• <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 ?

    CAST分段進水深度脫氮性能及在線控制

    2010-07-31 09:19:42馬娟彭永臻王淑瑩王麗劉洋馬寧平
    關(guān)鍵詞:原水硝化碳源

    馬娟 ,彭永臻,王淑瑩,王麗,劉洋,馬寧平

    (1. 北京工業(yè)大學(xué) 北京市水質(zhì)科學(xué)與水環(huán)境恢復(fù)重點實驗室,北京,100124;2. 蘭州交通大學(xué) 環(huán)境與市政工程學(xué)院,甘肅 蘭州,730070;3. 標準水務(wù)有限公司,北京,100022)

    污水中磷可以借助于化學(xué)或生物方法去除,而氮則幾乎只能通過生物學(xué)方法去除。傳統(tǒng)生物脫氮處理采用兩段法,即氨氮在好氧條件下被氧化成硝酸鹽氮,而后硝酸鹽氮在缺氧條件下被還原為氮氣。因此,一般需要 2個反應(yīng)器來進行 2種不同的工藝過程。CAST(Cyclic activated sludge technology, 循環(huán)式活性污泥法)是SBR(Sequencing batch reactor, 間歇式活性污泥法)的一種變形,因具有投資及運行費用低、操作簡單靈活及其選擇器能防止污泥膨脹和在主反應(yīng)區(qū)內(nèi)可進行同步硝化反硝化等特點,在眾多污水處理工藝中脫穎而出,同時,隨著近年來計算機及各種軟件的發(fā)展,CAST工藝備受設(shè)計者青睞,許多污水處理廠紛紛采用[1-3]。然而,傳統(tǒng)CAST工藝運行方式也有其局限性。由于缺少缺氧攪拌階段,其脫氮性能受到限制,固定時間長的控制方式亦不能適應(yīng)進水水量和水質(zhì)的變化,造成污染物去除效率不穩(wěn)定,出水水質(zhì)得不到保證。應(yīng)用DO(Dissolved oxygen, 溶解氧)質(zhì)量濃度、ORP(Oxidation reduction potential, 氧化還原電位)和 pH值作為實時控制參數(shù)優(yōu)化污水處理工藝運行條件及污水廠運行管理制度,可有效提高污水處理效率,降低系統(tǒng)運行費用,是一種可持續(xù)發(fā)展方法[4-9]。因此,結(jié)合CAST工藝運行靈活的特點,研究一種新的運行方式以提高脫氮效率成了解決這一問題的當務(wù)之急,并為實際污水處理廠的計算機智能控制提供了理論依據(jù)。CAST分段進水深度脫氮工藝能充分利用原水中有機物作為反硝化碳源,在節(jié)省外加碳源投加量的基礎(chǔ)上,不僅保持了傳統(tǒng)CAST工藝的優(yōu)點,還能達到深度脫氮的目的。在此,本文作者以DO質(zhì)量濃度,ORP和pH聯(lián)合作為反應(yīng)時間控制參數(shù)準確控制各個階段的反應(yīng)時間,系統(tǒng)研究CAST分段進水深度脫氮工藝過程中 ORP和 pH值的變化規(guī)律;同時,考察溫度和w(C)/w(N)對CAST分段進水深度脫氮工藝的影響。

    1 試驗材料與方法

    1.1 試驗裝置

    CAST試驗系統(tǒng)見圖 1。裝置由有機玻璃制造,反應(yīng)器由生物選擇器和主反應(yīng)區(qū)2個隔室組成。反應(yīng)器體積為24 L,有效容積為18 L,生物選擇器與主反應(yīng)區(qū)體積比為1∶10。試驗進水和回流污泥量采用蠕動泵控制,選擇器與主反應(yīng)區(qū)內(nèi)均設(shè)有攪拌器,溫度由溫控系統(tǒng)控制。試驗正常運行條件如下:進水流量為24 L/d,SRT(污泥齡)為12 d,反應(yīng)器最高水位處MLSS質(zhì)量濃度為3 g/L,污泥回流比為20%,好氧階段曝氣量設(shè)定為0.2 m3/h。

    圖1 CAST工藝試驗裝置Fig.1 Schematic diagram of experimental system and control equipment in CAST

    1.2 試驗用水

    試驗用水取自北京工業(yè)大學(xué)教工家屬區(qū)化糞池,其中,COD(化學(xué)需氧量),,TN(總氮)和 TP(總磷)質(zhì)量濃度分別為 155.00~223.60,57.98~82.40,61.50~85.83和3.90~7.20 mg/L,平均C和N質(zhì)量分數(shù)比w(C)/w(N)為2.8(如無特殊說明,試驗均采用該污水為原水);高w(C)/w(N)試驗用水僅用于考察w(C)/w(N)對CAST分段進水深度脫氮的影響,為原生活污水投加適量乙酸鈉于水箱內(nèi)配制而成,配水后平均w(C)/w(N)為 6.2。試驗 pH 值為 7.15~7.7,總堿度為200~420 mg/L。

    1.3 分析項目及方法

    采用APHA標準測定方法[10]進行檢驗分析,參數(shù)包括:COD,TOC(總有機碳),TP(總磷),DO 和 MLSS質(zhì)量濃度;總堿度;氧化還原電位(ORP)以及pH值。COD采用5B-3型快速測定儀測定;TOC和TN質(zhì)量濃度采用Multi N/C 3400型TOC測定儀測定;DO質(zhì)量濃度和ORP以及pH值采用WTW Multi 340i 多功能在線測定儀測定。

    1.4 CAST分段進水操作策略

    CAST分段進水工藝在操作過程中需反復(fù)投加原水、反復(fù)進行好氧硝化和缺氧反硝化,在反硝化過程中通過多次反復(fù)投配原水實現(xiàn)反硝化。其操作步驟如下:

