塑料制品具有质量轻、防水性强、耐腐蚀、可塑性强、成本低等优点，被广泛用于工业生产和日常生活[1]。塑料在带给人们方便的同时，也产生了大量的塑料废弃物。Jambeck等[2]研究表明，全球被直接排放到海洋中的塑料约占塑料生产总量的1.5%~5.1%，被水生动物误食可能导致窒息死亡。废塑料大约有32%存在土壤环境中[3]，对农作物产量和地下水水质产生影响。大块塑料垃圾可通过如物理磨损[4]、化学氧化[5]、生物降解[6]等自然过程分解成更小的颗粒，其中粒径小于5 mm的塑料在环境中的总塑料屑中所占比例约为92.4%[7]。Thompson等[8]提出了微塑料(MPs)的概念，塑料粒径≤5 mm被定义为MPs[9]，MPs可以进一步降解为纳米塑料（粒径＜0.1 μm）[8]。按塑料材质的不同分为聚酰胺(PA)、聚对苯二甲酸乙二醇酯(PET)、聚乙烯(PE)、聚丙烯(PP)、聚苯乙烯(PS)、聚醚砜(PES)和聚氯乙烯(PVC)等[10]。MPs具有分布广、粒径小、比表面积大，同时在环境中留存时间长、输移扩散广、治理难度大等特点，可能导致严重的环境生态及健康问题，成为全球广泛关注的热点。当前，MPs研究主要在水体、土壤等环境中的时空分布和生态毒理，其作为吸附载体的研究相对较少。本研究对国内外MPs在环境中的相关研究进行归纳，阐述了MPs的老化特性、吸附机制的影响，为MPs污染的理论研究、风险评估提供借鉴。1环境中MPs的老化特性MPs进入环境介质（如水体、大气和土壤等）后，经过相应的外界因素及生物作用，MPs的理化性质也发生相应变化（如颜色、形态、粗糙度、粒径大小、官能团及化学键等），进而可能影响其环境行为[11]。1.1MPs老化前后的表面形貌变化形貌变化是表征MPs老化程度的重要指标之一，扫描电子显微镜(SEM)常用于观测MPs老化前后的形貌。Chen等[12]研究发现，UV老化后的PS-MPs表面出现了许多小裂纹，表明UV照射后MPs表面结构发生了变化。Ding等[13]研究证实，PVC-MPs和PET-MPs的表面形态变化与UV老化时间呈正相关。Tang等[14]结果表明，老化后的MPs-PVC与原始PVC-MPs相比，表面较为粗糙，随着进一步老化出现脆化和裂解现象。Zbyszewski等[15]对收集到的自然老化的PE-MPs和聚苯醚(PPE)-MPs进行了SEM和傅里叶变换红外光谱(FTIR)测试。结果表明：MPs表面的氧化程度较高，并出现明显的裂痕和脱落。周倩[16]研究发现，MPs在老化后的表面形貌与塑料类型和形状有关。张瑞昌等[17]模拟4种老化方式对PE-MPs表面性质的影响。结果表明：经过酸处理、碱处理、氧化处理及高温-冻融处理老化后，PE-MPs的表面出现褶皱，颗粒剥落现象，但未改变其表面化学结构。赵楚云等[18]通过化学预处理对MPs表面理化特性分析。结果表明：预处理对PE-MPs的影响更大，并且碱处理对MPs的表面形貌作用最大，腐蚀更严重。Cai等[19]研究发现，在三种不同环境下（即模拟海水、超纯水、无水）原生塑料在紫外线老化后，表面均出现了不同程度的裂纹、颗粒氧化等现象。孔凡星等[20]使用过硫酸分别对聚乳酸(PLA)PLA-MPs、PET-MPs、PP-MPs进行老化实验。结果表明：过硫酸盐老化使3种MPs的表面出现大量的褶皱，碎片和沟壑，其比表面积及含氧官能团均有不同程度增加。综上所述，经过自然老化或人工老化后，MPs的表面的粗糙度增加、褶皱增多，甚至出现了裂痕、脱落及腐蚀现象。1.2MPs老化前后的结晶度变化塑料的类型不同，其结晶度也不相同。Rouillon等[21]研究显示，环境中塑料的结晶度与老化的程度呈正相关，结晶度越高塑料越脆，容易破碎成小的颗粒[22]。Brandon等[23]对自然水体中的PE-MPs、PP-MPs进行老化处理后，发现MPs老化前后的结晶度变化不大。徐鹏程等[24]在对PS-MPs、PE-MPs老化后也得出了类似结论。Ter Halle等[25]对PE-MPs进行老化后，内部表现出较高的结晶度，与Rouillon等[21]对PP-MPs进行老化后的结论类似。