道底泥脫水固化處理處置技術(shù)的研究
    微波消解-ICP-MS法同時測定牛蒡子中8種重金屬元素
    中成藥(2018年11期)2018-11-24 02:57:28
    關(guān)于廢水排放特別限值的思考
    遼寧省遼河流域石油煉制排放限值的制定
    底泥吸附水體中可轉(zhuǎn)化態(tài)氮研究進展
    冪律流底泥的質(zhì)量輸移和流場
    中美煉鋼行業(yè)污染物排放限值研究
    德興銅礦HDS底泥回用的試驗研究
    環(huán)境保護部解讀新發(fā)布的大氣污染物特別排放限值
    两个人看的免费小视频| 成年人免费黄色播放视频| 一边摸一边抽搐一进一出视频| 国产一区二区在线观看av| 亚洲第一青青草原| 欧美日韩精品网址| 91麻豆av在线| 永久免费av网站大全| 日韩视频在线欧美| 侵犯人妻中文字幕一二三四区| 国产男人的电影天堂91| 交换朋友夫妻互换小说| 欧美97在线视频| 国产片特级美女逼逼视频| av网站在线播放免费| 久久国产精品大桥未久av| 亚洲少妇的诱惑av| 啦啦啦中文免费视频观看日本| 亚洲一卡2卡3卡4卡5卡精品中文| 日韩熟女老妇一区二区性免费视频| 嫩草影视91久久| 国产老妇伦熟女老妇高清| av又黄又爽大尺度在线免费看| 一级片免费观看大全| 性高湖久久久久久久久免费观看| 女人高潮潮喷娇喘18禁视频| 我要看黄色一级片免费的| 久久久久视频综合| 精品国产乱码久久久久久男人| 熟女av电影| 丰满饥渴人妻一区二区三| 欧美精品av麻豆av| 丝袜人妻中文字幕| 国产在线视频一区二区| 欧美av亚洲av综合av国产av| 水蜜桃什么品种好| 一边亲一边摸免费视频| 可以免费在线观看a视频的电影网站| 日韩伦理黄色片| 男女之事视频高清在线观看 | 日韩精品免费视频一区二区三区| 久热爱精品视频在线9| 午夜福利影视在线免费观看| 久久热在线av| 99香蕉大伊视频| 久久av网站| 久久精品国产a三级三级三级| 欧美性长视频在线观看| 亚洲综合色网址| 老鸭窝网址在线观看| 成人免费观看视频高清| 尾随美女入室| 91成人精品电影| 超碰97精品在线观看| 热re99久久国产66热| 亚洲综合色网址| 亚洲激情五月婷婷啪啪| 亚洲,欧美精品.| 亚洲中文字幕日韩| 免费在线观看视频国产中文字幕亚洲 | 极品人妻少妇av视频| 1024视频免费在线观看| 国产精品一区二区在线观看99| 免费在线观看完整版高清| 午夜免费男女啪啪视频观看| 国产日韩欧美亚洲二区| 岛国毛片在线播放| 一区二区日韩欧美中文字幕| av在线老鸭窝| av天堂在线播放| 丝瓜视频免费看黄片| 美女视频免费永久观看网站| 一级黄色大片毛片| 侵犯人妻中文字幕一二三四区| 一级黄色大片毛片| 久久国产精品影院| 在线 av 中文字幕| 91九色精品人成在线观看| 天堂8中文在线网| 高清黄色对白视频在线免费看| 熟女av电影| 国产成人系列免费观看| 狂野欧美激情性bbbbbb| 国产av国产精品国产| 国产精品秋霞免费鲁丝片| 十八禁网站网址无遮挡| 飞空精品影院首页| 亚洲精品成人av观看孕妇| 精品卡一卡二卡四卡免费| 婷婷丁香在线五月| av网站免费在线观看视频| 波野结衣二区三区在线| 久久精品国产亚洲av高清一级| 在线观看免费视频网站a站| 国产精品久久久久久精品电影小说| 女人精品久久久久毛片| 一级片免费观看大全| 亚洲国产精品999| 十八禁高潮呻吟视频| 久久精品亚洲熟妇少妇任你| 老司机在亚洲福利影院| 亚洲精品av麻豆狂野| 成人国语在线视频| 欧美日韩福利视频一区二区| 久久久国产一区二区| 