    (1)原污水進入 CAST反應(yīng)器(進水時間為 15 min),好氧曝氣去除有機物和硝化反應(yīng)。

    (2)硝化完全后,向反應(yīng)器連續(xù)投加原水以利用其中的碳源進行反硝化,原水投加量以反硝化進行完全為宜。

    (3)反硝化結(jié)束后再曝氣,使因投加原水而額外帶入系統(tǒng)的氨氮轉(zhuǎn)化為硝態(tài)氮。

    (4)重復(fù)投加原水反硝化和后曝氣的過程(n次),最后投加適量的外碳源(如乙醇等)進行反硝化。

    2 結(jié)果與分析

    2.1 污泥的培養(yǎng)和馴化

    以北京市酒仙橋污水處理廠曝氣池回流污泥為種泥,培養(yǎng)馴化歷時2月,前1月采用瞬時進水,限制性曝氣,當MLSS質(zhì)量濃度達到4 g/L左右時,按試驗方案運行。其間,定期監(jiān)測出水水質(zhì),當出水COD質(zhì)量濃度低于50 mg/L,去除率達95%以上時結(jié)束馴化。試驗數(shù)據(jù)均以改變運行條件待系統(tǒng)穩(wěn)定后開始記錄。

    2.2 結(jié)果和討論

    2.2.1 CAST分段進水實時控制脫氮規(guī)律

    圖2 pH,ORP,TOC各形態(tài)氮與污染物質(zhì)量濃度隨時間的變化Fig.2 Experimental and modeled profiles of ammonia, nitrate,TN,TOC and pH, ORP during a typical cycle

    圖2 給出了CAST分段進水深度脫氮過程中pH值、氧化還原電位(ORP)變化曲線及與此相對應(yīng)的TOC和以及TN質(zhì)量濃度的變化規(guī)律。由圖2可以看出:進水反應(yīng)開始15 min后,pH值出現(xiàn)凸點(a1),TOC質(zhì)量濃度變化不大,質(zhì)量濃度上升。在該階段,微生物大量吸附有機物,利用有機物同化合成細胞物質(zhì)。由于在合成細胞物質(zhì)過程中需要少量氮,故質(zhì)量濃度低于理論值。將此階段定義為微生物對有機物和氨氮的吸附階段,主要是因為該階段以呼吸作用為主,合成反應(yīng)是次要的。在此階段pH值升高,其原因主要有:

    (1)上周期反硝化進行完全,在閑置階段系統(tǒng)厭氧產(chǎn)生有機酸。當微生物對有機物進行吸附和利用時,體系中的有機酸含量減少,從而引起pH值升高。

    (2)異養(yǎng)微生物對有機物的合成代謝和分解代謝都要產(chǎn)生CO2,隨著曝氣吹脫,體系內(nèi)CO2的含量減少而引起pH值升高。

    (3)微生物的呼吸活動會消耗體系內(nèi)的H+也會引起pH值升高。在進水結(jié)束至36 min期間,反應(yīng)進入硝化階段,pH值開始由上升轉(zhuǎn)而下降至最低點(P1),即指示硝化反應(yīng)結(jié)束的特征點“氨谷”[11-12]出現(xiàn),同時,ORP曲線由持續(xù)上升轉(zhuǎn)為出現(xiàn)平臺。

    硝化結(jié)束后,向反應(yīng)器內(nèi)投加原污水作為反硝化碳源,反應(yīng)進入反硝化階段。在反硝化過程中產(chǎn)生堿性物質(zhì)引起 pH值上升,而體系中氧化態(tài)物質(zhì)的減少導(dǎo)致ORP降低;當反應(yīng)進行到92 min時,體系中硝態(tài)氮消失,反硝化結(jié)束,特征點NP1和b1出現(xiàn)。由于兼性異氧菌進入?yún)捬醢l(fā)酵產(chǎn)酸階段,pH值開始下降,致使pH曲線出現(xiàn)“硝酸鹽峰”[13-14]。同時,在厭氧環(huán)境下,硫酸還原菌還原硫化物產(chǎn)生 H2S,系統(tǒng)中的還原性物質(zhì)急劇增加,導(dǎo)致ORP迅速下降,出現(xiàn)“硝酸鹽拐點”[12,15]。

    在第 2次投加原水(反硝化階段)后的好氧階段,除了有指示硝化結(jié)束的特征點P2外,還出現(xiàn)了易降解有機物的結(jié)束點c。其原因是:盡管原水投加時間是根據(jù)pH值和ORP曲線上特征點實時控制,即指示反硝化的點NP1和b1出現(xiàn)后便立即關(guān)閉進水泵,但由于反硝化階段進水采用連續(xù)投加方式,碳源供應(yīng)速率高于反硝化需求速率,使原水中易降解有機物作為反硝化碳源并未被完全消耗,因此,進入好氧階段后先降解有機物,然后硝化;當c點出現(xiàn)后,反應(yīng)器內(nèi)大部分有機物已被去除(去除率>90%),即系統(tǒng)開始進入有機物的難降解階段。點c出現(xiàn)的原因主要有:(1)微生物對所吸附的有機物和含氮化合物釋放,使得一些有機酸又回到混合液中,引起體系pH 值在小范圍內(nèi)急劇下降;(2)微生物對有機物和含氮化合物的合成反應(yīng)為主要反應(yīng),而呼吸反應(yīng)變?yōu)榇我磻?yīng),在微生物利用有機物的過程中產(chǎn)生的一些小分子有機酸釋放到體系中引起 pH值下降;此外,微生物的合成反應(yīng)會產(chǎn)生一定量的CO2,當CO2產(chǎn)生量大于曝氣吹脫量時也會引起體系 pH值小范圍下降。氧化還原電位(ORP)曲線上升的主要原因則是:微生物利用有機物合成細胞物質(zhì),體系中的氧化態(tài)物質(zhì)就會增加,進而引起ORP增大。從圖2可以看到:在點c出現(xiàn)之前,體系內(nèi)一直進行的是有機物的降解,而硝化反應(yīng)基本沒有進行,雖然此時質(zhì)量濃度也降低,但主要是微生物降解有機物時通過同化作用去除。此后一直到點P2出現(xiàn),系統(tǒng)內(nèi)進行的是的硝化,而在該好氧階段總氮質(zhì)量濃度減少,則由同步硝化反硝化作用所引起。