也有研究对PE-MPs进行老化处理后，出现了内部结晶度降低的现象[26]，可能是因为表面存在微生物有机碎片[27]。Tagg等[28]对尼龙MPs老化也得出类似结论。因此，塑料类型、老化方式及环境因子对MPs的结晶度的影响具有差异性。1.3MPs老化前后的比表面积变化MPs老化后出现裂纹、破碎剥落现象，影响其比表面积，进而影响MPs与污染物之间的环境行为（如吸附等机制）[29-30]。Liu等[31]，Liu等[32]研究表明，MPs的粒径相同情况下，其比表面积与孔隙数呈正相关的关系，与平均粒径呈负相关的关系。Fotopoulou等[33]对PE-MPs、PP-MPs进行老化处理后，发现PE-MPs、PP-MPs老化后的孔径、孔体积、比表面积均比原始塑料颗粒高，可能因为老化导致了PE-MPs、PP-MPs的表面形态发生改变，出现裂纹。Wang等[34]在对PE-MPs进行UV老化后发现，PE-MPs的孔隙率降低而比表面积增加，可能是因为MPs表面上负载的微生物膜，这与Rummel等[35]的研究结果相似。Zhang等[36]利用老化前后的PS-MPs对土霉素进行吸附性能研究。结果表明：与老化前对比，老化后PS-MPs的比表面积、微孔面积氧化程度和吸附能力均增大，且Freundlich模型的Kf值为(894±84) (mg‧kg-1)‧(mg‧L-1)1/n，是老化前PS-MPs的2倍。周崇胜[37]对比PE-MPs、PP-MPs、PET-MPs在自然光解后老化前后的理化特性，发现老化后PE-MPs、PP-MPs、PET-MPs的表面均出现了龟裂，比表面积增大，并伴随着苯环和羟基的生成。MPs在环境因子的作用下，比表面积增大，可能会增加更多的吸附位点，进一步增强MPs对污染物的运载能力。MPs在人工或自然环境中长期老化，表面变得粗糙，出现褶皱、脱落现象，造成比表面积增加、聚合物中长链断裂，从而导致结晶度发生变化。然而对MPs的老化实验多数是在实验室人工模拟或短期自然控制条件下（如臭氧、紫外辐射、酸处理、碱处理），与实际环境相比差异较大，自然老化的过程复杂且速度非常慢。因此，对于真实环境下MPs的老化过程的研究还需要加强，应开发更多的实验室技术模拟各种老化过程，加速MPs老化并缩短老化周期，缩小实验模拟与实际环境之间的差距，增加环境相关性。2不同类型MPs的吸附特征MPs通过吸附可以与污染物（如多环芳烃、抗生素和重金属等）发生相互作用[38]，导致其可能成为其他危险化学品的载体，对污染物的迁移产生影响[39]。2.1不同类型MPs对重金属的吸附机制不同的类型MPs对重金属的吸附性能的差异较大[40]。MPs表面携带负电荷可以通过静电作用吸附以阳离子形式存在的重金属，还可以通过范德华力、表面络合作用吸附在MPs的表面位点[41]。Oz等[42]使用PA、PET和乙烯-醋酸乙烯共聚物(EVA)对Pb进行吸附。结果表明：当pH值大于零电位点时，MPs表面带负电荷，Pb表面带正电荷。这与Tourinho等[43]的研究结果相似。周艳飞[44]使用五种不同的MPs对Cd离子进行吸附研究。结果表明：PA-MPs对Cd的吸附量最大，可能是因为PA-MPs表面存在C—O、N—H基团与对Cd离子发生配位作用，表现较高的吸附能力。李博昊等[45]使用不同MPs对水中Cd离子和Pb离子进行吸附。结果表明：微塑料对Pb2+的吸附能力强于对Cd2+。紫外线、氧化等外界因素可能对MPs对重金属的吸附作用影响较大[46-47]。Bandow等[48]研究表明，老化后的MPs对重金属的吸附能力大于原始MPs，可能是MPs经过老化后产生了新的化学键，增加了MPs表面的极性，增强了对金属离子的吸附能力。Huang等[49]研究发现，老化后的PE-MPs对重金属的吸能能力是原始PE-MPs的5倍。这与王琼杰等[50]对PP-MPs老化前后对重金属的吸附实验结果相似。Godoy等[51]研究了不同类型的MPs在超纯水和自然水中对Cd、Co、Cr、Cu、Ni、Pb和Zn的吸附影响。结果表明：PE-MPs和PVC-MPs对Pb、Cr和Zn的吸附作用显著，Langmuir吸附等温线模型的描述性更好，表明MPs的主要吸附机制可能是化学吸附。