亚洲人成电影免费在线| 精品欧美一区二区三区在线| av国产精品久久久久影院| 水蜜桃什么品种好| 精品人妻一区二区三区麻豆| 热99久久久久精品小说推荐| 成年人免费黄色播放视频| 免费看十八禁软件| 亚洲成国产人片在线观看| 大码成人一级视频| 欧美久久黑人一区二区| 中文字幕av电影在线播放| 午夜福利影视在线免费观看| 下体分泌物呈黄色| 国精品久久久久久国模美| 午夜久久久在线观看| 一区二区av电影网| 亚洲七黄色美女视频| 又紧又爽又黄一区二区| 国产成人免费观看mmmm| 巨乳人妻的诱惑在线观看| 国产成人免费无遮挡视频| 久久精品国产亚洲av高清一级| 飞空精品影院首页| 真人做人爱边吃奶动态| 男女国产视频网站| 中文字幕色久视频| 亚洲一码二码三码区别大吗| 精品人妻熟女毛片av久久网站| 国产午夜精品一二区理论片| avwww免费| 国产成人精品在线电影| 欧美日韩综合久久久久久| 大型av网站在线播放| 婷婷色综合大香蕉| 黑人猛操日本美女一级片| 欧美精品av麻豆av| 久久99热这里只频精品6学生| 不卡av一区二区三区| 久久热在线av| 中文字幕高清在线视频| 国产精品一区二区精品视频观看| 美女视频免费永久观看网站| 涩涩av久久男人的天堂| 国产伦理片在线播放av一区| 成人亚洲精品一区在线观看| 又大又爽又粗| 亚洲精品自拍成人| 18在线观看网站| 日本一区二区免费在线视频| 少妇的丰满在线观看| 爱豆传媒免费全集在线观看| 亚洲欧美成人综合另类久久久| av片东京热男人的天堂| av福利片在线| 亚洲国产中文字幕在线视频| 波多野结衣一区麻豆| 久久性视频一级片| 亚洲成国产人片在线观看| 精品一区二区三区av网在线观看 | 少妇人妻久久综合中文| 夫妻午夜视频| 啦啦啦视频在线资源免费观看| 热re99久久国产66热| 久久99热这里只频精品6学生| 精品久久久精品久久久| 9热在线视频观看99| 又黄又粗又硬又大视频| 一本大道久久a久久精品| 中文字幕av电影在线播放| 亚洲国产欧美网| 一区二区三区激情视频| 国产深夜福利视频在线观看| 美女国产高潮福利片在线看| 欧美成人精品欧美一级黄| 最近手机中文字幕大全| 免费日韩欧美在线观看| 亚洲色图综合在线观看| 国产精品免费大片| 制服人妻中文乱码| 少妇的丰满在线观看| 大码成人一级视频| 欧美大码av| 久久热在线av| 日本欧美国产在线视频| 亚洲精品在线美女| 少妇粗大呻吟视频| 午夜免费观看性视频| 在线精品无人区一区二区三| 纵有疾风起免费观看全集完整版| bbb黄色大片| 国产亚洲午夜精品一区二区久久| 啦啦啦视频在线资源免费观看| 亚洲欧美中文字幕日韩二区| 少妇粗大呻吟视频| 亚洲,欧美精品.| 日韩大码丰满熟妇| 午夜福利免费观看在线| 少妇裸体淫交视频免费看高清 | 高清视频免费观看一区二区| kizo精华| 国产精品 国内视频| 亚洲国产欧美一区二区综合| 18禁黄网站禁片午夜丰满| 亚洲,一卡二卡三卡| 亚洲国产欧美网| 欧美日韩亚洲高清精品| 在线观看人妻少妇| 91麻豆精品激情在线观看国产 | 国产高清国产精品国产三级| 国精品久久久久久国模美| 免费在线观看视频国产中文字幕亚洲 | 精品人妻在线不人妻| 日韩,欧美,国产一区二区三区| 亚洲精品久久久久久婷婷小说| 青春草亚洲视频在线观看| 人人妻人人添人人爽欧美一区卜| 黄色怎么调成土黄色| 欧美乱码精品一区二区三区| 亚洲国产精品成人久久小说| 亚洲精品国产区一区二| 国产高清视频在线播放一区 | 亚洲欧美激情在线| 亚洲三区欧美一区| 美女视频免费永久观看网站| 丁香六月天网| 18禁国产床啪视频网站| 国产三级黄色录像| 