    第2個“氨谷”(點P2)出現(xiàn)后,向反應(yīng)器主反應(yīng)區(qū)瞬時投加乙醇作為反硝化碳源。從圖2可以看出:隨著反硝化反應(yīng)的進行,系統(tǒng) pH值不斷上升;當系統(tǒng)內(nèi)硝態(tài)氮反應(yīng)完畢時,pH曲線出現(xiàn)一折點a3,點a3對應(yīng)的質(zhì)量濃度為0 mg/L,王少坡等[16]將其定義為“亞硝酸鹽峰”;此外,在“亞硝酸鹽峰”出現(xiàn)之前,pH曲線上出現(xiàn)了另一個拐點a2。經(jīng)監(jiān)測發(fā)現(xiàn):點a2出現(xiàn)時恰好完全轉(zhuǎn)化為然后,系統(tǒng)內(nèi)進行的是以為電子受體的反硝化。由于反硝化速率比的反硝化速度快,所以,此階段內(nèi) pH值升高速度較前階段快,使得pH曲線斜率增加,從而出現(xiàn)拐點a2,該點真正反映了硝酸鹽被耗盡,稱為“硝酸鹽弓”。在整個反硝化過程中,與pH曲線上的a2和a3相對應(yīng)的是ORP曲線上2個特征點b2和b3。在反硝化過程臨近結(jié)束時,溶液中主要存在的形式為因為從反硝化反應(yīng)方程式可知:首先要轉(zhuǎn)化為,然后,還原為氮的氣態(tài)物質(zhì),所以,在反應(yīng)的終點必然是以耗盡而結(jié)束反硝化反應(yīng)。在消耗后,系統(tǒng)內(nèi)尚有部分存在。因此,筆者認為圖2中的點b3稱為“亞硝酸鹽膝”更恰當,而點b2表征耗盡的時刻,宜稱為“硝酸鹽膝”。經(jīng)研究還發(fā)現(xiàn):第1個缺氧段不發(fā)生積累且pH值和ORP曲線上未出現(xiàn)a2和b2特征點。其原因可能是該反硝化過程所用碳源為不易降解有機基質(zhì),且碳源采取連續(xù)投加方式,低底物質(zhì)量濃度導(dǎo)致反硝化速率受到限制,的還原速率甚至可能低于向氮的氣態(tài)物質(zhì)轉(zhuǎn)化速率。因此,僅在最后一個反硝化階段瞬時投加碳源時才出現(xiàn)該特征點。

    2.2.2 溫度對CAST分段進水深度脫氮過程的影響

    圖3所示為在17,23和30 ℃這3種溫度下,CAST分段進水深度脫氮過程中pH值、氧化還原電位(ORP)變化曲線。從圖3可以看出:各溫度下硝化與反硝化階段特征點與圖2的一致;與溫度對硝化的影響相比,反硝化受溫度影響更大且反硝化反應(yīng)時間與溫度成反比。由于在缺氧階段一直連續(xù)進水,因此,低溫時缺氧段進入系統(tǒng)的原水較多,而CAST分段進水深度脫氮是根據(jù)pH值和ORP曲線上的特征點來判斷反應(yīng)是否結(jié)束,并以此判斷是否停止進水和曝氣,從而達到節(jié)能降耗的目的,且各溫度下第1個好氧階段進水量不變,反硝化所需碳源量也應(yīng)基本相同,但由于受溫度的影響,最終導(dǎo)致低溫條件下進入系統(tǒng)的原水量增多后續(xù)硝化時間延長。

    圖3 不同溫度下pH值和ORP隨時間的變化Fig.3 pH value and ORP profiles at different temperatures

    圖4所示為不同溫度下第1個好氧和缺氧階段的反應(yīng)速率及缺氧末期有機物濃度。從圖4可以看出:在好氧條件下,硝化速率并不與溫度成正比。其原因是:反應(yīng)速率受多種因素影響,除溫度之外,溶解氧質(zhì)量濃度也是影響硝化速率的1個重要因素[17],而氧傳質(zhì)速率與溫度成反比,所以,保持進水量和曝氣量不變,溫度與溶解氧質(zhì)量濃度2個因素協(xié)同作用導(dǎo)致30 ℃時的硝化速率低于中溫23 ℃時的硝化速率,高于17 ℃時的硝化速率。相反,反硝化速率呈現(xiàn)隨溫度升高而上升的趨勢。由于反硝化所需碳源量基本相同,所以,由降低溫度造成的反硝化變緩及進水反應(yīng)時間延長致使體系內(nèi)缺氧段末期殘留的易降解有機物質(zhì)量濃度較高。

    圖4 溫度對硝化及反硝化過程的影響Fig.4 Effects of temperature on both nitrification and denitrification

    2.2.3w(C)/w(N)對CAST分段進水深度脫氮的影響

    圖5所示為C和N質(zhì)量分數(shù)之比w(C)/w(N)為6.2時,pH值、ORP與污染物質(zhì)量濃度隨時間的變化。由圖 5可見:在處理相同水量的條件下,提高原水w(C)/w(N),CAST分段進水次數(shù)增多,反應(yīng)末期碳源投加量減少,且總反應(yīng)時間略縮短。與低w(C)/w(N)的情況相比,處理高w(C)/w(N)的原水碳源投加量節(jié)省80%,而反應(yīng)時間縮短,這是因為碳源進入系統(tǒng)速率變快,致使底物相對充足,從而引起反硝化速率加快。

