• <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 ?

    UV-LED/NaClO工藝對水中對乙酰氨基酚的降解

    2019-11-28 10:50:34李博強馬曉雁李青松廖文超陳彥潔陳國元李國新
    中國環(huán)境科學 2019年11期
    關鍵詞:投加量常數毒性

    李博強,馬曉雁,李青松,廖文超,陳彥潔,陳國元,李國新

    UV-LED/NaClO工藝對水中對乙酰氨基酚的降解

    李博強1,2,馬曉雁1,李青松2*,廖文超3,陳彥潔2,4,陳國元2,李國新2

    (1.浙江工業(yè)大學建筑工程學院,浙江 杭州 310014;2.廈門理工學院水資源環(huán)境研究所,福建 廈門 361005;3.深圳技術大學健康與環(huán)境工程學院,廣東 深圳 518118;4.青島大學環(huán)境科學與工程學院,山東 青島 266022)

    采用NaClO、UV-LED和 UV-LED/NaClO工藝去除水中的對乙酰氨基酚(AAP),考察了NaClO投加量、pH值和腐殖酸(HA)等因素對UV-LED/NaClO工藝去除AAP的影響,研究了UV-LED/NaClO去除AAP過程中OH·、UV-LED、NaClO 和氯自由基RCS(Cl·,Cl2·-,ClO·)的貢獻值,評估了AAP降解過程中溶液急性毒性的變化.結果表明,UV-LED/NaClO可以有效降解.AAP.反應90min后,UV-LED、NaClO和UV-LED/NaClO工藝對AAP的去除率分別為4.42%、93.61%和100%.AAP的降解符合擬一級反應動力學模型(2=0.9967). AAP的去除隨著NaClO投加量的增大而增加,中性條件有利于AAP的降解,HA對AAP去除具有抑制作用,HCO3-和NO3-可略微促進AAP的去除.當NaClO投加量為1mg/L, OH·、UV-LED、NaClO和RCS各組分對AAP去除的相對貢獻率分別為0.82%、0.66%、33.78%和64.74%,UV-LED/NaClO工藝可以有效的降低溶液的急性毒性.

    對乙酰氨基酚;UV-LED/NaClO;動力學;貢獻值;急性毒性

    對乙酰氨基酚(AAP)是一種典型的藥品和個人護理品(PPCPs),廣泛應用于感冒藥、解熱藥和鎮(zhèn)痛藥等常用非處方藥中[1].由于AAP的廣泛使用及其在環(huán)境中的不完全降解,地表水、地下水和飲用水等環(huán)境水體中均有檢出[2-5].研究表明AAP具有內分泌干擾效應,會對生物造成遺傳毒性、肝毒性等負面環(huán)境效應[6],因此有必要對水體中AAP的去除進行研究.

    自由氯和臭氧氧化等可以有效降解水中AAP,但易生成毒性較高的消毒副產物[7-9].紫外(UV)和氯常用于水處理消毒,研究表明,NaClO在紫外輻照下能產生OH·、RCS(Cl·,Cl2·-,ClO·等)和其他強氧化性粒子[10-11],污染物能通過UV/NaClO協(xié)同去除且有較高的礦化度[12-13].同時UV/NaClO工藝在30min內可降解99%以上AAP[14].作為一種新型紫外光源,紫外發(fā)光二極管(UV-LED)可以發(fā)射210nm到可見光的輻射[15],具有使用壽命長、光子效率高、無毒及增加光電反應器設計的靈活性等優(yōu)點[16-18].研究表明中性和堿性時UV-LED/NaClO工藝對羅硝唑(含甲基和氨基)的去除優(yōu)于低壓汞燈和NaClO聯合工藝[19],UV-LED和NaClO的聯合工藝能更好的去除污染物.但關于UV-LED協(xié)同NaClO去除AAP的研究尚未見相關報道,因此,本文采用UV-LED/ NaClO對AAP的去除進行研究.

    本研究采用NaClO、UV-LED和UV-LED/ NaClO工藝去除水中的AAP,考察了NaClO投加量、pH值和腐殖酸(HA)等因素對UV-LED/NaClO工藝去除AAP的影響,研究了UV-LED/NaClO工藝去除AAP過程中OH·、UV-LED、NaClO和RCS(Cl·, Cl2·-,ClO·等)的貢獻值,評估了AAP降解過程中急性毒性的變化.以期為UV-LED/NaClO工藝去除控制水體中微量污染物提供理論依據.

    1 材料與方法

    1.1 實驗試劑與儀器

    AAP(德國Dr.Ehrenstorfer公司,純度>99.9%);腐殖酸(HA)(Tech,美國 Sigma-Aldrich);甲醇、乙腈(HPLC級,德國Merck)、硝基苯(NB)、叔丁醇(TBA)(HPLC級,上海安譜);次氯酸鈉(CP,活性氯35.2%);Na2S203·5H2O、NaHCO3、NaNO3、HCl和NaOH均為分析純;BioFix?Lumi Multi-Shot凍干細菌及激活液;實驗室用水均為Mill-Q超純水(£18.2MΩ).

    LC-20A高效液相色譜儀(shimadzu,日本); BioFix??Lumi生物毒性儀(Macherey-Nagel,德國);CL200余氯計(ExStik,上海三信儀表廠);純水機(Milipore,美國),DZF-6050真空干燥箱(上海精宏實驗設備有限公司),HJ-6A型磁力恒溫攪拌器(江蘇金壇崢嶸儀器),pH計(Eutevch,美國),UV-LED燈(深圳微紫科技有限公司,波長278nm,單個100mW).

    1.2 實驗方法

    試驗在一個置于磁力攪拌器上的燒杯(2L)中進行,UV-LED/NaClO工藝中光源采用9個UV-LED燈并聯(單個100mW,并聯后900mW)組成,外置石英套管.燒杯內放置濃度為250μg/L的AAP溶液,通過0.1mol/L的NaOH和HCl調節(jié)pH值,然后投加一定量的NaClO溶液(0.5~1.5mg/L),同時啟動攪拌,打開UV-LED燈,開啟反應.設定時間取出10mL水樣,所取水樣經過1.0mol/L的硫代硫酸鈉淬滅過膜后,測定AAP濃度和溶液急毒性.所有實驗重復三次,取其平均值.利用方差分析給出實驗數據的誤差棒.

    1.3 分析方法

    AAP和NB濃度采用HPLC進行測定.流動相為乙腈和水(AAP為20:80,NB為65:35),流速均為1.0mL/min,柱溫分別為40和35℃,AAP和NB的UV檢測波長分別為243和262nm,進樣量為10μL.方法的相對標準偏差為0.4904%,線性范圍為5~ 1000μg/mL,檢測限為3.359μg/L.

    1.4 急毒性的試驗方法

    發(fā)光細菌急性毒性測試方法參考UNE-EN- ISO 11348-32007[20].待測水樣經2%的NaCl鹽化后,水樣pH值調到6~8,然后采用生物毒性儀進行毒性測定,培養(yǎng)時間設定為30min,急毒性分析結果的表示形式是以抑制百分比和增強百分比來表示水樣受污染程度,見式(1).

    2 結果與討論

    2.1 UV-LED、NaClO和UV-LED/NaClO對AAP的去除

    如圖1所示,實驗反應90min后單獨UV-LED和單獨NaClO氧化對AAP的去除分別為4.42%和93.61%.然而,相同時間內UV-LED/NaClO對AAP的去除可達100%. UV-LED輻射、單獨NaClO氧化和UV-LED/NaClO工藝的擬一級動力學常數分別為0.0006,0.0305和0.0903min-1,UV-LED/ NaClO降解AAP的擬一級動力學常數分別是NaClO和UV-LED的3倍和151倍.實驗表明UV- LED/NaClO工藝對AAP的去除具有協(xié)同作用.