亚洲欧美精品自产自拍| 一区二区三区精品91| 久久精品久久久久久噜噜老黄| 精品久久蜜臀av无| av电影中文网址| 久久精品久久久久久久性| 国产淫语在线视频| 国产欧美亚洲国产| 亚洲国产精品一区二区三区在线| 日本午夜av视频| 91麻豆av在线| 久久久久久久久免费视频了| 久久久久国产精品人妻一区二区| avwww免费| 男的添女的下面高潮视频| 亚洲精品国产一区二区精华液| 亚洲自偷自拍图片 自拍| 黑人巨大精品欧美一区二区蜜桃| 亚洲精品美女久久久久99蜜臀 | 亚洲成人手机| 日韩中文字幕欧美一区二区 | 亚洲伊人久久精品综合| 久久久久久久久免费视频了| 午夜视频精品福利| 777久久人妻少妇嫩草av网站| videos熟女内射| 捣出白浆h1v1| 18在线观看网站| 亚洲伊人久久精品综合| 婷婷丁香在线五月| 热re99久久国产66热| 性色av一级| 国产又色又爽无遮挡免| www.av在线官网国产| 老司机影院毛片| 久久精品成人免费网站| 国产极品粉嫩免费观看在线| 精品熟女少妇八av免费久了| 日韩av免费高清视频| 久久久久久久久免费视频了| 国产片特级美女逼逼视频| 男人舔女人的私密视频| 亚洲国产精品999| 一级,二级,三级黄色视频| 又粗又硬又长又爽又黄的视频| 日本欧美国产在线视频| 妹子高潮喷水视频| 亚洲精品国产av蜜桃| 午夜福利一区二区在线看| 国产三级黄色录像| 91国产中文字幕| 欧美国产精品一级二级三级| 啦啦啦在线免费观看视频4| 午夜91福利影院| 免费日韩欧美在线观看| 美女视频免费永久观看网站| 熟女av电影| 制服诱惑二区| 午夜免费鲁丝| 女人被躁到高潮嗷嗷叫费观| 在线精品无人区一区二区三| 伊人亚洲综合成人网| 少妇人妻 视频| 欧美少妇被猛烈插入视频| 欧美日韩国产mv在线观看视频| 国产精品99久久99久久久不卡| 国产xxxxx性猛交| 国产午夜精品一二区理论片| 亚洲精品久久久久久婷婷小说| 两人在一起打扑克的视频| 一级毛片女人18水好多 | 日韩,欧美,国产一区二区三区| 母亲3免费完整高清在线观看| 亚洲成国产人片在线观看| 国产精品久久久久成人av| 天天影视国产精品| 性高湖久久久久久久久免费观看| 亚洲熟女精品中文字幕| 人人澡人人妻人| 999精品在线视频| 国产亚洲欧美在线一区二区| 99香蕉大伊视频| 亚洲国产精品一区三区| 日韩免费高清中文字幕av| 青春草亚洲视频在线观看| 国产亚洲午夜精品一区二区久久| 国产精品欧美亚洲77777| 国产一区二区 视频在线| 脱女人内裤的视频| 最近手机中文字幕大全| 中文精品一卡2卡3卡4更新| 欧美黄色淫秽网站| av片东京热男人的天堂| 最新在线观看一区二区三区 | 在线观看免费午夜福利视频| 操出白浆在线播放| 久久久精品国产亚洲av高清涩受| 日韩一卡2卡3卡4卡2021年| 欧美日韩成人在线一区二区| 久久性视频一级片| 99久久精品国产亚洲精品| 亚洲国产欧美网| 天天躁狠狠躁夜夜躁狠狠躁| 伊人亚洲综合成人网| 国产日韩一区二区三区精品不卡| 亚洲欧美激情在线| 国产又色又爽无遮挡免| 波野结衣二区三区在线| 成人三级做爰电影| 成年人午夜在线观看视频| 久久毛片免费看一区二区三区| 欧美亚洲 丝袜 人妻 在线| 久久久精品94久久精品| 国产一级毛片在线| av视频免费观看在线观看| 亚洲av日韩在线播放| 国产亚洲欧美精品永久| 国产片特级美女逼逼视频| 青春草视频在线免费观看| 18在线观看网站| 亚洲精品久久午夜乱码| 黄色视频在线播放观看不卡| 久久久久精品人妻al黑| 日本av免费视频播放| 丁香六月欧美| 成人国产一区最新在线观看 | 久久久精品94久久精品| 