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AQS對Shewanella oneidensis MR-1 還原含Cd聚合硫酸鐵絮體的影響

    釋出時間✘₪:2017年7月6日        【

摘要:考察了一種典型的溶解性腐殖質蒽醌-2-磺酸鈉(disodium anthraquinone-2-sulfonate•╃☁▩₪,AQS)存在時•╃☁▩₪,典型異化鐵還原菌Shewanella oneidensis MR-1在厭氧條件下還原含鎘聚鐵絮體的過程▩✘╃₪│。結果表明:AQS的存在促進了含Cd絮體中Fe(III)的還原•╃☁▩₪,也促進了Cd2+的釋放▩✘╃₪│。相比無AQS體系•╃☁▩₪,存在AQS的體系中•╃☁▩₪,Fe2+和Cd2+達到較高濃度的時間均有所縮短•╃☁▩₪,較高濃度也更高;且低濃度AQS的促進效果明顯高於高濃度AQS;AQS的存在沒有改變二次礦物的種類•╃☁▩₪,仍是針鐵礦和磁鐵礦•╃☁▩₪,但降低了礦物的結晶度•╃☁▩₪,且AQS濃度越高•╃☁▩₪,改變越明顯▩✘╃₪│。存在AQS的體系中•╃☁▩₪,菌體結合的Cd2+更多•╃☁▩₪,且鎘的直接釋放和間接釋放風險均增大•╃☁▩₪,低濃度AQS體系中鎘的直接釋放風險更大▩✘╃₪│。

0引言

鎘是水體•☁₪₪、土壤汙染中較受關注的重金屬元素之一▩✘╃₪│。然而突發性水體鎘汙染事件時有發生•╃☁▩₪,絮凝是河流鎘汙染突發事件應急處理的常用手段•╃☁▩₪,如北江鎘汙染事件中採用的藥劑為3000t聚合硫酸鐵(polyferricsulphate•╃☁▩₪,PFS)▩✘╃₪│。PFS是一種無機合成高分子物質•╃☁▩₪,在水體中會形成絮體•╃☁▩₪,對重金屬有很好的吸附效能▩✘╃₪│。由於絮體的吸附作用•╃☁▩₪,鎘從河水中被帶離並沉降到底泥中•╃☁▩₪,從而降低水中鎘的濃度▩✘╃₪│。但大量鎘進入河底沉積物中•╃☁▩₪,其對生態環境的潛在影響亦值得關注▩✘╃₪│。

在底泥等自然厭氧環境中•╃☁▩₪,均廣泛分佈著異化鐵還原菌(dissimilatoryiron-reducingbacteria•╃☁▩₪,DIRB)•╃☁▩₪,已有大量研究表明:在淹水等天然厭氧環境中•╃☁▩₪,異化鐵還原菌可以還原解構三價鐵礦物•╃☁▩₪,從而導致其結合的重金屬釋放▩✘╃₪│。而KneeboneP等研究使用FeCl3對水庫中的As進行原位混凝處理後•╃☁▩₪,發現沉入水底的絮體並不穩定•╃☁▩₪,在沉積物中微生物的作用下•╃☁▩₪,As會釋放至上層水體中▩✘╃₪│。

PFS是由人工合成的三價鐵高分子物質▩✘╃₪│。但Li等發現PFS以及負載Cd的PFS(簡稱Cd-PFS)也會被DIRB還原•╃☁▩₪,所以鎘汙染事故應急處理中•╃☁▩₪,沉入底泥的鎘可能會被釋放和二次分配▩✘╃₪│。

此外•╃☁▩₪,實際水體沉積物中還存在許多物質•╃☁▩₪,能影響微生物異化含Cd絮體中的Fe(III)還原•╃☁▩₪,如有機物腐殖質等•╃☁▩₪,其分子中含有大量的羧酸•☁₪₪、酚羥基•☁₪₪、醇羥基•☁₪₪、醌基等官能團•╃☁▩₪,能夠影響水體中重金屬的毒性及其遷移轉化▩✘╃₪│。在微生物異化鐵還原過程中•╃☁▩₪,腐殖質可作為電子穿梭體•╃☁▩₪,將微生物呼吸產生的電子轉移給Fe(III)氧化物或含Fe(III)的礦物▩✘╃₪│。