    UV-LED對AAP的去除主要是UV-LED輻射產生的OH·參與反應[21],NaClO能夠通過氧化作用去除AAP.UV-LED/NaClO工藝中溶液中的HOCl/OCl-在紫外光激發(fā)下產生了高活性氧化自由基(如OH·和RCS(Cl·,Cl2·-,ClO·))[10,13,22-23],主要的反應式如式(2)~(7).OH·、Cl·和Cl2·-的氧化還原電位分別為2.8,2.47和2.0V,具有強氧化性[14,24],氯自由基可以有效地去除含芳香環(huán)和富電子的有機污染物[14].隨著UV-LED輻照時間的增加,溶液中高活性氧化自由基含量逐漸增加,因此在UV-LED/NaClO工藝中不僅有UV-LED對AAP的輻射作用,還有NaClO的直接氧化和溶液中產生的活性自由基的氧化作用,三者共同作用促進了AAP的降解產生了協(xié)同效應.

    圖1 UV-LED、NaClO和UV-LED/NaClO對AAP的去除

    [AAP]=250μg/L, [NaClO]=1mg/L, pH=(7.0±0.2)

    HClO/OCl-+?OH·+Cl· (2)

    HO·+HClO?H2O+ClO· (3)

    ClO-+HO·?OH-+ClO· (4)

    Cl·+HClO?H++Cl-+ClO· (5)

    Cl·+OCl-?Cl-+ClO· (6)

    2.2 UV-LED/NaClO去除AAP的影響因素

    2.2.1 NaClO投加量對AAP去除的影響 NaClO濃度影響氯自由基的產率[14],因此考察了NaClO投加量對AAP去除的影響,結果見圖2.NaClO投加量分別為0.5,0.75,1.0,1.25和1.5mg/L,擬一級動力學常數分別為0.0165,0.0484,0.0903,0.1331和0.1433min-1.實驗中AAP的去除隨著NaClO投加量的增加而增加,增加NaClO投加量可以生成更多的OH·和RCS[25].實驗中表現為AAP的降解速率加快.然而,當NaClO投加量超過1mg/L時,AAP的降解速率增加幅度變小.可能是因為NaClO過量時,大量的游離氯會與Cl·和OH·發(fā)生反應(式(3)和(5)),同時隨著NaClO濃度的增加,NaClO吸收的紫外光逐漸達到飽和,使RCS的生成量也逐漸達到飽和[26].這與Dong等[27]采用UV/NaClO工藝降解氯霉素得到的規(guī)律類似.

    圖2 NaClO對UV-LED/NaClO降解AAP的影響

    [AAP]=250μg/L, pH=(7.0±0.2)

    2.2.2 pH值對AAP去除的影響 pH值影響紫外/氯工藝中氧化自由基的存在形式[28],因此考察pH值對AAP去除的影響,結果見圖3.pH值為3.02,5.05, 7.03、9.10、11.09時,反應90min后的去除率分別為39.05%、84.28%、99.48%、99.16%、69.44%,AAP的去除隨著pH值的升高先增加再降低.不同pH值對AAP的去除均符合擬一級動力學模型(2> 0.97)(圖3),擬一級動力學常數先由0.0085min-1增加到0.0903min-1然后降低至0.0178min-1.中性條件下AAP的去除效果最佳.

    pH值影響NaClO在溶液中主要存在形式[29].當溶液pH值為3~5時,溶液中NaClO的主要存在形式為HClO,溶液中的H+可以與Cl·和水合電子eaq·反應生成還原性較低的·H和Cl-(式8)[30],降低對AAP的去除.同時當溶液過酸時由于攪拌作用有部分的Cl2溢出[28],導致溶液pH值為3.02時的去除效果相比pH值為5.05時有所降低;當溶液pH值為中性時,溶液中NaClO的主要存在形式為HClO和少量的OCl-,溶液主要是通過HOCl和少量的OCl-發(fā)生光解反應(式(2)~式(7)),產生更多的強氧化自由基進而有效的去除AAP;當溶液pH值9~11時,溶液中NaClO的主要存在形式為OCl-,溶液主要是通過OCl-發(fā)生光解反應(式(2)和(4)),由于OCl-和HOCl與HO·的反應速率常數為8.8×109和8.46×102L/(mol×s)[31],因此OCl-能較快的與HO·反應,導致溶液中的氧化自由基減少,從而降低對AAP去除.當溶液pH值大于9.71時,AAP電離為AAP-(pa,AAP=9.71)[1],由于電荷之間的排斥作用,AAP-與ClO-之間的反應受阻,使溶液pH值為11.09時的去除效果相較于pH值為9.10時有所降低.Deng等[32]在利用UV協(xié)同NaClO去除環(huán)丙沙星過程中具有類似的結論.

    Cl·+eaq+H+?·H+Cl-(8)

    圖3 pH值對UV-LED/NaClO降解AAP的影響

    [AAP]=250μg/L, [NaClO]=1mg/L

    2.2.3 腐殖酸對AAP去除的影響 腐殖酸(HA)是自然界中豐富的大分子有機質,廣泛存在于自然水體中[33].因此利用HA模擬水體中的天然有機質,考察了HA對去除AAP的影響,結果見圖4.AAP的去除隨著HA投加量的增加而降低.AAP去除的擬一級動力學常數隨著HA濃度的增加逐漸降低.當HA的投加量分別為0,1,3,5,7和9mg/L時,擬一級動力學常數從0.0903降低至0.0550,0.0297,0.0230,0.0155, 0.0132min-1.

    HA不僅可以增加水的色度影響光的透光率,還可以消耗溶液中的NaClO(其擬一級動力學常數為3×10-5s-1)[34],更為重要的HA可以與AAP競爭溶液中的Cl·和OH·等氧化粒子[35],從而降低對AAP去除.實驗中HA對AAP的去除具有抑制作用,這與Tang等[36]利用UV/NaClO降解降固醇酸的實驗中發(fā)現隨著溶液中HA的濃度增多對降固醇酸的去除率降低的規(guī)律相同.

    2.2.4 HCO3-和NO3-對AAP去除的影響 HCO3-和NO3-廣泛存在于地表水中,研究表明它們可能會影響紫外線高級氧化工藝中有機物的去除[37-38].因此投加不同濃度的HCO3-和NO3-,考察了兩種陰離子對AAP去除的影響,結果如圖6所示.AAP去除的擬一級動力學常數值隨著HCO3-和NO3-濃度的增加逐漸增大.實驗中,HCO3-和NO3-投加量為0時,反應40min后AAP的去除率為97.43%,當HCO3-投加量為5,20,50和100mmol/L時,對AAP的去除率分別增加至98.39%、98.48%、99.08%和99.23%.當NO3-的投加量為0.1,0.5,1.0和2.0mmol/L時,對AAP的去除分別增加為97.59%、97.79%、98.36%和98.45%.因此水體中HCO3-和NO3-對AAP的去除均有促進作用.