亚洲五月色婷婷综合| 91精品三级在线观看| 日韩大片免费观看网站| 夜夜骑夜夜射夜夜干| 91成人精品电影| a级毛片在线看网站| 久久午夜综合久久蜜桃| 婷婷成人精品国产| 91成人精品电影| 高清黄色对白视频在线免费看| 中文字幕最新亚洲高清| 午夜视频精品福利| 免费高清在线观看日韩| 国产男人的电影天堂91| 又紧又爽又黄一区二区| 99国产综合亚洲精品| 欧美另类一区| 亚洲精品在线美女| 大陆偷拍与自拍| av又黄又爽大尺度在线免费看| 精品少妇一区二区三区视频日本电影| 国产精品国产av在线观看| 波多野结衣一区麻豆| 一边摸一边抽搐一进一出视频| a级片在线免费高清观看视频| 男人操女人黄网站| 国产高清videossex| 国产精品99久久99久久久不卡| 久热这里只有精品99| 国产精品久久久久久人妻精品电影 | 亚洲黑人精品在线| 婷婷丁香在线五月| 色婷婷久久久亚洲欧美| 久久狼人影院| 亚洲av欧美aⅴ国产| 亚洲欧洲日产国产| 亚洲午夜精品一区,二区,三区| 日本欧美视频一区| 久久99一区二区三区| 国产激情久久老熟女| 777久久人妻少妇嫩草av网站| 国产午夜精品一二区理论片| 一区二区三区精品91| 久久久久久久久免费视频了| 婷婷色av中文字幕| 中文字幕人妻丝袜一区二区| 一区在线观看完整版| 久久 成人 亚洲| 国产深夜福利视频在线观看| 中文字幕人妻丝袜制服| 人人妻人人澡人人看| 王馨瑶露胸无遮挡在线观看| 久久久国产欧美日韩av| 日本a在线网址| 夫妻午夜视频| 91字幕亚洲| 免费高清在线观看日韩| 亚洲成国产人片在线观看| www日本在线高清视频| 久久久精品免费免费高清| 亚洲人成电影观看| 啦啦啦中文免费视频观看日本| 又黄又粗又硬又大视频| 欧美黑人精品巨大| 成人手机av| 黄色毛片三级朝国网站| 精品人妻一区二区三区麻豆| 久久99一区二区三区| 国产人伦9x9x在线观看| 亚洲精品国产区一区二| 亚洲av日韩精品久久久久久密 | av在线播放精品| 十八禁高潮呻吟视频| 久久人妻福利社区极品人妻图片 | 久久久久久人人人人人| 国产高清不卡午夜福利| 婷婷丁香在线五月| 国产亚洲av高清不卡| 九草在线视频观看| 自拍欧美九色日韩亚洲蝌蚪91| 秋霞在线观看毛片| 捣出白浆h1v1| 国产成人欧美在线观看 | 女性被躁到高潮视频| 宅男免费午夜| 国产成人av教育| 老司机亚洲免费影院| 午夜免费男女啪啪视频观看| 男人操女人黄网站| 丰满少妇做爰视频| 国产伦理片在线播放av一区| 18禁黄网站禁片午夜丰满| 免费日韩欧美在线观看| 国产一卡二卡三卡精品| 免费观看a级毛片全部| av电影中文网址| 久久天堂一区二区三区四区| 精品国产一区二区久久| 91九色精品人成在线观看| 成人午夜精彩视频在线观看| 国产在线一区二区三区精| 国产日韩欧美亚洲二区| 天天操日日干夜夜撸| 黑人猛操日本美女一级片| 在线亚洲精品国产二区图片欧美| 99国产综合亚洲精品| 久久ye,这里只有精品| 久久精品国产a三级三级三级| 久久99精品国语久久久| 好男人视频免费观看在线| 午夜免费观看性视频| 欧美日韩一级在线毛片| 国产片特级美女逼逼视频| 日本黄色日本黄色录像| 777米奇影视久久| 蜜桃国产av成人99| 最近中文字幕2019免费版| e午夜精品久久久久久久| 丝袜美足系列| 午夜免费观看性视频| 国产成人av教育| 国产精品免费视频内射| 伦理电影免费视频| 在线观看www视频免费| 99精国产麻豆久久婷婷| 国产精品一区二区免费欧美 | 久久精品国产a三级三级三级| 亚洲欧美成人综合另类久久久| 亚洲欧美精品综合一区二区三区| 