本文以ShewanellaoneidensisMR-1和含Cd絮體為研究物件•╃☁▩₪,選取一種典型的溶解性腐殖質蒽醌-2-磺酸鈉(disodiumanthraquinone-2-sulfonate•╃☁▩₪,AQS)•╃☁▩₪,研究不同濃度的AQS對MR-1還原溶解含Cd絮體中Fe(III)和Cd釋放及其形態分佈的影響•╃☁▩₪,並採用XRD•☁₪₪、XPS等表徵手段進一步探討了AQS存在的條件下•╃☁▩₪,S.oneidensisMR-1異化鐵還原過程的反應機理▩✘╃₪│。

1實驗部分

1.1菌種的培養與富集

S.oneidensisMR-1的活化•☁₪₪、傳代和富集培養過程使用牛肉膏蛋白腖培養基•╃☁▩₪,在好氧條件下進行•╃☁▩₪,室溫條件下活化二次▩✘╃₪│。將S.oneidensisMR-1接種至已滅菌的LB液體培養基中•╃☁▩₪,並置於搖床中(30℃•╃☁▩₪,150r/min)好氧培養18h至對數期;重複上述步驟•╃☁▩₪,進行二次活化▩✘╃₪│。隨後•╃☁▩₪,離心收集菌體沉澱(4500r/min•╃☁▩₪,20min•╃☁▩₪,4℃)•╃☁▩₪,用已滅菌的DM培養基清洗2次•╃☁▩₪,隨後離心將菌體懸浮於DM培養基中•╃☁▩₪,配成1g/L的菌懸液[10]▩✘╃₪│。其中•╃☁▩₪,LB培養基成分為5g/L牛肉膏•╃☁▩₪,10g/L蛋白腖•╃☁▩₪,5g/LNaCl•╃☁▩₪,固體培養基按1.5%~2%的比例加入瓊脂粉▩✘╃₪│。DM培養基[11]的成分為0.1g/LKCl•╃☁▩₪,0.1g/LCaCl2·2H2O•╃☁▩₪,1.5g/LNH4Cl•╃☁▩₪,7.02g/LNaClO4•╃☁▩₪,6.05g/L哌嗪-1•╃☁▩₪,4-二乙磺酸(1•╃☁▩₪,4-piperazinediethanesulfonicacid•╃☁▩₪,PIPES)•╃☁▩₪,再加入一定量的乳酸鈉作為電子供體•╃☁▩₪,使用1mol/LNaOH將培養基pH值調至7.26左右▩✘╃₪│。

1.2含Cd絮體的製備

準確稱取一定量的聚合硫酸鐵(PFS)至乾淨燒杯中•╃☁▩₪,攪拌溶解後轉移至容量瓶中定容•╃☁▩₪,配成一定濃度PFS溶液▩✘╃₪│。然後取20mLPFS溶液加入至500mL的Cd(NO3)2溶液中•╃☁▩₪,用磁力攪拌器快速攪拌混凝•╃☁▩₪,同時向溶液中緩慢滴加5mol/LNaOH溶液•╃☁▩₪,將pH調至7.0左右;等有絮體生成時•╃☁▩₪,將轉速調低至300r/min•╃☁▩₪,以防止絮體結構遭到破壞▩✘╃₪│。攪拌結束後•╃☁▩₪,將絮體靜置•╃☁▩₪,直至絮體沉降至200mL左右•╃☁▩₪,倒掉上清液•╃☁▩₪,儲存絮體備用▩✘╃₪│。

1.3實驗設計

實驗在操作箱中採用振盪批處理進行▩✘╃₪│。準確量取2mL含Cd絮體和20mL細菌懸液分裝至100mL血清瓶中•╃☁▩₪,再新增不同濃度AQS•╃☁▩₪,血清瓶中AQS終濃度分別為0.1mmol/L和1mmol/L;對照組則新增同體積的無菌蒸餾水▩✘╃₪│。同時向血清瓶中不斷充入N2•╃☁▩₪,以去除血清瓶頂部的氧氣•╃☁▩₪,然後快速將血清瓶用含有丁基矽膠的鋁蓋密封•╃☁▩₪,較後放置於搖床中(30℃•╃☁▩₪,150r/min)▩✘╃₪│。分別於0•╃☁▩₪,6•╃☁▩₪,24•╃☁▩₪,32•╃☁▩₪,48•╃☁▩₪,72•╃☁▩₪,120•╃☁▩₪,192•╃☁▩₪,312h取樣•╃☁▩₪,每個時間點設定3個平行樣▩✘╃₪│。