    圖4 HA對UV-LED/NaClO降解AAP的影響

    [AAP]=250μg/L, [NaClO]=1mg/L, pH=(7.0±0.2)

    圖5 HCO3-和NO3-對UV-LED/NaClO降解AAP的影響

    [AAP]=250μg/L, [NaClO]=1mg/L, pH=(7.0±0.2)

    Tan等[39]和Luo等[40]在研究UV/H2O2等工藝去除安替比林和阿特拉津的實驗中觀察到HCO3-對降解過程有抑制作用,然而Fan等[41]和Liu等[42]在過硫酸鹽和UV活化過硫酸鹽工藝去除磺胺甲嘧啶和氧四環(huán)素的實驗中表明HCO3-可以促進目標物的去除.本實驗觀察到HCO3-可以促進AAP的降解.其主要原因是HCO3-可與RCS和OH·快速反應形成CO3·-,其反應過程如(式(9)和式(10))[31].同時由于AAP結構中含有苯胺,CO3·-可與含有苯胺結構的物質發(fā)生雙分子反應[43],從而增強了AAP的去除.NO3-經過光解后會產生OH·[44],OH·可以降解AAP,同時也可與HOCl反應產生ClO·(式3),因而增加NO3-的濃度可以促進AAP的降解.

    HCO3-+OH·?H2O+CO3·-=8.5×106L/(mol×s) (9)

    HCO3-+Cl·?H++Cl-+CO3·-=2.2×108L/(mol×s) (10)

    2.3 UV-LED/NaClO降解AAP過程中各組分貢獻率

    叔丁醇(TBA)能與OH·和Cl·快速反應,同時還可以與Cl2·-反應,常用于測定RCS和OH·貢獻值的研究中[45-46].因此投加不同濃度的TBA,考察了在UV-LED/NaClO去除AAP過程中活性自由基對去除率的影響,結果見圖6.TBA的投加量為0,0.1,0.5和1mmol/L時,AAP去除的擬一級動力學常數分別為0.0903,0.0543,0.0379和0.0345min-1.表明TBA對AAP的去除有抑制作用.由此可知在UV-LED/ NaClO去除AAP的過程中Cl·,Cl2·-和HO·有著一定貢獻量.但是在加入較高濃度的TBA后去除率仍大于單獨NaClO對AAP的去除,這表明AAP的去除過程中可能還有其他的RCS的作用.

    圖6 TBA對UV-LED/NaClO去除AAP的影響

    [AAP]=250μg/L, [NaClO]=1mg/L, pH=(7.0±0.2)

    硝基苯(NB)在紫外協(xié)同NaClO工藝中僅與OH·發(fā)生反應[32],因此選用NB作為OH·的探針來研究UV-LED/NaClO去除AAP的過程中OH·的貢獻值.假設在去除過程中各自由基的濃度保持穩(wěn)定不變,OH·和RCS的貢獻值可以通過式(11)和式(12)計算所得.

    AAP'=UV-LED'+chlorine'+OH·-AAP[OH·]+RCS-AAP' (11)

    NB'=d-NB'+vol-NB'+OH·-NB[OH·] (12)

    式中:AAP¢和NB¢是UV-LED/NaClO去除AAP和NB過程中的擬一級動力學常數.UV-LED¢表示單獨UV-LED去除AAP的擬一級動力學常數,chlorine¢和RCS-AAP¢是NaClO和RCS氧化導致AAP降解的擬一級動力學常數,OH·-AAP和OH·-NB是UV-LED/ NaClO工藝中產生的OH·與AAP和NB反應的二級反應速率常數.d-NB¢和vol-NB¢分別是對NB直接光解和NB揮發(fā)的擬一級動力學常數.

    [AAP]=250μg/L, [NB]=250μg/L, [NaClO]=1mg/L, pH=(7.0±0.2)

    由圖7可知,NB的降解過程均符合擬一級動力學模型.UV-LED/NaClO降解NB的擬一級動力學常數為0.0026min-1,NB揮發(fā)作用和單獨UV-LED去除NB的擬一級動力學常數分別為0.0010和0.0002min-1.已知OH·-NB=3.9×109(mol×s)/L[30],因此由式(12)可計算出OH·的濃度為2.3×10-11mol/L.由圖1可知,AAP¢=0.0903min-1,chlorine¢=0.0305min-1,UV-LED¢=0.0006min-1,同時已知OH·-AAP=1.7×109L/ (mol×s)[47],由此可通過式(11)得出RCS降解AAP的擬一級動力學常數為0.0585min-1.因為UV-LED¢= 0.0006min-1,OH·-AAP[OH·]=0.0007min-1,chlorine¢= 0.0305min-1,RCS-AAP¢=0.0585min-1,因此單獨UV- LED、OH·、NaClO和RCS對AAP降解的相對貢獻率分別為0.66%、0.82%、33.78%和64.74%.

    2.4 AAP降解過程中溶液急性毒性的變化

    改變NaClO的投加量,考察了UV-LED/NaClO和NaClO降解AAP過程中溶液急性毒性的變化.結果見圖8.當NaClO投加量為1.0mg/L時,單獨NaClO氧化去除AAP的過程中溶液急毒性從25%逐漸增加至45%.相同取樣時間,在UV-LED/NaClO降解AAP過程中,投加不同濃度NaClO時溶液的急毒性均呈先略微升高,再逐漸降低的趨勢.NaClO投加量為1.5mg/L,反應90min后溶液的相對抑制率降低至10%.表明UV-LED/NaClO工藝能更有效的降低溶液的急性毒性,并且當NaClO濃度越高時,溶液的急性毒性降低的更為顯著.

    圖8 UV-LED/NaClO和NaClO降解AAP過程中溶液急毒性的變化

    [AAP]=250μg/L, pH=(7.0±0.2)

    Bedner等[48]在研究NaClO去除AAP的降解產物中發(fā)現AAP可生成毒性為其58倍和25倍的1,4-苯醌和N-乙酰-對-苯醌亞胺(NAPQI),同時發(fā)現隨著反應的進行,1,4-苯醌的濃度逐漸升高,NAPQI的濃度先升高后降低.因此實驗中單獨NaClO無法有效去除AAP降解過程中生成的1,4-苯醌類等消毒副產物,導致了溶液急性毒性的升高.加入了UV- LED輻射后,隨著反應的進行,溶液中高活性自由基逐漸增加,因為OH·和RCS具有高氧化還原電位,同時OH·的氧化作用無選擇性能迅速降解廣泛的有機物[13],因此會導致此類消毒副產物去除進而降低溶液的急性毒性.Vogna等[49]在研究UV/H2O2去除AAP的實驗中發(fā)現OH·可有效降解1,4-苯醌.

    3 結論

    3.1 UV-LED、NaClO和UV-LED/NaClO 3種工藝對AAP有不同程度的去除效果,反應90min后,對AAP去除率分別為4.42%、93.61%和100%,UV- LED/NaClO工藝能有效的去除AAP.

    3.2 在UV-LED/NaClO去除AAP工藝中,NaClO投加量、pH值、HA濃度和陰離子(HCO3-、NO3-)均影響AAP的反應速率.增加NaClO的投加量會增大AAP的降解率,HCO3-和NO3-有利于AAP的去除.并且在中性條件下更適宜AAP的降解.HA對AAP的去除具有抑制作用.

    3.3 NaClO的投加量為1mg/L時,UV-LED/ NaClO降解AAP過程中單獨UV-LED、OH、NaClO和RCS對AAP降解的相對貢獻率分別為0.66%、0.82%、33.78%和64.74%.氯自由基占去除AAP的主導地位.

    3.4 相比于單獨投加NaClO,UV-LED/NaClO工藝能更有效的降低溶液的急性毒性.