    2.2.4 CAST分段進水深度脫氮工藝的除磷性能

    圖6所示為CAST分段進水深度脫氮工藝運行30個周期的除磷性能。從圖 6可以看出:盡管原水中w(C)/w(N)較低,采用CAST分段進水深度脫氮工藝,

    圖5 高w(C)/w(N)時pH值、ORP與污染物隨時間的變化Fig.5 Experimental and modeled profiles of ammonia, nitrite,nitrate, TN, TOC and pH, ORP with high w(C)/w(N)influent during one typical cycle

    圖6 CAST分段進水深度脫氮在線控制工藝的除磷性能Fig.6 Performance of phosphorus removal in step-feed CAST with on-line control

    系統(tǒng)除磷性能穩(wěn)定且磷酸鹽平均去除率可達 90%以上,出水末端磷酸鹽質(zhì)量濃度在0.5 mg/L左右。其原因是:CAST分段進水深度脫氮工藝引入了缺氧階段,這為選擇器內(nèi)的厭氧放磷提供了很好的條件;若采用傳統(tǒng)的進水/曝氣、沉淀、排水及閑置工序,進水期間主反應(yīng)區(qū)一直曝氣且污泥回流,選擇器內(nèi)無法保證嚴格的厭氧環(huán)境,而深度脫氮工藝在缺氧階段有充足的碳源進入選擇器,盡管有部分碳源用于因回流污泥帶入的的反硝化反應(yīng),但低回流比能夠保證進水中碳源足以用來釋放磷,并使選擇器充分發(fā)揮其作用。同時,根據(jù)硝化和反硝化過程中ORP和pH曲線上的特征點適時地停止曝氣和進水,不會為二次放磷提供機會。因此,系統(tǒng)不僅具備深度脫氮性能,而且有較好的除磷效果。

    3 結(jié)論

    (1)根據(jù)ORP及pH曲線上的特征點適時地停止曝氣與進水,不僅可達到深度脫氮的目的,而且能降低運行成本。采用CAST分段進水深度脫氮工藝,當進水COD為155.0~443. 6 mg/L,質(zhì)量濃度為57.98~82.40 mg/L時,最終出水COD低于40 mg/L,質(zhì)量濃度低于 0.5 mg/L,TN質(zhì)量濃度低于2.0 mg/L。

    (2)在不同溫度下,反硝化反應(yīng)效果受溫度影響顯著。提高原水w(C)/w(N)不僅增大分段進水次數(shù)、縮短反應(yīng)進程,還可減少末端反硝化碳源投加量。

    (3)缺氧階段的引入為選擇器內(nèi)的厭氧放磷提供了很好的條件,系統(tǒng)磷酸鹽平均去除率可達90%以上,出水末端磷酸鹽質(zhì)量濃度在0.5 mg/L左右。因此,穩(wěn)定的除磷效果和深度脫氮性能使CAST分段進水及在線控制工藝有廣闊的應(yīng)用前景。

    [1] Goronszy M C, Slater N, Konicki D. The cyclic activated sludge system for resort area wastewater treatment[J]. Water Science and Technology, 1995, 32(9/10): 105-114.

    [2] Demoulin G, Goronszy M C, Wutscher K, et al. Co-current nitrification/denitrification and biological P-removal in cyclic activated sludge system plants by redox controlled cycle operation[J]. Water Science and Technology, 1997, 35(1):215-224.

    [3] Goronszy M C, Demoulin G, Newland M. Aerated denitrification in full-scale activated sludge facilities[J]. Water Science and Technology, 1997, 35(10): 103-109.

    [4] Ingildsen P, Wendelboe H. Improved nutrient removal using in situ continuous on-line sensors with short response time[J].Water Science and Technology, 2003, 48(1): 95-102.

    [5] PENG Yong-zhen, GAO Jing-feng, WANG Shu-ying, et al. Use pH and ORP as fuzzy control parameters of denitrification in SBR process[J]. Water Science and Technology, 2002, 46(4/5):131-137.

    [6] Akin B S, Ugurlu A. Monitoring and control of biological nutrient removal in a sequencing batch reactor[J]. Process Biochemistry, 2005, 40(8): 2873-2878.

    [7] Casellas M, Dagot C, Baudu M. Set up and assessment of a control strategy in a SBR in order to enhance nitrogen and phosphorus removal[J]. Process Biochemistry, 2006, 41(9):1994-2001.

    [8] GUO Jian-hua, YANG Qing, PENG Yong-zhen, et al. Biological nitrogen removal with real-time control using step-feed SBR technology[J]. Enzyme and Microbial Technology, 2007, 40(6):1564-1569.

    [9] HAN Zhi-ying, WU Wei-xiang, ZHU Jun, et al.Oxidization-reduction potential and pH for optimization of nitrogen removal in a twice-fed sequencing batch reactor treating pig slurry[J]. Biosystem Engineering, 2008, 99(2): 273-281.

    [10] APHA. Standard methods for the examination of water and wastewater[M]. 19th ed. Washington DC: American Public Health Association/American Water Works Association/Water Environment Federation, 1995.

    [11] Chang C H, Hao O J. Sequencing batch reactor system for nutrient removal: ORP and pH profiles[J]. Journal of Chemical Technology & Biotechnology 1996, 67(1): 27-38.

    [12] Al-Ghusain I A, Hao O J. Use of pH as control parameter for aerobic/anaerobic sludge digestion[J]. Journal of Environ Engineer ASCE, 1995, 121(3): 225-235.

    [13] Peddie C C, Mavinic D S, Jebkins C J. Use of ORP for monitoring and control of aerobic sludge digestion[J]. Journal of Environ Engineer ASCE, 1990, 116(3): 461-471.