1.4分析方法

Fe2+:從血清瓶中取出部分溶液•╃☁▩₪,經0.22μm濾膜過濾後•╃☁▩₪,採用鄰菲羅啉分光光度法測定▩✘╃₪│。Cd2+:從血清瓶中取出部分溶液•╃☁▩₪,經0.22μm濾膜過濾後•╃☁▩₪,再用2%硝酸酸化儲存▩✘╃₪│。採用原子吸收分光光度計檢測▩✘╃₪│。

固相表徵:將血清瓶中樣品溶液離心•╃☁▩₪,離心後的固體沉澱用磷酸鹽緩衝溶液清洗1次•╃☁▩₪,以去除殘留的培養基•╃☁▩₪,然後將離心後的沉澱真空冷凍乾燥•╃☁▩₪,分別進行X-射線衍射(XRD)和X-射線光電子能譜分析(XPS)測試▩✘╃₪│。

Cd形態的提取:在特定時間點將血清瓶中的樣品溶液離心•╃☁▩₪,儲存上清液測溶液中Cd2+•╃☁▩₪,為F1態;再將離心得到的固體沉澱進行真空冷凍乾燥得到固體粉末•╃☁▩₪,採用連續提取法對體系固相中的Cd化學形態進行提取▩✘╃₪│。具體提取步驟如下:

1)F2:可交換態•╃☁▩₪,加20mL0.1mol/LMgCl2溶液(pH=7)至裝有固體沉澱的離心管中•╃☁▩₪,振盪提取1h•╃☁▩₪,離心過濾上清液•╃☁▩₪,用2%硝酸儲存;再用蒸餾水清洗1次•╃☁▩₪,離心得到的沉澱用於下一步提取▩✘╃₪│。

2)F3:鐵氧化物表面結合態•╃☁▩₪,加20mL0.1mol/LHCl振盪提取0.5h•╃☁▩₪,離心過濾上清液•╃☁▩₪,用2%硝酸儲存;蒸餾水清洗1次•╃☁▩₪,離心得到的沉澱用於下一步提取▩✘╃₪│。

3)F4:無定形鐵氧化物結合態•╃☁▩₪,加20mL0.2mol/L草酸銨避光振盪提取4h•╃☁▩₪,離心過濾上清液•╃☁▩₪,用2%的硝酸儲存;蒸餾水清洗1次•╃☁▩₪,離心得到的沉澱用於下一步提取▩✘╃₪│。

4)F5:殘渣態•╃☁▩₪,加10mLHNO3-HF-HClO4混合酸微波消解30min•╃☁▩₪,再將消解罐轉移至電熱板上(180℃)趕酸至近幹•╃☁▩₪,定容後過濾上清液•╃☁▩₪,用2%硝酸儲存▩✘╃₪│。

為確保提取過程的準確度和精確性•╃☁▩₪,將測得的溶液中Cd2+含量和固相中各形態的Cd含量進行加和•╃☁▩₪,與血清瓶中消解得到的初始Cd總量進行比較▩✘╃₪│。在0.1•╃☁▩₪,1mmol/LAQS體系中•╃☁▩₪,Cd回收率分別為90.07%~109.58%和88.01%~108.32%•╃☁▩₪,證明該提取結果有效▩✘╃₪│。