    [1] Li Y Y, Song W H, Fu W J, et al. The roles of halides in the acetaminophen degradation by UV/H2O2treatment: Kinetics, mechanisms, and products analysis [J]. Chemical Engineering Journal, 2015,271:214-222.

    [2] Kolpin D W, Furlong E T, Meyer M T, et al. pharmaceuticals, hormones, and other organic wastewater contaminants in U.S streams, 1999~2000: a national reconnaissance [J]. Environment Science & Technology, 2002,36(6):1202-1211.

    [3] Yang X, Flowers R C, Weinberg H S, et al. Occurrence and removal of pharmaceuticals and personal care products (PPCPs) in an advanced wastewater reclamation plant [J]. Water Research, 2012,45(16):5218- 5228.

    [4] Ternes T A. Occurrence of drugs in German sewage treatment plants and rivers [J]. Water Research, 1998,32(11):3245-3260.

    [5] Bound J P, Voulvoulis N. Predicted and measured concentrations for selected pharmaceuticals in UK rivers: implications for risk assessment [J]. Water Research, 2006,40(15):2885-2892.

    [6] 王佳裕,戴啟洲,魚 杰,等.活性炭催化臭氧氧化撲熱息痛的機制研究 [J]. 環(huán)境科學, 2013,34(4):1402-1410. Wang J Y, Dai Q Z, Yu J, et al. Mechanism of catalytic ozonation for the degradation of paracetamol by activated carbon [J]. Environmental Science, 2013,34(4):1402-1410.

    [7] 潘夏玲,張銘輝,李富華,等.次氯酸鈉-溴離子體系氧化水中的撲熱息痛 [J]. 環(huán)境工程學報, 2017,11(2):833-838. Pan X L, Zhang M H, Li F H, et al. Study of paracetamol oxidized by the system of sodium hypochlorite-bromide ion [J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2017,11(2):833-838.

    [8] 曹 飛,袁守軍,張夢濤,等.臭氧氧化水溶液中對乙酰氨基酚的機制研究 [J]. 環(huán)境科學, 2014,35(11):4185-4191. Cao F, Yuan S J, Zhang M T, et al. Impact factors and degradation mechanism for the ozonation of acetaminophen in aqueous solution [J]. Environmental Science, 2014,35(11):4185-4191.

    [9] Ding S K, Chu W H, Bond T, et al. Formation and estimated toxicity of trihalomethanes, haloacetonitriles, and haloacetami-des from the chlor(am)ination of acetaminophen [J]. Journal of Hazardous Materials, 2018,341:112-119.

    [10] Cai W W, Peng T, Zhang J N, et al. Degradation of climbazole by UV/chlorine process: Kinetics, transformation pathway and toxicity evaluation [J]. Chemosphere, 2019,219:243-249.

    [11] 周思琪,李佳琦,杜爾登,等.UV/Cl工藝對三氯生的去除與降解機理研究 [J]. 中國環(huán)境科學, 2019,39(3):1000-1008. Zhou S Q, Li J Q, Du E D, et al. Removal and degradation mechanism of triclosan by the UV/chlorine process [J]. China Environmental Science, 2019,39(3):1000-1008.

    [12] Li T, Jiang Y, An X, et al. Transformation of humic acid and halogenated byproduct formation in UV-chlorine process [J]. Water Research, 2016,102:421-427.

    [13] Kong X J, Jiang J, Ma J, et al. Degradation of atrazine by UV/Chlorine: Efficuency, influencing factors, and products [J]. Water Research, 2016,90:15-23.

    [14] Dao Y H, Tran H N, Tran-Lam T T, et al. Degradation of paracetamol by an UV/chlorine advanced oxidation process: Influencing factors, factorial design, and intermediates identification [J]. International Journal of Environmental Research and Public Health, 2018,15(12): 2637-2654.

    [15] Shur M S, Gaska R, Deep-ultraviolet light-emitting diodes [J]. IEEE Transactions on Electron Devices, 2010,57(14):12-25.

    [16] 劉 靜,戴元燦,王梓萌,等.紫外-發(fā)光二極管光催化降解氣相甲硫醚的影響因素 [J]. 環(huán)境化學, 2010,29(5):814-818. Liu J, Dai Y C, Wang Z M, et al. Factors affecting photocatalytic degradation of gas phase methyl sulfide by UV-Light emitting diode [J]. Environmental Chemistry, 2010,29(5):814-818.

    [17] Ataollah K, Madjid M, Fariborz T. Development of a method for the characterization and operation of UV-LED for water treatment [J]. Water Research, 2017,122:570-579.

    [18] 張小玲,班云霄.LED聯合玻璃纖維光催化填料對苯酚的降解研究 [J]. 中國環(huán)境科學, 2018,38(8):2941-2946. Zhang X L, Ban Y X. Study on the degradation of phenol by UV-LED combined with glass fiber photocatalytic fillers [J]. China Environmental Science, 2018,38(8):2941-2946.

    [19] Zou X Y, Lin Y L, Xu B, et al. Enhanced ornidazole degradation by UV-LED/chlorine compared with conventional low-pressure UV/chlorine at neutral and alkaline pH values [J]. Water Research, 2019,160:296-303.

    [20] ISO. Water quality-Determination of the inhibitory effect of water samples on the light emission of Vibrio fischeri (Luminescent bacteria test) - pt. 3: Method using freeze-dried bacteria [J]. ISO International Standard (ISO), 1998:11348-3.

    [21] 李玉瑛,何文龍,李青松,等.UV協(xié)同ClO2去除三氯生及其降解產物的研究 [J]. 環(huán)境科學, 2015,36(2):516-522. Li Y Y, He W L, Li Q S, et al. Removal of triclosan with the method of UV/ClO2and its degradation products [J]. Environmental Science, 2015,36(2):516-522.

    [22] 陸保松,馬曉雁,李青松,等.NaClO、UV及UV/NaClO過程中TCC的去除特性及遺傳毒性 [J]. 中國環(huán)境科學, 2018,38(5):1752-1759. Lu B S, Ma X Y, Li Q S, et al. Study on the removal characteristics and genotoxicity of trichlorocarban during disinfections by NaClO, UV and UV/NaClO [J]. China Environmental Science, 2018,38(5): 1752-1759.

    [23] Watts M J, Linden K G. Chlorine photolysis and subsequent OH radical production during UV treatment of chlorinated water [J]. Water Research, 2007,41(13):2871-2878.

    [24] Xiang Y Y, Fang J Y, Shang C. Kinetics and pathways of ibuprofen degradation by the UV/chlorine advanced oxidation process [J]. Water Research, 2016,90:301-308.

    [25] Fang J, Fu Y, Shang C. The roles of reactive species in micropollutant degradation in the UV/free chlorine system. Environmental Science & Technology, 2014,48(3):1859-1868.

    [26] Zhu Y P, Wu M, Cao N Y, et al. Degradation of phenacetin by the UV/chlorine advanced oxidation process: Kinetics, pathways, and toxicity evaluation [J]. Chemical Engineering Journal, 2017,335(10): 520-529.

    [27] Dong H Y, Qiang Z M, Hu J, et al. Degradation of chloramphenicol by UV/chlorine treatment: Kinetics, mechanism and enhanced formation of halo nitromethanes [J]. Water Research, 2017,121:178-185.