    [14] Paul E, Plisson-Saune S, Mauret M, et al. Process state evaluation of alternating oxic-anoxic activated sludge using ORP,pH and DO[J]. Water Science and Technology, 1998, 38(3):299-306.

    [15] Kim J H, CHEN Mei-xue, Kishida N, et al. Integrated real-time control strategy for nitrogen removal in swine wastewater treatment using sequencing batch reactors[J]. Water Research,2004, 38(14/15): 3340-3348.

    [16] 王少坡, 彭永臻, 王淑瑩, 等. 不同硝態(tài)氮組成下反硝化過程控制參數(shù)pH變化規(guī)律[J]. 高技術(shù)通訊, 2005, 15(8): 91-95.WANG Shao-po, PENG Yong-zhen, WANG Shu-ying, et al.Effect of proportion of nitrate and nitrite on pH profiles during denitrification[J]. High Technology Letters, 2005, 15(8): 91-95.

    [17] Tchobanoglous G, Burton F L, Stensel H D. Wastewater engineering: Treatment disposal and reuse[M]. 4th ed. New York:Metcalf and Eddy Inc, 2003.

    猜你喜歡
    原水硝化碳源
    緩釋碳源促進生物反硝化脫氮技術(shù)研究進展
    丙烯酰胺強化混凝去除黑河原水濁度的研究
    不同碳源對銅溜槽用鋁碳質(zhì)涂抹料性能的影響
    昆鋼科技(2021年6期)2021-03-09 06:10:20
    原水大陣
    MBBR中進水有機負荷對短程硝化反硝化的影響
    原水臭氧氧化生成溴酸鹽的影響因素研究進展
    原水加氯系統(tǒng)分析
    四甘醇作碳源合成Li3V2(PO4)3正極材料及其電化學(xué)性能
    厭氧氨氧化與反硝化耦合脫氮除碳研究Ⅰ:
    海水反硝化和厭氧氨氧化速率同步測定的15N示蹤法及其應(yīng)用
    午夜两性在线视频| 母亲3免费完整高清在线观看| 久久影院123| 如日韩欧美国产精品一区二区三区| 久久天躁狠狠躁夜夜2o2o| 日韩人妻精品一区2区三区| 精品久久久久久电影网| 国产av国产精品国产| 国产精品1区2区在线观看. | 国产深夜福利视频在线观看| 激情视频va一区二区三区| 久久精品亚洲av国产电影网| 欧美激情高清一区二区三区| 成人亚洲精品一区在线观看| 伦理电影免费视频| 国产成人一区二区三区免费视频网站| 欧美日本中文国产一区发布| 2018国产大陆天天弄谢| 精品免费久久久久久久清纯 | 亚洲欧美精品综合一区二区三区| 麻豆成人av在线观看| 黄色 视频免费看| 日韩欧美国产一区二区入口| 精品国产超薄肉色丝袜足j| 亚洲人成伊人成综合网2020| 欧美精品一区二区免费开放| 亚洲色图 男人天堂 中文字幕| 黄片大片在线免费观看| 日韩大码丰满熟妇| 在线观看免费午夜福利视频| 免费av中文字幕在线| 日韩免费高清中文字幕av| 自线自在国产av| 19禁男女啪啪无遮挡网站| 夜夜爽天天搞| 免费观看av网站的网址| 黑人操中国人逼视频| av一本久久久久| 国产亚洲欧美精品永久| 性少妇av在线| 国产成人欧美在线观看 | 久久久久久久大尺度免费视频| 女同久久另类99精品国产91| 老熟妇仑乱视频hdxx| 国产高清视频在线播放一区| 欧美日韩黄片免| 日韩免费av在线播放| 日本五十路高清| 国产一区有黄有色的免费视频| 欧美激情 高清一区二区三区| 极品教师在线免费播放| 777米奇影视久久| 亚洲自偷自拍图片 自拍| 涩涩av久久男人的天堂| 极品教师在线免费播放| 在线av久久热| 欧美精品亚洲一区二区| 国产伦理片在线播放av一区| 青草久久国产| 久久国产亚洲av麻豆专区| 天天躁夜夜躁狠狠躁躁| 免费观看av网站的网址| av一本久久久久| 国产精品亚洲一级av第二区| 1024香蕉在线观看| 欧美日韩视频精品一区| 一区二区三区国产精品乱码| 丁香六月天网| 亚洲精品中文字幕一二三四区 | 在线永久观看黄色视频| 欧美日韩成人在线一区二区| 午夜福利视频精品| 国产成人系列免费观看| 一边摸一边抽搐一进一小说 | 黑人巨大精品欧美一区二区mp4| kizo精华| 欧美人与性动交α欧美精品济南到| 亚洲欧美日韩高清在线视频 | 国产一区二区三区在线臀色熟女 | 亚洲精品中文字幕一二三四区 | www.999成人在线观看| 欧美成狂野欧美在线观看| 