2結果與討論

2.1不同濃度的AQS對絮體中微生物Fe(III)還原及Cd釋放的影響

圖1是溶液中Fe2+濃度隨時間的變化曲線▩✘╃₪│。可知:3組實驗溶液中Fe2+濃度都是先增大後減小較後基本不變▩✘╃₪│。在無AQS體系中•╃☁▩₪,Fe2+濃度在48h達到較大•╃☁▩₪,為80.52mg/L;而在0.1•╃☁▩₪,1mmol/LAQS體系中•╃☁▩₪,Fe2+濃度分別在24•╃☁▩₪,32h達到較大•╃☁▩₪,依次為145.83•╃☁▩₪,104.27mg/L•╃☁▩₪,分別是無AQS組的1.81•╃☁▩₪,1.29倍;反應至192h•╃☁▩₪,Fe2+濃度基本保持不變•╃☁▩₪,此時還原過程基本結束▩✘╃₪│。同時•╃☁▩₪,在MR-1還原含Cd絮體Fe(III)的過程中•╃☁▩₪,有大量的Cd2+釋放至溶液中•╃☁▩₪,說明AQS的新增也促進了Cd2+的釋放(圖2)•╃☁▩₪,且變化趨勢與溶液中Fe2+濃度變化趨勢相似▩✘╃₪│。在無AQS體系中•╃☁▩₪,反應至48h溶液中Cd2+濃度較大;而在0.1•╃☁▩₪,1mmol/LAQS體系中•╃☁▩₪,Cd2+濃度達到較高所需的時間分別為6•╃☁▩₪,32h▩✘╃₪│。說明體系中AQS的新增能明顯促進含Cd絮體中的Fe(III)還原•╃☁▩₪,從而增大了溶液中Fe2+濃度和Cd2+濃度▩✘╃₪│。原因是AQS中含有醌基官能團•╃☁▩₪,醌基可作為電子受體被MR-1還原成半醌氫醌•╃☁▩₪,氫醌可將電子轉移給含Cd絮體而被氧化成醌基▩✘╃₪│。但1mmol/LAQS體系溶液中Fe2+和Cd2+的濃度反而比0.1mmol/LAQS的體系要低•╃☁▩₪,原因是1mmol/LAQS超出了MR-1的耐受範圍•╃☁▩₪,抑制了菌體的酶活性•☁₪₪、代謝活動弱▩✘╃₪│。而隨著反應的進行•╃☁▩₪,3組體系溶液中的Fe2+濃度均有降低•╃☁▩₪,可能是部分生成的Fe2+被吸附或者參與了二次礦物的形成•╃☁▩₪,且細菌表面被生成的二次礦物包裹•╃☁▩₪,菌體活性降低•╃☁▩₪,進一步阻止了微生物對絮體的還原▩✘╃₪│。

圖1

圖2

將XRD圖譜(圖3)與標準卡PDF及相關文獻對照可知:3組實驗生成的二次礦物均為針鐵礦和磁鐵礦;對比無AQS體系•╃☁▩₪,0.1mmol/LAQS體系磁鐵礦和針鐵礦的衍射峰有所減弱•╃☁▩₪,推測低濃度AQS促進了絮體還原•╃☁▩₪,鐵和鎘的釋放速率較快•╃☁▩₪,形成的二次礦物結晶度不如無AQS體系▩✘╃₪│。而在1mmol/LAQS體系中•╃☁▩₪,磁鐵礦和針鐵礦的衍射峰明顯比其他兩組弱•╃☁▩₪,原因是礦物表面對AQS具有很強的吸附作用•╃☁▩₪,AQS中含有的有機碳能夠干擾Fe(III)的成核和晶體生成•╃☁▩₪,破壞含Fe(III)礦物的結晶度和超精細磁場;說明AQS的新增沒有改變二次礦物的種類•╃☁▩₪,但AQS濃度越高•╃☁▩₪,二次礦物衍射峰越弱•╃☁▩₪,結晶度越差▩✘╃₪│。

生成的二次礦物和菌體對Cd2+的吸附作用•╃☁▩₪,導致體系中Cd2+濃度降低▩✘╃₪│。而0.1mmol/LAQS體系由於前期釋放Cd2+較多•╃☁▩₪,且隨著反應的進行•╃☁▩₪,二次礦物和菌體表面的吸附位點已經達到飽和•╃☁▩₪,所以反應後期Cd2+濃度仍然比其他兩組要高▩✘╃₪│。