    [28] 韓志濤,楊少龍,鄭德康,等.紫外輻照強化NaClO溶液濕法脫 硝的實驗研究 [J]. 科學技術與工程, 2016,16(28):134-138. Han Z T, Yang S L, Zheng D K, et al. No removal from simulated flue gas by UV-irradiated sodium hypochlorite solution [J]. Science Technology and Engineering, 2016,16(28):134-138.

    [29] Cao F, Zhang M T, Yuan S J, et al. Transformation of acetaminophen during water chlorination treatment: Kinetics and transformation products identification [J]. Environmental Science and Pollution Research, 2016,23(12):12303-12311.

    [30] Buxton G V, Greenstock C L, Helman W P, et al. Critical review of rate constants for reactions of hydrated electrons, hydrogen atoms and hydroxyl radicals(·OH/·O-) in aqueous solution [J]. Journal of Physical and Chemical Reference Data, 2009,17(2):513-886.

    [31] Guo Z B, Lin Y L, Xu B, et al. Degradation of chlortoluron during UV irradiation and UV/chlorine processes and formation of disinfection by-products in sequential chlorination [J]. Chemical Engineering Journal, 2016,283:412-419.

    [32] Deng J, Wu G X, Yuan S J, et al. Ciprofloxacin degradation in UV/chlorine advanced oxidation process: Influencing factors, Mechanisms and degradation pathways [J]. Journacl of Photo- chemistry & Photobiology A: Chemistry, 2019,371:151-158.

    [33] Swietlik J, Dbrowska A, Raczyk-Stanisawiak U, et al. Reactivity of natural organic matter fractions with chlorine dioxide and ozone [J]. Water Research, 2004,38(3):547-558.

    [34] Westerhoff P, Chao P, Mash H. Reactivity of natural organic matter with aqueous chlorine and bromine [J]. Water Research, 2004,38(6): 1502-1513.

    [35] Fang J, Fu Y, Shang C. The roles of reactive species in micropollutant degradation in the UV/free chlorine system [J]. Environment Science & Technology, 2014,48(3):1859-1868.

    [36] Tang Y Q, Shi X T, Liu Y Z, et al. Degradation of clofibric acid in UV/chlorine disinfection process: Kinetics, reactive sprcies contribution and pathways [J]. Royal Society Open Science, 2018,5(2): 171372.

    [37] Wang W L, Wu Q Y, Huang N, et al. Synergistic effect between UV and chlorine (UV/chlorine) on the degradation of carbamazepine: influence factors and radical species [J]. Water Research, 2016,98: 190-198.

    [38] Wu Z, Fang J, Xiang Y, et al. Roles of reactive chlorine species in trimethoprim degradation in the UV/chlorine process: kinetics and transformation pathways [J]. Water Research, 2016,104:272-282.

    [39] Tan C Q, Gao N, Deng Y, et al. Degradation of antipyrine by UV, UV/H2O2and UV/PS [J]. Hazard Mater, 2013,260:1008-1016.

    [40] Luo C W, Ma J, Jiang J, et al. Simulation and comparative study on the oxidation Kinetics of atrazine by UV/H2O2. UV/HSO5-and UV/S2O82-[J]. Chemical Engineering Journal, 2015,80:99-108.

    [41] Fan Y, Ji Y F, Kong D Y, et al. Kinetic and mechanistic investigations of the degradation of sulfamethazine in heat-activated persulfate oxidation process [J]. Hazard Mater, 2015,300:39-47.

    [42] Liu Y Q, He X Q, Fu Y S, et al. Kinetics and mechanism investigation on the destruction of oxyteracycline by UV-254nm activation of persulfate [J]. Hazard Mater, 2016,305:229-239.

    [43] Canonica S, Kohn T, Nac M, et al. Photosensitizer method to determine rate constants for the reaction of carbonate radical with organic compounds [J]. Environment Science & Technology, 2005, 39(23):9182-9188.

    [44] Brezonik P L, Fulkerson B J. Nitrate-induced photolysis in natural waters: controls on concentrations of hydroxyl radical photo- intermediates by natural scavenging agents [J]. Environment Science & Technology,1998,32(19):3004-3010.

    [45] Fang J, Fu Y, Shang C. The roles of reactive species in micropollutant degradation in the UV/free chlorine system [J]. Environment Science & Technology, 2014,48(3):1859-1868.

    [46] Hasegawa K, Neta P. Rate constants and mechanisms of reaction of Cl2-radicals [J]. The Journal of Physical Chemistry, 1978,82(8): 854-857.

    [47] Yang L, Yu L E, Ray M B. Photocatalytic oxidation of paracetamol: dominant reactants, intermediates, and reaction mechanisms[J]. Environment Science & Technology, 2009,43(2):460-465.

    [48] Bedner M, MacCrehan W A. Transformation of acetaminophen by chlorination produces the toxicants 1,4-benzoquinone and N-acetyl- p-benzoquinone imine [J]. Environmental Science & Technology. Environmental Science & Technology, 2006,40(2):516-522.

    [49] Vogna D, Marottaa R, Napolitano A, et al. Advanced Oxidation Chemistry of Paracetamol. UV/H2O2-Induced Hydroxylation/ Degradation Pathways and N-Aided Inventory of Nitrogenous Breakdown Products [J]. Organic Chemistry, 2002,67:6143-6151.

    Degradation of acetaminophen in aqueous by UV-LED/NaClO process.

    LI Bo-qiang1,2, MA Xiao-yan1, LI Qing-song2*, LIAO Wen-chao3, CHEN Yan-jie2,4, CHEN Guo-yuan2, LI Guo-xin2

    (1.College of Civil Engineering and Architecture, Zhejiang University of Technology, Hangzhou 310014, China;2.Water Resource and Environment Institute, Xiamen University of Technology, Xiamen 361005, China;3.College of Health Science and Environmental Engineering, Shenzhen Technology University, Shenzhen 518118, China;4.School of Environmental Science and Engineering, Qingdao University, Qingdao 266022, China)., 2019,39(11):4681~4688

    The degradation of acetaminophen (AAP) in aqueous solution by NaClO, UV-LED and UV-LED/NaClO was investigated, the influences of several factors such as NaClO dosage, pH values and humic acid (HA) on AAP degradation by UV-LED/NaClO process were discussed. Contributions of hydroxyl radical (OH·), UV-LED irradiation, NaClO and free chlorine radical RCS(Cl, Cl2·-, ClO·) AAP degradation also studied. Variation of acute toxicity of reacted solution was evaluated. The results indicated that AAP was removed effectively during UV-LED/NaClO process. After reaction of 90min, UV-LED irradiation, NaClO and UV-LED/NaClO processes for AAP removal were found to be 4.42%, 93.61% and 100%, respectively. The AAP degradation well fitted with the pseudo-first-order kinetics model (2=0.9967). The removal of AAP increased with the increasing of NaClO dosage, neutral condition was conducive to AAP degradation. AAP removal was inhibited in the presence of HA. HCO3-and NO3-could slightly promote the removal of AAP. When the dosage of NaClO was 1mg/L, the relative contribution rates of OH·, UV-LED, NaClO and RCS radicals in the degradation of AAP were 0.82%, 0.66%, 33.78% and 64.74%, respectively. The UV-LED/NaClO process can decrease the acute toxicity of the solution effectively.

    acetaminophen;UV-LED/NaClO;kinetics;contribution;acute toxicity

    X703

    A

    1000-6923(2019)11-4681-08

    李博強(1994-),男,安徽安慶人,浙江工業(yè)大學碩士研究生,主要從事水處理理論與技術方面研究.