黄色怎么调成土黄色| 老司机靠b影院| 啦啦啦 在线观看视频| 99热国产这里只有精品6| 国精品久久久久久国模美| 老熟妇仑乱视频hdxx| 亚洲av电影在线进入| 日韩一卡2卡3卡4卡2021年| 99九九在线精品视频| 亚洲成人免费av在线播放| 肉色欧美久久久久久久蜜桃| 国产男女内射视频| 成人特级黄色片久久久久久久 | 欧美国产精品一级二级三级| 亚洲国产成人一精品久久久| 久久国产精品大桥未久av| 最新在线观看一区二区三区| 我要看黄色一级片免费的| 天天影视国产精品| 夜夜爽天天搞| 国产成人免费无遮挡视频| 丝瓜视频免费看黄片| 国产av精品麻豆| 久久久久视频综合| 国产老妇伦熟女老妇高清| 久久久精品免费免费高清| 又大又爽又粗| 91精品国产国语对白视频| 国产精品影院久久| 母亲3免费完整高清在线观看| 欧美精品av麻豆av| 自线自在国产av| 少妇裸体淫交视频免费看高清 | 这个男人来自地球电影免费观看| 精品国内亚洲2022精品成人 | 中文字幕高清在线视频| 水蜜桃什么品种好| 在线观看66精品国产| 午夜日韩欧美国产| 汤姆久久久久久久影院中文字幕| 最近最新中文字幕大全免费视频| 男女免费视频国产| 国产av又大| 人妻久久中文字幕网| 一区二区三区国产精品乱码| 97在线人人人人妻| 夜夜爽天天搞| 黄色a级毛片大全视频| 午夜视频精品福利| 高清黄色对白视频在线免费看| √禁漫天堂资源中文www| 亚洲精品成人av观看孕妇| 国产一区二区三区综合在线观看| 这个男人来自地球电影免费观看| 在线观看免费午夜福利视频| 热99久久久久精品小说推荐| 亚洲精品国产精品久久久不卡| 最近最新中文字幕大全免费视频| 如日韩欧美国产精品一区二区三区| e午夜精品久久久久久久| 国产日韩一区二区三区精品不卡| 国产精品久久久久久精品电影小说| 精品一品国产午夜福利视频| 大香蕉久久成人网| 啦啦啦在线免费观看视频4| 十八禁高潮呻吟视频| 亚洲七黄色美女视频| 欧美大码av| 每晚都被弄得嗷嗷叫到高潮| 亚洲精品美女久久av网站| 亚洲免费av在线视频| 午夜激情av网站| 国产伦理片在线播放av一区| 一本—道久久a久久精品蜜桃钙片| 下体分泌物呈黄色| 深夜精品福利| 中文字幕色久视频| 热re99久久精品国产66热6| 亚洲中文av在线| 国产单亲对白刺激| 超碰97精品在线观看| 欧美日韩中文字幕国产精品一区二区三区 | 一级,二级,三级黄色视频| 久久久久精品国产欧美久久久| 欧美日韩黄片免| 国产av精品麻豆| 色尼玛亚洲综合影院| 国产成人欧美| 国产福利在线免费观看视频| 国产免费视频播放在线视频| 午夜福利欧美成人| 久久香蕉激情| 精品福利观看| 视频区欧美日本亚洲| 欧美一级毛片孕妇| 久热爱精品视频在线9| 99精品欧美一区二区三区四区| bbb黄色大片| 久久精品亚洲熟妇少妇任你| 美女高潮到喷水免费观看| 777米奇影视久久| 久久久久久免费高清国产稀缺| 99精国产麻豆久久婷婷| 精品第一国产精品| 久久久国产欧美日韩av| 波多野结衣一区麻豆| 亚洲自偷自拍图片 自拍| 亚洲,欧美精品.| 波多野结衣一区麻豆| 一区二区三区乱码不卡18| 人妻 亚洲 视频| 日本一区二区免费在线视频| 亚洲专区国产一区二区| 久久人妻熟女aⅴ| 久久国产精品人妻蜜桃| 搡老岳熟女国产| 国产精品偷伦视频观看了| 9191精品国产免费久久| 高清视频免费观看一区二区| 久久久国产一区二区| 精品一区二区三区视频在线观看免费 | 免费在线观看视频国产中文字幕亚洲| 亚洲成av片中文字幕在线观看| 色婷婷av一区二区三区视频| 亚洲国产欧美在线一区| 天天躁夜夜躁狠狠躁躁| 麻豆av在线久日| 美女福利国产在线| 亚洲,欧美精品.| 成人国语在线视频| 在线亚洲精品国产二区图片欧美| 夜夜爽天天搞| 高清欧美精品videossex| 久久中文看片网| 两人在一起打扑克的视频| 变态另类成人亚洲欧美熟女 | 国产精品99久久99久久久不卡| 国产一区二区三区综合在线观看| 中文字幕最新亚洲高清| 啦啦啦免费观看视频1| 亚洲天堂av无毛| 国产老妇伦熟女老妇高清| 国产在线免费精品| 成人18禁在线播放| 国产一区有黄有色的免费视频| 亚洲色图 男人天堂 中文字幕| 高清欧美精品videossex| 精品人妻熟女毛片av久久网站| 少妇的丰满在线观看| 日韩中文字幕欧美一区二区| 国产精品久久久久久人妻精品电影 | 午夜福利欧美成人| 热99re8久久精品国产| 水蜜桃什么品种好| 亚洲七黄色美女视频| 亚洲精品av麻豆狂野| 在线观看免费视频网站a站| 一进一出抽搐动态| 日韩中文字幕欧美一区二区| 电影成人av| 午夜福利视频精品| 国产一区二区三区综合在线观看| 欧美国产精品一级二级三级| 久久国产精品男人的天堂亚洲| 美女主播在线视频| 侵犯人妻中文字幕一二三四区| 国产男女超爽视频在线观看| 亚洲欧美日韩高清在线视频 | 脱女人内裤的视频| 国产一卡二卡三卡精品| 高清av免费在线| 国产精品影院久久| 99热国产这里只有精品6| 一级黄色大片毛片| 国产成人精品无人区| 国产精品电影一区二区三区 | 免费黄频网站在线观看国产| 人妻一区二区av| 人人妻,人人澡人人爽秒播| 