近年来，由于对革兰阳性菌、铜绿假单胞菌以及大肠杆菌等有较强的杀灭和抑制作用，氟喹诺酮类（Fluoroquinolones，FQs）抗生素被广泛用于水产养殖、畜牧业以及人类疾病的预防与治疗之中。由于长期以及大量的使用，对人类健康及整个生态系统构成了潜在危害。光降解作为污染物在自然环境中重要的非生物降解途径之一，对于恩诺沙星（enrofloxacin，ENR）与环丙沙星（ciprofloxacin， CIP）在环境中的去除有着非常重要的意义。　　本研究选取ENR与CIP作为研究对象，通过观察在250W高压汞灯（HPML）照射下，多种影响因素对ENR与CIP光降解动力学的影响，研究这两种FQs抗生素在水体中的光降解行为及潜在的影响因素。通过计算和比较在不同反应体系中的光降解速率常数，得出各因素对光降解产生的影响。ENR在纯水中光降解速率为1.78×10-1 min-1，半减期为3.89 min。在暗环境下，ENR几乎没有发生降解，20min的降解率不足8％。而在光照条件下，20 min的降解率高达70%。通过自由基抑制剂实验，得出·OH和1O2对ENR光降解的贡献率分别为17.04%与65.18%。由此可见，光氧化反应是ENR光降解过程中的主要反应。ENR在纯水中的光降解速率与反应初始浓度成反比，初始反应浓度越高，ENR在纯水中的光降解速率越低。ENR初始浓度为1 mg/L时，光降解速率为1.78×10-1min-1，半减期为3.89 min；2 mg/L时，光降解速率为8.86×10-2 min-1；4 mg/L时，光降解速率为3.62×10-2min-1；当初始浓度升高至6 mg/L时，光降解速率下降为1.70×10-2 min-1，半减期由1 mg/L时的3.89 min延长至40.77min。与在纯水中的反应速率相比，ENR的浓度较低（如1 mg/L）时，FeCl3对ENR在水中的光降解具有一定的抑制作用；随着浓度的升高（如4 mg/L）时，FeCl3的添加促进了ENR的光降解。在不含三价铁离子的人工海水反应体系中，ENR的光降解反应速率与初始浓度成正比。在人工海水反应体系中，初始浓度为2 mg/L的ENR溶液，光降解反应速率常数为7.57×10-2 min-1，与在纯水中反应速率相近；4 mg/L的ENR溶液，光降解反应速率常数为1.33×10-1 min-1，与纯水中的反应速率（3.62×10-2 min-1）相比有了极大的提升；6mg/L的ENR溶液，光降解反应速率常数为1.61×10-1 min-1，是纯水中同浓度ENR的反应速率常数的10倍。在ENR的初始反应浓度为4 mg/L时，FeCl3的添加促进了ENR的光降解。在初始浓度相对高的情况下，球等鞭金藻的存在会加速ENR在水中的光降解速率。根据产物检测结果与目前FQs药物光降解的相关研究，可以发现，m/z257的产物可由ENR减少一个羰基而产生；喹诺酮环与哌嗪环之间的N-N键断裂，可以产生m/z115的产物。CIP在纯水反应体系中，·OH和1O2对CIP光降解的贡献率分别为38.79%与24.70%。随着CIP初始反应浓度的升高，光降解速率减小，半减期延长，即CIP初始反应浓度与在纯水中的光降解速率成反比。其中，在初始反应浓度为1 mg/L时，光降解速率常数为1.01×10-1 min-1；2 mg/L时，光降解反应常数降低至5.95×10-2 min-1；初始反应浓度升至4 mg/L时，反应速率常数为1.70×10-2 min-1。而在黑暗环境下，CIP在纯水中的降解速率常数为5.39×10-4 min-1。FeCl3的存在对CIP在水中的光降解过程具有抑制作用。在人工海水反应体系中，初始反应浓度为1 mg/L的CIP溶液，光降解速率常数为1.28×10-1 min-1；在纯水反应体系中，同浓度的CIP溶液反应速率常数为1.01×10-1 min-1。2 mg/L的CIP溶液在人工海水体系中的降解速率常数与1mg/L时的常数相同；初始反应浓度升高至3 mg/L时，虽然反应速率常数下降至6.11×10-2 min-1，但是仍高于相同初始浓度下纯水反应体系中的降解速率。因此，人工海水中存在的众多离子对CIP在水中的光降解具有明显的促进作用。在光照条件下，球等鞭金藻的存在促进了CIP在水中的降解。CIP的降解产物多是分子质量小于CIP自身的物质，可能发生了哌嗪环的氧化降解（开环反应）、6位F的亲核取代反应以及还原脱氟反应。