    2019-04-15

    國家自然科學基金資助項目(51878582,51678527,51378446);福建省科技計劃引導性資助項目(2017Y0079);福建省自然科學基金項目(2017J01491);福建省高校新世紀優(yōu)秀人才支持計劃項目(JA14227)

    * 責任作者, 研究員, leetsingsong@sina.com

    猜你喜歡
    投加量常數毒性
    磁混凝沉淀工藝處理煤礦礦井水實驗研究
    關于Landau常數和Euler-Mascheroni常數的漸近展開式以及Stirling級數的系數
    反滲透淡化水調質穩(wěn)定性及健康性實驗研究
    動物之最——毒性誰最強
    幾個常數項級數的和
    萬有引力常數的測量
    RGD肽段連接的近紅外量子點對小鼠的毒性作用
    NaOH投加量對剩余污泥水解的影響
    PM2.5中煤煙聚集物最具毒性
    混凝實驗條件下混凝劑最佳投加量的研究
    欧美日韩av久久| 国产熟女午夜一区二区三区| 中文字幕色久视频| 精品视频人人做人人爽| 国产熟女午夜一区二区三区| 国产又爽黄色视频| 成人18禁高潮啪啪吃奶动态图| 99国产精品一区二区蜜桃av | 久久av网站| 黄网站色视频无遮挡免费观看| 最新美女视频免费是黄的| 一进一出抽搐动态| 午夜福利免费观看在线| 一本大道久久a久久精品| 一夜夜www| 亚洲五月色婷婷综合| 国产区一区二久久| 欧美黑人欧美精品刺激| 王馨瑶露胸无遮挡在线观看| av福利片在线| 在线永久观看黄色视频| 美女福利国产在线| a级片在线免费高清观看视频| 亚洲色图av天堂| 国产成人免费观看mmmm| 国产精品久久久人人做人人爽| 久久久久久久久免费视频了| 中文字幕人妻丝袜制服| 久久久精品区二区三区| 高清在线国产一区| 成年人免费黄色播放视频| 搡老乐熟女国产| 交换朋友夫妻互换小说| 国产精品免费视频内射| 久久久久精品国产欧美久久久| 黄频高清免费视频| 亚洲第一av免费看| 成年人午夜在线观看视频| 亚洲人成电影免费在线| 国产免费现黄频在线看| 国产成人欧美| 国产精品电影一区二区三区 | 免费不卡黄色视频| 国产色视频综合| 欧美av亚洲av综合av国产av| av网站在线播放免费| 他把我摸到了高潮在线观看 | 亚洲精品乱久久久久久| 91精品三级在线观看| 热re99久久精品国产66热6| 中文字幕另类日韩欧美亚洲嫩草| 国产高清视频在线播放一区| 国产aⅴ精品一区二区三区波| 欧美在线一区亚洲| 亚洲国产成人一精品久久久| 老司机福利观看| 99国产综合亚洲精品| 另类精品久久| 亚洲精品av麻豆狂野| 国产极品粉嫩免费观看在线| 两个人免费观看高清视频| 美国免费a级毛片| 日本wwww免费看| 精品少妇黑人巨大在线播放| 老汉色∧v一级毛片| 亚洲成人手机| 国产97色在线日韩免费| 一个人免费在线观看的高清视频| 三上悠亚av全集在线观看| 久久人妻av系列| 久久天躁狠狠躁夜夜2o2o| 亚洲精品在线观看二区| 黑人操中国人逼视频| 日韩有码中文字幕| 少妇裸体淫交视频免费看高清 | 国产一区二区在线观看av| 色94色欧美一区二区| 亚洲欧美色中文字幕在线| 亚洲专区字幕在线| 午夜激情久久久久久久| 国产成人精品无人区| 99re在线观看精品视频| 亚洲全国av大片| 国产亚洲一区二区精品| 麻豆成人av在线观看| 国产精品熟女久久久久浪| www日本在线高清视频| 天天躁日日躁夜夜躁夜夜| 丝袜美足系列| 国产成人av激情在线播放| 欧美精品av麻豆av| 亚洲成a人片在线一区二区| 国产麻豆69| 在线观看免费日韩欧美大片| 久久99一区二区三区| 国产有黄有色有爽视频| 日本黄色日本黄色录像| 国产免费av片在线观看野外av| videos熟女内射| 侵犯人妻中文字幕一二三四区| 757午夜福利合集在线观看| 欧美日韩国产mv在线观看视频| 精品第一国产精品| 亚洲avbb在线观看| 国产97色在线日韩免费| 国产成人免费观看mmmm| 国产国语露脸激情在线看| 中文欧美无线码| 中国美女看黄片| 久久精品国产亚洲av高清一级| 中文字幕人妻丝袜一区二区| 午夜福利欧美成人| 自线自在国产av| 丝袜在线中文字幕| 女同久久另类99精品国产91| 黑人操中国人逼视频| 大片免费播放器 马上看| 我要看黄色一级片免费的| 不卡一级毛片| 韩国精品一区二区三区| 欧美大码av| 两个人看的免费小视频| 免费一级毛片在线播放高清视频 | 成人特级黄色片久久久久久久 | 精品免费久久久久久久清纯 | 久久这里只有精品19| 免费av中文字幕在线| 男男h啪啪无遮挡| 久热爱精品视频在线9| 伊人久久大香线蕉亚洲五| h视频一区二区三区| 国产欧美日韩精品亚洲av| 男女下面插进去视频免费观看| 狂野欧美激情性xxxx| 黑人操中国人逼视频| 久久久久久免费高清国产稀缺| 久久亚洲精品不卡| 欧美精品一区二区免费开放| 91精品国产国语对白视频| 亚洲 国产 在线| 欧美激情高清一区二区三区| 久久国产精品人妻蜜桃| 丁香六月天网| 一区二区三区精品91| 国产99久久九九免费精品| 99久久人妻综合| 天堂中文最新版在线下载| www.熟女人妻精品国产| 韩国精品一区二区三区| 久久99一区二区三区| av天堂久久9| 大型黄色视频在线免费观看| 久久免费观看电影| 亚洲av片天天在线观看| 亚洲精品一二三| 免费在线观看黄色视频的| 香蕉久久夜色| 国产xxxxx性猛交| 色精品久久人妻99蜜桃| 精品高清国产在线一区| 亚洲精品一二三| 99久久国产精品久久久| 老司机在亚洲福利影院| 国产在线免费精品| 欧美另类亚洲清纯唯美| 纯流量卡能插随身wifi吗| 香蕉丝袜av| 免费av中文字幕在线| 老熟妇仑乱视频hdxx| 免费观看人在逋| 亚洲欧洲精品一区二区精品久久久| 纯流量卡能插随身wifi吗| 亚洲欧美一区二区三区黑人| 亚洲精品久久午夜乱码| 亚洲国产毛片av蜜桃av| 国产精品偷伦视频观看了| 日日爽夜夜爽网站| 久久久精品免费免费高清| 别揉我奶头~嗯~啊~动态视频| 大片免费播放器 马上看| 日韩视频在线欧美| 国产欧美日韩综合在线一区二区| 天天躁日日躁夜夜躁夜夜| 在线观看免费视频网站a站| 黄片大片在线免费观看| 不卡av一区二区三区| 