亚洲中文av在线| 国产男女内射视频| 国产一区二区三区视频了| 黄色视频不卡| 色婷婷av一区二区三区视频| 久久精品亚洲精品国产色婷小说| 亚洲国产看品久久| 久久精品91无色码中文字幕| 国产高清videossex| 女同久久另类99精品国产91| 亚洲久久久国产精品| 热99re8久久精品国产| 高清欧美精品videossex| 国产高清激情床上av| 成人手机av| 成人精品一区二区免费| 波多野结衣av一区二区av| 国产福利在线免费观看视频| 制服人妻中文乱码| 999精品在线视频| 免费高清在线观看日韩| 亚洲国产欧美在线一区| 女人爽到高潮嗷嗷叫在线视频| 一级毛片电影观看| 久久国产精品影院| 日韩欧美三级三区| 波多野结衣一区麻豆| 99久久99久久久精品蜜桃| 欧美在线黄色| 欧美日韩成人在线一区二区| 国产1区2区3区精品| 国产野战对白在线观看| 久久亚洲真实| 黄色a级毛片大全视频| 国产精品影院久久| 国产精品久久久久久人妻精品电影 | 大片免费播放器 马上看| 亚洲第一av免费看| 桃红色精品国产亚洲av| 看免费av毛片| 99re6热这里在线精品视频| 欧美中文综合在线视频| 精品一区二区三卡| 99热网站在线观看| 极品少妇高潮喷水抽搐| 国产极品粉嫩免费观看在线| 一边摸一边做爽爽视频免费| 国产成人影院久久av| 不卡av一区二区三区| 成在线人永久免费视频| 欧美乱码精品一区二区三区| 国产精品av久久久久免费| 精品高清国产在线一区| 成人亚洲精品一区在线观看| 国产成人精品久久二区二区免费| 亚洲av日韩精品久久久久久密| 久久久久久久久免费视频了| 中文字幕人妻丝袜一区二区| 9色porny在线观看| 精品乱码久久久久久99久播| 亚洲欧洲精品一区二区精品久久久| 精品视频人人做人人爽| 色综合欧美亚洲国产小说| 色在线成人网| 十分钟在线观看高清视频www| 嫩草影视91久久| 99精品久久久久人妻精品| 日韩中文字幕欧美一区二区| 久久精品亚洲av国产电影网| 欧美日韩黄片免| 免费人妻精品一区二区三区视频| 亚洲欧美激情在线| 丝袜人妻中文字幕| 女同久久另类99精品国产91| 欧美亚洲 丝袜 人妻 在线| 一二三四在线观看免费中文在| 一夜夜www| 在线观看舔阴道视频| av有码第一页| 亚洲av成人一区二区三| 亚洲九九香蕉| 一本大道久久a久久精品| 极品教师在线免费播放| 中文字幕精品免费在线观看视频| 国产免费福利视频在线观看| 女性被躁到高潮视频| 男女之事视频高清在线观看| 欧美 亚洲 国产 日韩一| 国产精品自产拍在线观看55亚洲 | 国产深夜福利视频在线观看| 99热网站在线观看| 亚洲国产毛片av蜜桃av| av片东京热男人的天堂| 一个人免费看片子| 午夜激情久久久久久久| 考比视频在线观看| 两个人看的免费小视频| 高清视频免费观看一区二区| 久久青草综合色| 国产在线视频一区二区| 日日夜夜操网爽| 99re6热这里在线精品视频| 国产成人av激情在线播放| 男女床上黄色一级片免费看| 怎么达到女性高潮| 欧美激情极品国产一区二区三区| 久久 成人 亚洲| 女人久久www免费人成看片| 黄色丝袜av网址大全| 精品一区二区三卡| 男女高潮啪啪啪动态图| 欧美黄色片欧美黄色片| 国精品久久久久久国模美| 欧美激情极品国产一区二区三区| 色播在线永久视频| 日韩欧美免费精品| 女性被躁到高潮视频| 交换朋友夫妻互换小说| 一边摸一边做爽爽视频免费| 亚洲熟女精品中文字幕| 伊人久久大香线蕉亚洲五| 一区二区av电影网| 日韩成人在线观看一区二区三区| 欧美成人免费av一区二区三区 | 亚洲久久久国产精品| 精品少妇久久久久久888优播| 高清视频免费观看一区二区| 啦啦啦视频在线资源免费观看| 性高湖久久久久久久久免费观看| 久久青草综合色| 五月开心婷婷网| 大片免费播放器 马上看| 国产男女超爽视频在线观看| 两性午夜刺激爽爽歪歪视频在线观看 | 波多野结衣av一区二区av| 中文字幕色久视频| 80岁老熟妇乱子伦牲交| 黑人欧美特级aaaaaa片| 在线天堂中文资源库| 久久 成人 亚洲| 免费高清在线观看日韩| 热99国产精品久久久久久7| 51午夜福利影视在线观看| 热99国产精品久久久久久7| 国产一区二区激情短视频| 欧美大码av| 欧美精品av麻豆av| 在线观看免费视频日本深夜| 视频区欧美日本亚洲| 久久人妻av系列| 亚洲国产毛片av蜜桃av| a在线观看视频网站| 亚洲av成人一区二区三| 免费在线观看完整版高清| 十分钟在线观看高清视频www| 亚洲中文字幕日韩| 男女下面插进去视频免费观看| 99国产精品99久久久久| 欧美激情 高清一区二区三区| av网站在线播放免费| 人人妻,人人澡人人爽秒播| 精品国产乱码久久久久久小说| 国产亚洲av高清不卡| 高清黄色对白视频在线免费看| 色播在线永久视频| 欧美日本中文国产一区发布| av一本久久久久| 日韩视频在线欧美| 精品国产一区二区久久| 不卡一级毛片| 亚洲av日韩在线播放| 亚洲欧美一区二区三区久久| 日日夜夜操网爽| 12—13女人毛片做爰片一| 麻豆国产av国片精品| 亚洲全国av大片| 欧美日韩一级在线毛片| 