久久中文字幕一级| 久久久久久久久免费视频了| 久久精品国产a三级三级三级| 免费看十八禁软件| 国语对白做爰xxxⅹ性视频网站| 午夜免费男女啪啪视频观看| 操美女的视频在线观看| 亚洲精品在线美女| 亚洲av日韩在线播放| 91精品国产国语对白视频| 美女中出高潮动态图| 操出白浆在线播放| 亚洲精品第二区| 你懂的网址亚洲精品在线观看| 欧美久久黑人一区二区| 搡老岳熟女国产| 国产欧美日韩综合在线一区二区| 9热在线视频观看99| 成人免费观看视频高清| 在线观看国产h片| 少妇精品久久久久久久| 国产精品成人在线| 亚洲午夜精品一区,二区,三区| 90打野战视频偷拍视频| 黄色怎么调成土黄色| 日韩欧美一区视频在线观看| 色婷婷av一区二区三区视频| 免费看av在线观看网站| 亚洲一码二码三码区别大吗| 精品少妇内射三级| 欧美人与善性xxx| 男女边吃奶边做爰视频| 巨乳人妻的诱惑在线观看| 欧美精品一区二区免费开放| 丝袜脚勾引网站| 久久人妻福利社区极品人妻图片 | 国产xxxxx性猛交| 久久久精品国产亚洲av高清涩受| 一区二区三区激情视频| 永久免费av网站大全| 一级毛片女人18水好多 | 啦啦啦在线观看免费高清www| 热re99久久精品国产66热6| 人成视频在线观看免费观看| 91精品伊人久久大香线蕉| 亚洲,欧美,日韩| 自拍欧美九色日韩亚洲蝌蚪91| 嫩草影视91久久| 日本色播在线视频| 一级黄片播放器| 国产免费福利视频在线观看| av国产久精品久网站免费入址| 亚洲男人天堂网一区| 国产精品 欧美亚洲| 国产真人三级小视频在线观看| 少妇人妻 视频| 丝袜在线中文字幕| 亚洲精品久久久久久婷婷小说| 亚洲一区中文字幕在线| 大陆偷拍与自拍| 国产成人a∨麻豆精品| 亚洲av美国av| 午夜久久久在线观看| 精品一区二区三卡| 少妇的丰满在线观看| 97在线人人人人妻| 别揉我奶头~嗯~啊~动态视频 | 欧美日韩精品网址| 亚洲欧美精品自产自拍| 一本大道久久a久久精品| 少妇裸体淫交视频免费看高清 | 少妇的丰满在线观看| 精品亚洲成a人片在线观看| 波多野结衣一区麻豆| 妹子高潮喷水视频| 欧美日韩成人在线一区二区| 久久久久国产精品人妻一区二区| 欧美在线一区亚洲| 老司机影院成人| 久久人妻熟女aⅴ| 久久精品亚洲熟妇少妇任你| 中文字幕另类日韩欧美亚洲嫩草| 少妇猛男粗大的猛烈进出视频| 精品少妇黑人巨大在线播放| 国产日韩一区二区三区精品不卡| 日韩精品免费视频一区二区三区| 中文字幕色久视频| 涩涩av久久男人的天堂| 日韩一卡2卡3卡4卡2021年| 97在线人人人人妻| e午夜精品久久久久久久| 91字幕亚洲| 日本一区二区免费在线视频| 欧美亚洲日本最大视频资源| 免费高清在线观看视频在线观看| 一级毛片我不卡| 国产熟女欧美一区二区| 人妻人人澡人人爽人人| 国产熟女欧美一区二区| 午夜福利影视在线免费观看| 香蕉丝袜av| 老司机深夜福利视频在线观看 | 欧美激情极品国产一区二区三区| 亚洲色图综合在线观看| 久久精品国产亚洲av涩爱| 黄色怎么调成土黄色| 国产不卡av网站在线观看| 在线观看国产h片| 欧美黄色片欧美黄色片| 久久热在线av| 欧美人与善性xxx| 午夜免费鲁丝| 国产欧美日韩精品亚洲av| 亚洲,一卡二卡三卡| 成人免费观看视频高清| 少妇猛男粗大的猛烈进出视频| 视频区欧美日本亚洲| 99久久99久久久精品蜜桃| 一级毛片黄色毛片免费观看视频| 超碰成人久久| 少妇裸体淫交视频免费看高清 | 啦啦啦在线观看免费高清www| 美女午夜性视频免费| 中文字幕色久视频| 国产精品香港三级国产av潘金莲 | 免费黄频网站在线观看国产|