人妻一区二区av| 日本wwww免费看| 国产精品熟女久久久久浪| av视频免费观看在线观看| 日韩有码中文字幕| 精品福利观看| 欧美日韩中文字幕国产精品一区二区三区 | 国产精品久久久久久人妻精品电影 | 婷婷成人精品国产| 满18在线观看网站| 日日爽夜夜爽网站| 热99久久久久精品小说推荐| 视频区图区小说| 不卡av一区二区三区| 欧美黑人精品巨大| 欧美日本中文国产一区发布| 啦啦啦视频在线资源免费观看| 在线观看免费高清a一片| 久久精品国产综合久久久| 国产无遮挡羞羞视频在线观看| 日韩欧美国产一区二区入口| 一区二区日韩欧美中文字幕| 国产免费av片在线观看野外av| 99国产精品免费福利视频| 国产精品久久久久久人妻精品电影 | 久久久久久亚洲精品国产蜜桃av| 人人妻人人添人人爽欧美一区卜| 久久国产精品影院| 久久久国产欧美日韩av| 国产精品一区二区在线观看99| 欧美乱妇无乱码| av天堂久久9| 精品少妇一区二区三区视频日本电影| 成人亚洲精品一区在线观看| 黄色怎么调成土黄色| 国产野战对白在线观看| av福利片在线| 亚洲中文字幕日韩| 免费女性裸体啪啪无遮挡网站| 91老司机精品| 国产高清激情床上av| 一进一出抽搐动态| 成人特级黄色片久久久久久久 | 91精品国产国语对白视频| 国产主播在线观看一区二区| 亚洲成国产人片在线观看| 一区二区三区激情视频| 最近最新免费中文字幕在线| 免费在线观看视频国产中文字幕亚洲| 欧美日韩中文字幕国产精品一区二区三区 | 高清欧美精品videossex| 免费在线观看完整版高清| 狂野欧美激情性xxxx| 亚洲国产欧美日韩在线播放| 黄片大片在线免费观看| av免费在线观看网站| 性高湖久久久久久久久免费观看| 最新美女视频免费是黄的| 亚洲欧美色中文字幕在线| 中亚洲国语对白在线视频| 免费一级毛片在线播放高清视频 | 午夜免费鲁丝| 久久亚洲精品不卡| 亚洲国产欧美在线一区| 极品少妇高潮喷水抽搐| 一区在线观看完整版| 夜夜骑夜夜射夜夜干| 波多野结衣av一区二区av| 精品一区二区三区视频在线观看免费 | 少妇的丰满在线观看| 丝袜美足系列| 日韩欧美国产一区二区入口| 一夜夜www| 黑人猛操日本美女一级片| 不卡av一区二区三区| 色在线成人网| 肉色欧美久久久久久久蜜桃| 首页视频小说图片口味搜索| 我要看黄色一级片免费的| 久久狼人影院| 满18在线观看网站| 法律面前人人平等表现在哪些方面| 午夜91福利影院| av线在线观看网站| 亚洲九九香蕉| 老司机午夜福利在线观看视频 | 亚洲精品久久成人aⅴ小说| 最新的欧美精品一区二区| 国产日韩一区二区三区精品不卡| 天天躁夜夜躁狠狠躁躁| 久久中文字幕一级| 精品卡一卡二卡四卡免费| 亚洲第一青青草原| 久久ye,这里只有精品| 国产精品久久久av美女十八| 黄片大片在线免费观看| 在线观看舔阴道视频| 欧美av亚洲av综合av国产av| 国产午夜精品久久久久久| 一区在线观看完整版| 在线观看免费高清a一片| 免费看a级黄色片| 天天添夜夜摸| 日韩一卡2卡3卡4卡2021年| 搡老熟女国产l中国老女人| 丁香六月天网| 亚洲av第一区精品v没综合| 精品一区二区三区四区五区乱码| 精品国产国语对白av| 丁香六月天网| 亚洲av第一区精品v没综合| 色尼玛亚洲综合影院| 蜜桃国产av成人99| 精品久久久久久久毛片微露脸| 欧美成人免费av一区二区三区 | 久久热在线av| 亚洲专区国产一区二区| 亚洲精品一二三| 青草久久国产| 亚洲色图综合在线观看| 亚洲伊人色综图| 亚洲黑人精品在线| 欧美激情久久久久久爽电影 | 又紧又爽又黄一区二区| 久久天躁狠狠躁夜夜2o2o| www日本在线高清视频| 99精国产麻豆久久婷婷| 国产精品一区二区在线不卡| 天天躁夜夜躁狠狠躁躁| 51午夜福利影视在线观看| 国产精品美女特级片免费视频播放器 | 日本一区二区免费在线视频| 久久久久久人人人人人| 欧美日韩福利视频一区二区| 欧美激情久久久久久爽电影 | 国产欧美日韩精品亚洲av| 亚洲天堂av无毛| 高潮久久久久久久久久久不卡| 九色亚洲精品在线播放| 亚洲成人国产一区在线观看| 久久这里只有精品19| 99九九在线精品视频| 精品人妻在线不人妻| 欧美日韩视频精品一区| 欧美大码av| 丝袜在线中文字幕| 国产成人精品在线电影| 午夜久久久在线观看| 丝袜在线中文字幕| 狠狠婷婷综合久久久久久88av| av一本久久久久| 妹子高潮喷水视频| 国产男女超爽视频在线观看| 欧美中文综合在线视频| 另类精品久久| 国产成人精品在线电影| 亚洲精品国产一区二区精华液| 国产精品久久久久久精品古装| 老司机影院毛片| 最新美女视频免费是黄的| 亚洲国产看品久久| 久9热在线精品视频| 在线十欧美十亚洲十日本专区| 俄罗斯特黄特色一大片| 欧美人与性动交α欧美软件| 在线看a的网站| 99国产精品一区二区三区| 中文字幕另类日韩欧美亚洲嫩草| 欧美性长视频在线观看| 中文字幕人妻丝袜制服| 成人永久免费在线观看视频 | 女性被躁到高潮视频| 国产一区二区三区在线臀色熟女 | 成人18禁高潮啪啪吃奶动态图| 一进一出好大好爽视频| 亚洲情色 制服丝袜| 欧美黑人精品巨大| 成人影院久久| 高清视频免费观看一区二区| av国产精品久久久久影院| 亚洲精品美女久久av网站| 2018国产大陆天天弄谢| 纯流量卡能插随身wifi吗| 精品国产一区二区三区久久久樱花| 久久久久视频综合| 精品国产亚洲在线| 亚洲人成77777在线视频| 国产精品 欧美亚洲| 悠悠久久av| 久久久久久久久久久久大奶| 天天躁日日躁夜夜躁夜夜| 国产精品自产拍在线观看55亚洲 | 欧美av亚洲av综合av国产av| 一级片'在线观看视频| 精品视频人人做人人爽| 免费观看av网站的网址| 亚洲一区中文字幕在线| 中国美女看黄片| 一边摸一边做爽爽视频免费| 两性夫妻黄色片| 中文亚洲av片在线观看爽 | 淫妇啪啪啪对白视频| 91精品三级在线观看| 淫妇啪啪啪对白视频| 久久久久精品人妻al黑| 色综合婷婷激情| 国产一区二区三区在线臀色熟女 | 黄色毛片三级朝国网站| 国产精品自产拍在线观看55亚洲 | 欧美精品高潮呻吟av久久| 国产成人欧美在线观看 | 狠狠狠狠99中文字幕| 亚洲va日本ⅴa欧美va伊人久久| 亚洲精品中文字幕一二三四区 | 久久精品亚洲av国产电影网| 久久久久久人人人人人| 亚洲成a人片在线一区二区| 免费黄频网站在线观看国产| 国产亚洲欧美精品永久| 1024香蕉在线观看| 一级毛片女人18水好多| 日韩视频一区二区在线观看| 色婷婷久久久亚洲欧美| 纵有疾风起免费观看全集完整版| 色播在线永久视频| 久久毛片免费看一区二区三区| 黄色片一级片一级黄色片| 亚洲va日本ⅴa欧美va伊人久久| 国产在线免费精品| av一本久久久久| 丁香欧美五月| 国产精品美女特级片免费视频播放器 | av免费在线观看网站| 一个人免费在线观看的高清视频| 黄色丝袜av网址大全| 一个人免费看片子| 精品国产乱码久久久久久小说| 亚洲午夜精品一区,二区,三区| 久久国产精品大桥未久av| 看免费av毛片| 男女床上黄色一级片免费看| 日日爽夜夜爽网站| 中文字幕另类日韩欧美亚洲嫩草| 午夜激情av网站| 一区二区三区精品91| 丝袜在线中文字幕| 亚洲伊人久久精品综合| 啦啦啦免费观看视频1| 亚洲精品国产一区二区精华液| 热99久久久久精品小说推荐| 50天的宝宝边吃奶边哭怎么回事| 久久久水蜜桃国产精品网| 亚洲中文日韩欧美视频| 51午夜福利影视在线观看| 国产精品一区二区精品视频观看| 国产成人影院久久av| 亚洲精品在线美女| 菩萨蛮人人尽说江南好唐韦庄| 女人被躁到高潮嗷嗷叫费观| 丝袜美腿诱惑在线| 日日夜夜操网爽| 久久中文看片网| 亚洲国产中文字幕在线视频| 亚洲美女黄片视频| 中文字幕人妻熟女乱码| 久久久精品区二区三区| 中国美女看黄片| 曰老女人黄片| 91av网站免费观看| 亚洲中文日韩欧美视频| 高清视频免费观看一区二区| 法律面前人人平等表现在哪些方面| 亚洲国产毛片av蜜桃av| 日本vs欧美在线观看视频| 午夜视频精品福利| 男人操女人黄网站| 亚洲三区欧美一区| 久久久久久久久久久久大奶| 99久久99久久久精品蜜桃| 蜜桃在线观看..| 成人三级做爰电影| av线在线观看网站| 在线观看免费午夜福利视频| 12—13女人毛片做爰片一| 久久香蕉激情| 久久久久久久国产电影| 国产精品美女特级片免费视频播放器 | 成人18禁高潮啪啪吃奶动态图| 人妻 亚洲 视频| 精品久久蜜臀av无| 午夜福利视频在线观看免费| 日本vs欧美在线观看视频| 无遮挡黄片免费观看| 在线av久久热| 午夜福利欧美成人| 国产亚洲欧美精品永久| 精品一品国产午夜福利视频| 午夜久久久在线观看| 亚洲精品久久成人aⅴ小说| 国产97色在线日韩免费| 久久久久久久大尺度免费视频| 嫁个100分男人电影在线观看| 欧美国产精品va在线观看不卡| 日本黄色日本黄色录像| 欧美国产精品一级二级三级| 97在线人人人人妻| 国产成人影院久久av| 97人妻天天添夜夜摸| 久久人妻熟女aⅴ| 99九九在线精品视频| 亚洲中文av在线| 日本av手机在线免费观看| 国产av一区二区精品久久| √禁漫天堂资源中文www| 久久狼人影院| 无人区码免费观看不卡 | 99精品欧美一区二区三区四区| 黄色毛片三级朝国网站| 久久久久久久精品吃奶| 久久久久久人人人人人| 老司机午夜福利在线观看视频 | 国产亚洲午夜精品一区二区久久| 国产欧美亚洲国产| 757午夜福利合集在线观看| 久久午夜亚洲精品久久| 国产成人系列免费观看| 色视频在线一区二区三区| 久久人妻福利社区极品人妻图片| 亚洲中文字幕日韩| 国产97色在线日韩免费| 免费在线观看完整版高清| 丝袜美足系列| 一边摸一边抽搐一进一小说 | 黄色视频,在线免费观看| 侵犯人妻中文字幕一二三四区| 国产成人av教育| 久热这里只有精品99| 少妇猛男粗大的猛烈进出视频| 国产福利在线免费观看视频| 丝袜在线中文字幕| 一级片'在线观看视频| 99在线人妻在线中文字幕 | 午夜福利乱码中文字幕| 真人做人爱边吃奶动态| 久久亚洲真实| 午夜精品国产一区二区电影| 国产成人啪精品午夜网站| 国产精品九九99| 亚洲色图av天堂| 人人妻人人澡人人看| 在线观看免费视频网站a站| 黄色毛片三级朝国网站| 日韩人妻精品一区2区三区| 成人国产一区最新在线观看| www.熟女人妻精品国产| 国产精品自产拍在线观看55亚洲 | 男女床上黄色一级片免费看| 久久精品亚洲熟妇少妇任你| 欧美日韩视频精品一区| 日韩视频在线欧美| 日日摸夜夜添夜夜添小说| 亚洲国产欧美一区二区综合| 好男人电影高清在线观看| 色尼玛亚洲综合影院| 亚洲av电影在线进入| 一级a爱视频在线免费观看| 国产一区二区在线观看av| 国产欧美日韩一区二区三| 欧美乱码精品一区二区三区| 欧美亚洲 丝袜 人妻 在线| 国产男靠女视频免费网站| 久久热在线av| 狠狠狠狠99中文字幕| 不卡一级毛片| 国产一区二区在线观看av| 亚洲第一av免费看| 国产精品 欧美亚洲| 精品乱码久久久久久99久播| 最新美女视频免费是黄的| 中文字幕人妻丝袜一区二区| 日日夜夜操网爽| 精品国产一区二区三区久久久樱花| 中文字幕精品免费在线观看视频| cao死你这个sao货| 国产视频一区二区在线看| 一区在线观看完整版| 韩国精品一区二区三区| 伦理电影免费视频| 黄色视频,在线免费观看| 妹子高潮喷水视频| 久久久国产一区二区| 成人亚洲精品一区在线观看| 亚洲欧美激情在线| 久久久国产成人免费| 97在线人人人人妻| 欧美成人免费av一区二区三区 | 每晚都被弄得嗷嗷叫到高潮| 亚洲国产av影院在线观看| 国产成人系列免费观看| 法律面前人人平等表现在哪些方面| 亚洲男人天堂网一区| 啦啦啦视频在线资源免费观看| 国内毛片毛片毛片毛片毛片| 欧美精品啪啪一区二区三区| 免费在线观看黄色视频的| 久久久欧美国产精品| 夜夜骑夜夜射夜夜干| 最黄视频免费看| 久久毛片免费看一区二区三区| 国产亚洲精品一区二区www | 国产99久久九九免费精品| 色精品久久人妻99蜜桃| 日韩成人在线观看一区二区三区| 啦啦啦在线免费观看视频4| 国产黄色免费在线视频| 亚洲第一av免费看| 亚洲成人手机| 香蕉国产在线看| 久热这里只有精品99| 日韩免费高清中文字幕av| 成人黄色视频免费在线看| 考比视频在线观看| 高清欧美精品videossex| 国产欧美日韩综合在线一区二区| 另类亚洲欧美激情| 高清欧美精品videossex| 日本一区二区免费在线视频| 免费在线观看完整版高清| 欧美日韩av久久|