国产精品久久久久久精品电影小说| kizo精华| 午夜福利免费观看在线| 久久午夜综合久久蜜桃| 国产精品久久久av美女十八| 欧美日韩福利视频一区二区| 少妇 在线观看| 国产精品一区二区在线观看99| 国产一区二区 视频在线| 日本欧美视频一区| 国产成人精品无人区| 精品久久久精品久久久| 国产有黄有色有爽视频| 777久久人妻少妇嫩草av网站| 91国产中文字幕| 伊人久久大香线蕉亚洲五| 狂野欧美激情性xxxx| av欧美777| 久久人人爽av亚洲精品天堂| 亚洲av电影在线进入| 在线 av 中文字幕| 91国产中文字幕| 亚洲av成人不卡在线观看播放网| 精品午夜福利视频在线观看一区 | 久久天躁狠狠躁夜夜2o2o| 国产精品久久久久久精品古装| 一区二区av电影网| av在线播放免费不卡| 欧美久久黑人一区二区| 成人亚洲精品一区在线观看| 激情在线观看视频在线高清 | 怎么达到女性高潮| 久久中文字幕人妻熟女| 一二三四在线观看免费中文在| 亚洲天堂av无毛| 亚洲少妇的诱惑av| 成人18禁在线播放| 国产三级黄色录像| 在线十欧美十亚洲十日本专区| 国产精品久久久久久人妻精品电影 | 国产亚洲精品久久久久5区| 成年版毛片免费区| 午夜精品久久久久久毛片777| 亚洲成人免费av在线播放| 久久久精品94久久精品| 在线天堂中文资源库| 一本大道久久a久久精品| 国产黄色免费在线视频| 在线亚洲精品国产二区图片欧美| 婷婷丁香在线五月| 日韩欧美三级三区| 美国免费a级毛片| 欧美精品人与动牲交sv欧美| 国产高清视频在线播放一区| 777米奇影视久久| 欧美黄色片欧美黄色片| 一区二区三区乱码不卡18| 亚洲一区二区三区欧美精品| www.自偷自拍.com| 国产成人啪精品午夜网站| 亚洲精品美女久久av网站| 高清欧美精品videossex| 高清毛片免费观看视频网站 | 成人永久免费在线观看视频 | 精品人妻1区二区| 国产亚洲午夜精品一区二区久久| 大香蕉久久网| www日本在线高清视频| 久久午夜亚洲精品久久| 天天躁狠狠躁夜夜躁狠狠躁| 久久久久久久久免费视频了| 日韩欧美免费精品| 动漫黄色视频在线观看| 亚洲精品乱久久久久久| 欧美黑人欧美精品刺激| 亚洲自偷自拍图片 自拍| 一区二区三区精品91| 男女午夜视频在线观看| 最近最新中文字幕大全电影3 | 十八禁人妻一区二区| 纯流量卡能插随身wifi吗| av网站在线播放免费| 国产一区二区三区综合在线观看| 欧美精品啪啪一区二区三区| 欧美精品一区二区免费开放| 欧美精品高潮呻吟av久久| 久久久久久久久免费视频了| 中文字幕另类日韩欧美亚洲嫩草| 国产精品亚洲一级av第二区| 操美女的视频在线观看| h视频一区二区三区| 国产1区2区3区精品| 欧美精品人与动牲交sv欧美| 嫩草影视91久久| 色尼玛亚洲综合影院| 国产免费现黄频在线看| 黑人巨大精品欧美一区二区mp4| 亚洲国产av影院在线观看| 国产精品国产av在线观看| 在线观看免费高清a一片| 国产精品 国内视频| 狠狠精品人妻久久久久久综合| 亚洲综合色网址| 十八禁网站免费在线| 久久精品亚洲熟妇少妇任你| 久久久国产成人免费| 国产又爽黄色视频| 国产精品电影一区二区三区 | 久久国产精品男人的天堂亚洲| av又黄又爽大尺度在线免费看| 他把我摸到了高潮在线观看 | 亚洲精品中文字幕一二三四区 | 亚洲av国产av综合av卡| 精品人妻1区二区| 成人18禁高潮啪啪吃奶动态图| 黑丝袜美女国产一区| 亚洲色图av天堂| 免费在线观看黄色视频的| 久热这里只有精品99| 王馨瑶露胸无遮挡在线观看| 久久久久国内视频| 免费看a级黄色片| 久久人人爽av亚洲精品天堂| 狠狠狠狠99中文字幕| 午夜精品国产一区二区电影| 高清在线国产一区| 欧美日韩亚洲综合一区二区三区_| 动漫黄色视频在线观看| 精品午夜福利视频在线观看一区 | 国产精品 欧美亚洲| videosex国产| 午夜两性在线视频| 少妇的丰满在线观看| 亚洲熟妇熟女久久| 成年版毛片免费区| 亚洲伊人久久精品综合| 宅男免费午夜| 热99国产精品久久久久久7| 欧美日韩福利视频一区二区| 国产精品久久久人人做人人爽| 女人爽到高潮嗷嗷叫在线视频| 成年人黄色毛片网站| 日本欧美视频一区| 美女福利国产在线| 一区二区三区精品91| 国产真人三级小视频在线观看| 丁香六月欧美| 麻豆av在线久日| 一个人免费看片子| 一级毛片精品| 午夜福利在线观看吧| 日韩制服丝袜自拍偷拍| 91大片在线观看| 久久人妻熟女aⅴ| 亚洲专区中文字幕在线| 搡老乐熟女国产| 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| 91国产中文字幕| 日韩精品免费视频一区二区三区| 99久久99久久久精品蜜桃| 制服诱惑二区| 考比视频在线观看| 亚洲自偷自拍图片 自拍| 日韩有码中文字幕| 在线永久观看黄色视频| 欧美 亚洲 国产 日韩一| bbb黄色大片| 午夜福利,免费看| 曰老女人黄片| 夜夜夜夜夜久久久久| 精品人妻熟女毛片av久久网站| 国产精品1区2区在线观看. | 人人澡人人妻人| av超薄肉色丝袜交足视频| 波多野结衣av一区二区av| 少妇猛男粗大的猛烈进出视频|