圖3

2.2XPS測試分析

為了解AQS的存在是否影響Cd2+的吸附機理•╃☁▩₪,採用XPS對體系中的C•☁₪₪、O•☁₪₪、Cd元素進行分析▩✘╃₪│。經過XPSPeak4.1軟體分峰處理後•╃☁▩₪,圖4a中C1s可擬合出3個峰•╃☁▩₪,其中:284.8eV為C—C/C—H•╃☁▩₪,是表面汙染碳[21]•╃☁▩₪,286.2eV為C—OH•╃☁▩₪,是MR-1菌表面的醇羥基或醚•╃☁▩₪,287.7eV為C—OOH•╃☁▩₪,是MR-1菌表面的羧基;表明MR-1菌體表面官能團主要為羧基和醇羥基或醚▩✘╃₪│。從圖4b中C1s可以看出:反應平衡後所有體系中C—OH和C—OOH峰面積比均有所降低•╃☁▩₪,說明醇羥基或醚和羧基均參與了反應•╃☁▩₪,而無AQS的體系峰面積比降幅更小•╃☁▩₪,推測由於體系生成的二次礦物較多•╃☁▩₪,增加了溶液中Cd2+的傳質阻力•╃☁▩₪,阻擋了菌體表面與溶液中游離離子的絡和▩✘╃₪│。圖4cO1s中可擬合出3個峰:530.1•╃☁▩₪,530.9•╃☁▩₪,532.2eV分別對應絮體中的Fe-O•☁₪₪、MR-1菌表面的羧基•☁₪₪、醇羥基或醚▩✘╃₪│。圖4dO1s中•╃☁▩₪,所有體系在531.1eV處均出現新峰Fe—OH•╃☁▩₪,且有AQS體系的Fe—OH峰面積比略小於無AQS體系•╃☁▩₪,與XRD分析結果吻合•╃☁▩₪,說明所形成的二次礦物中針鐵礦和磁鐵礦量(結晶度稍差)少於無AQS體系•╃☁▩₪,且Fe—O發生了一定的位移•╃☁▩₪,其中Fe—O包括未被還原絮體中的Fe—O和二次礦物中的Fe—O;另一個新峰為531.7eV處的Cd—O•╃☁▩₪,且0.1mmol/LAQS峰面積比較大•╃☁▩₪,原因是反應前期釋放出來的Cd2+更多•╃☁▩₪,菌體表面有機官能團和二次礦物表面存在大量的羥基位點絡合了更多的Cd2+;所有體系中C—OH均發生了一定的位移•╃☁▩₪,結合能均有增加•╃☁▩₪,原因是C—OH中的O含有孤對電子•╃☁▩₪,能與Cd共享電子從而發生配位絡合形成Cd—O•╃☁▩₪,從而降低了O原子周邊的電子雲密度▩✘╃₪│。圖4e中Cd3d•╃☁▩₪,404.59eV處為Cd—O•╃☁▩₪,405.4eV處為PFS混凝Cd2+產生的峰[26]▩✘╃₪│。而從圖4f中Cd3d可以看出:有AQS體系中Cd—O峰面積比無AQS體系大•╃☁▩₪,與O1s圖譜中的Cd—O一致•╃☁▩₪,其中Cd—O包括二次礦物和菌體表面有機官能團結合Cd2+形成的Cd—O▩✘╃₪│。