Lang等[52]研究了老化前后的PS-MPs对重金属的吸附能力试验。结果表明：老化后的PS-MPs的吸附能力更强。对吸附过程进行吸附动力学和吸附等温线的拟合可知，老化前后的PS-MPs吸附过程主要发生在表面，PS-MPs对Cd2+的吸附机制是物理和化学共存。Brennecke等[53]研究了老化后PS-MPs和PVC-MPs对重金属Cu的吸附影响。结果表明： PVC-MPs对Cu的吸附量明显大于PS-MPs，可能是因为PVC-MPs的比表面积和极性较高，MPs和重金属之间更容易发生相互作用。老化的微塑料可能对金属污染物的吸附和迁移产生重大影响，值得进一步关注。2.2不同类型MPs对有机污染物的吸附机制在环境中发现的大多数MPs都是疏水性的，可以吸附如多环芳烃(PAHs)、抗生素、全氟烷基物质(PFASs)等类有机污染物[54]，其吸附机制包含物理吸附（范德华力、扩散作用）和化学吸附（静电作用、疏水相互作用、氢键），而疏水相互作用被认为是不同的聚合物主要吸附机制[55]。Wu等[56]对几种双酚类物质的辛醇-水分配系数(KOW)与PVC-MPs对几种双酚类物质的吸附效率进行了相关性分析。结果表明：两者相关系数(R2)为0.999。Li等[57]研究发现，在淡水中PA-MPs的酰胺基与抗生素的羰基形成氢键，使MPs的吸附能力增强，而PS-MPs与多氯联苯之间的吸附还存在π-π相互作用[29]。Wang等[58]考察了PE-MPs和尼龙纤维对菲这种常见的疏水性有机污染物(HOC)的吸附行为。结果表明：PE-MPs的吸附能力比尼龙纤维高1~2个数量级，而尼龙纤维亲水性较强，表明了MPs表面具有亲水官能团的重要性。Müller等[59]研究了PP-MPs和PS-MPs对二甲苯溶液的吸附行为，发现PP-MPs对二甲苯的吸附量高于PS-MPs。对PP-MPs进行UV老化后，吸附能力没有受到影响，而PS-MPs吸附能力减弱。Llorca等[60]研究了不同水域（淡水、海水）中高密度聚乙烯(HDPE)-MPs、PS-MPs和聚苯乙烯羧酸盐(PS-COOH)-MPs对18 种全氟烷基物质(PFASs)的吸附能力。结果表明：在淡水中三种MPs对PFASs的吸附能力大于在海水环境中，可能是水的电导率、pH值增加及盐的存在降低了MPs对PFASs的吸附能力。Bakir等[61]研究发现，盐度对菲和双对氯苯基三氯乙烷(DDT)在PVC-MPs和PE-MPs上的吸附能力无显著影响，而亲水性有机物的浓度可能是影响MPs吸附有机物主要原因，并非盐度。Hüffer等[62]用PA、PE、PVC、PS对脂肪族和芳香族有机物吸附等温线研究证实，MPs表面吸附占主导地位，MPs的吸附系数和有机物的疏水性之间有很强的关系。疏水相互作用是MPs的主要吸附机制，π-π相互作用对MPs的吸附具有促进作用。有机污染物的吸附过程会受到MPs的自身性质、有机污染物与环境因素的相互协同作用等因素影响。不同类型MPs对有机污染的吸附行为表现出了不同的吸附机制。MPs对无机和有机污染物的吸附行为的研究已经有较多的研究课题。目前，一方面关于MPs吸附污染物的研究大多集中在单一污染物上，实际在自然环境中经常出现多种污染物共存的情况。另一方面MPs在环境中经过长期的老化后，更多地吸附了环境当中的一些无机及有机污染物，在被生物摄食后造成累积，放大了生物污染风险。因此，未来的研究重点应更多放在MPs对多种污染物的竞争和协同吸附，污染物在MPs和其他吸附剂（如沉积物）之间的分配方面，这对于深化MPs的环境行为研究及评估MPs对人类健康和生态环境的潜在风险非常重要。3结论通过介绍不同类型MPs老化后的形貌、结晶度、比表面积等变化，阐述不同类型MPs的老化特性、吸附机制、重金属和有机污染物新类型MPs的吸附机制等方面的变化。目前，有效去除和治理微塑料MPs的措施还需进一步探索；对其环境行为、效应和风险等问题的研究还需进一步加强。解决MPs污染相关问题的根源在于控制污染源，减少难降解塑料的生产与使用，开发易降解和可替代的绿色环保产品，加强塑料垃圾的回收处置，为我国塑料废料的控制和处理提供更多的支持。