2.3Cd化學形態分析

由於微生物還原造成了含鎘絮體中鎘的再分配•╃☁▩₪,而AQS的存在影響了含鎘絮體的還原•╃☁▩₪,自然也會影響鎘的可遷移性▩✘╃₪│。因此•╃☁▩₪,進一步探討了在不同濃度AQS存在的條件下鎘的化學形態分佈▩✘╃₪│。對比無AQS體系(圖5a)實驗結果[7]•╃☁▩₪,有AQS存在時•╃☁▩₪,各化學形態的變化趨勢基本相似•╃☁▩₪,但在反應初期時•╃☁▩₪,有AQS存在的體系F1態(溶解態)(圖5b•☁₪₪、c)明顯高於無AQS體系(圖5a)•╃☁▩₪,說明AQS的存在加速了還原過程的進行▩✘╃₪│。初期24h時•╃☁▩₪,有AQS體系的F4•☁₪₪、F5態總和(強束縛態)(圖5b•☁₪₪、c)明顯大於無AQS體系(圖5a)•╃☁▩₪,而且1mmol/LAQS體系的大於0.1mmol/LAQS體系•╃☁▩₪,應該是由於AQS促進了還原過程•╃☁▩₪,一部分釋放出來的Cd2+透過進入晶格或被包埋等形式進入二次礦物中•╃☁▩₪,形成二次礦物束縛態▩✘╃₪│。在反應進行到平衡時(200h後)•╃☁▩₪,1mmol/LAQS體系(圖5c)的F4•☁₪₪、F5態總和比反應初期有所減少•╃☁▩₪,說明礦物發生了陳化•╃☁▩₪,一部分鎘轉移到其他形態;而0.1mmol/LAQS體系(圖5b)與反應初期相比F4•☁₪₪、F5態總和變化不大•╃☁▩₪,但是F5態有所增加•╃☁▩₪,F4態有所減少•╃☁▩₪,應該也是陳化的結果•╃☁▩₪,顯然AQS的濃度對陳化影響很大▩✘╃₪│。而無AQS體系(圖5a)中F4•☁₪₪、F5態總和是明顯上升的•╃☁▩₪,說明形成了較穩定的二次礦物;並且有AQS體系中(圖5b•☁₪₪、c)F4•☁₪₪、F5態總和明顯低於無AQS體系(圖5a)•╃☁▩₪,說明AQS的存在促進了鎘的潛在釋放▩✘╃₪│。反應平衡期•╃☁▩₪,無AQS體系(圖5a)的遊離Cd2+濃度較低•╃☁▩₪,而0.1mmol/LAQS體系(圖5b)比1mmol/LAQS體系(圖5c)要高•╃☁▩₪,說明AQS的存在對鎘的直接釋放起促進作用•╃☁▩₪,且低濃度AQS促進效果更明顯▩✘╃₪│。另外•╃☁▩₪,1mmol/LAQS體系中(圖5c)的F3態含量很高•╃☁▩₪,F2態則與其他兩體系(圖5a•☁₪₪、b)差別不大▩✘╃₪│。結合前面XRD及XPS分析可知:新增不同濃度的AQS•╃☁▩₪,雖然形成二次礦物的種類一樣•╃☁▩₪,但礦物的形態•☁₪₪、結晶度等顯然不同•╃☁▩₪,因此束縛鎘的能力也不同•╃☁▩₪,所以AQS的存在對鎘的釋放風險影響很複雜▩✘╃₪│。大體上可以認為•╃☁▩₪,AQS對鎘的直接釋放和間接釋放都起促進作用•╃☁▩₪,而低濃度AQS更能促進鎘的直接釋放•╃☁▩₪,增大了鎘的潛在釋放風險▩✘╃₪│。

3結論

1)腐殖質類AQS可以促進MR-1還原絮體中Fe(III)•╃☁▩₪,同時促進絮體中Cd2+的釋放▩✘╃₪│。高濃度AQS促進作用明顯低於低濃度AQS▩✘╃₪│。

2)在MR-1還原溶解含Cd絮體的過程中•╃☁▩₪,伴隨著針鐵礦和磁鐵礦的生成•╃☁▩₪,且AQS的新增並沒有改變二次礦物的種類;AQS濃度越高•╃☁▩₪,二次礦物的衍射峰越弱•╃☁▩₪,結晶度越差▩✘╃₪│。

3)三組體系中•╃☁▩₪,Cd2+均與菌體表面活性基團發生了配位絡合作用;與無AQS體系•╃☁▩₪,有AQS相比菌體結合的Cd2+略多•╃☁▩₪,低濃度AQS體系結合的Cd2+較多▩✘╃₪│。

4)AQS會影響Cd的結合狀態•╃☁▩₪,還原反應達到平衡後•╃☁▩₪,相對於無AQS體系•╃☁▩₪,有AQS體系鎘的直接釋放和間接釋放風險都增大•╃☁▩₪,而低濃度AQS體系中鎘的直接釋放風險更大▩✘╃₪│。

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