塔纳兹·纳塞里（Tannaz Naseri）| 克尔斯廷·库赫塔（Kerstin Kuchta）
汉堡工业大学循环资源工程与管理研究所，Blohmst. 15，21079，汉堡，德国
**摘要**
预计到2030年，全球锂离子电池市场的规模将大幅增长，这凸显了需要可扩展和可持续的解决方案来应对报废电池数量的预期增加。传统的回收技术存在系统性效率低下问题，表现为高能耗、大量温室气体排放以及经济可行性受限，尤其是对于磷酸铁锂等低价值材料而言。本文分析了这些传统技术的局限性，并提出直接再生作为一种可行的解决方案，能够带来更好的经济和环境效益。与湿法冶金相比，直接再生仅消耗16%的能量，并产生1.34%的温室气体排放，同时利润几乎翻倍。为了充分发挥其潜力，该行业必须解决“黑质瓶颈”问题，例如通过建立基于质量的路线规划框架（以“黑质质量指数”为代表），将高纯度原料导向能够最大化价值的直接再生路径。欧盟的《电池法规》通过设定回收成分和碳足迹的强制性目标来促进这一转变。实现真正的循环经济需要一个综合的智能回收生态系统，包括数字电池护照、人工智能辅助拆解和先进的直接再生技术。建议实施诸如EVDP和CTI-LCIA等增强型循环经济指标，以评估和促进正极材料之间的回收效率。
**1. 引言**
锂离子电池（LIBs）的迅速发展使其成为全球电气化的核心，推动了向低碳能源系统的转型（Qiu等人，2026年）。最初这些电池用于便携式电子产品，如今则主要应用于电动汽车（EVs）和固定式储能系统（ESS），导致全球生产能力急剧增加（Zhang等人，2025年）。预测显示，到2030年，年需求量可能从2020年代初的数百吉瓦时（GWh）增长到数太瓦时（TWh）（图1a），反映了电池制造业的空前扩张（Li等人，2025年）。然而，这种增长趋势必然伴随着报废电池数量的增加，因为过去十年部署的系统正逐渐接近使用寿命终点（Fang等人，2025年）。因此，预计未来几十年全球废弃LIBs的数量将超过1100万吨（图1b），使电池从战略性的能源资产转变为迅速增长的废弃物流（Li等人，2025年）。
**图1.**
(a) 2022年至2030年的LIB需求；(b) 2020年至2040年的可用电池材料
这一挑战因电池化学成分的结构性变化而加剧。早期LIB市场以富含钴的体系（如锂钴氧化物LCO）为主，但最近的发展趋势转向了富含镍的层状氧化物（如NMC和NCA），以提高能量密度并减少对钴的依赖（Windisch-Kern等人，2022年）。同时，磷酸铁锂（LFP）因其成本优势、安全性能和长循环寿命而重新成为主流化学成分，尤其是在大规模电动汽车应用中（Azimi和Mohammad Zadeh，2026年）。这种化学成分的多样化使得回收变得更加复杂，因为不同的材料体系需要不同的处理策略，并且具有不同的经济价值（Rehman等人，2025a）。因此，市场快速增长、废弃物产生增加以及材料成分的演变对开发可扩展和高效的回收系统构成了严峻挑战（Qureshi等人，2026年）。
从技术角度来看，LIB回收通常分为三种途径：火法冶金（PMR）、湿法冶金（HMR）和直接再生（DR），每种方法都有其独特的权衡。PMR在工业上已经成熟，可以处理多种原料，但由于能耗高、排放量大且锂回收效率低（由于渣滓损失），因此效率不高（Qureshi等人，2026年）。HMR能够实现选择性金属提取，回收效率较高，但需要严格控制原料成分，并会产生二次废弃物（Soldan Cattani等人，2025年）。DR作为一种有前景的替代方案，旨在原位恢复正极材料的同时保持其结构（Qureshi等人，2026年）。尽管在能源效率和价值保留方面具有优势，但其适用性仍高度依赖于原料纯度，目前主要限于实验室和试点规模的研究。
大量文献致力于改进这些单独的回收过程，特别是在浸出化学、热处理优化和正极再生策略方面的进展（Gao等人，2025a；Qureshi等人，2026；Su等人，2025）。然而，尽管取得了这些进展，现有研究大多采用以过程为中心的视角，将回收路径视为孤立的单元操作。最近的综述文章从技术和系统角度探讨了LIB回收（Azimi和Mohammad Zadeh，2026；Rehman等人，2025）。以过程为导向的综述主要关注材料回收路径，强调反应机制、锂的补充以及正极材料的结构重建。这些研究清楚地表明，DR作为一种低能耗、闭环方法具有巨大潜力，能够保持正极完整性并提高可持续性（Natarajan和Noda，2025；Qureshi等人，2026）。同时，系统层面的分析也涉及监管框架、供应链限制和全球政策差异等更广泛的挑战，强调了循环经济策略和治理机制在塑造可持续回收系统中的作用（Yang等人，2025）。
然而，这两个研究方向仍然很大程度上是脱节的。以过程为中心的研究假设原料是均匀的，而以政策为导向的研究则忽视了原料的多样性及其对过程选择的影响。因此，关键问题不在于缺乏技术，而在于缺乏一个将原料质量、过程选择和系统层面决策联系起来的综合框架。
文献中的一个关键缺口在于缺乏系统层面的整合以及对原料多样性的处理不足。这一点在所谓的“黑质瓶颈”中最为明显，机械预处理会产生高度异质的正极和负极材料混合物、粘合剂残留物和金属杂质。这种变异性限制了先进回收路径的适用性，特别是DR，因为它依赖于可控的原料纯度。尽管如此，工业实践仍然采用大体统一的处理方法，缺乏明确的原料分类或路线规划标准。结果，本可以直接再生的材料往往与降解部分一起处理，导致不必要的能源消耗和材料价值损失。
本文通过采用系统层面的视角来解决这一限制，将材料特性、过程选择和政策考虑联系起来。它将“黑质瓶颈”视为可扩展回收的核心障碍，并引入了“黑质质量指数”（BMQI）作为原料分类和路线规划的实用工具。通过将材料质量与适当的回收路径联系起来，BMQI能够将高纯度部分导向如DR这样的价值保留路径，而低质量部分则通过传统回收过程处理。此外，本文还概述了一个综合回收框架，将数字电池护照（DBP）、人工智能辅助拆解和先进再生策略结合在一个操作结构中。与仅关注过程、经济或政策的现有综述不同，本研究将这些要素结合起来，展示了它们在实践中的相互作用。通过使过程设计与新兴的监管要求（如欧盟电池法规）保持一致，它为从实验室开发到工业实施的路径提供了现实可行的方案。
**2. 当前回收实践中的系统性缺陷**
**2.1 传统回收方法的局限性**
尽管对LIB回收的兴趣和研究不断增加，但当前的工业实践仍然主要依赖于两种传统方法：PMR和HMR，这两种方法都存在根深蒂固的局限性，阻碍了它们的环境性能和经济可行性（Naseri等人，2022a；Naseri等人，2022b）。图2a和b展示了PMR和HMR过程的示意图。
**图2.** 火法、湿法和直接回收方法在能耗、温室气体排放、收入和成本方面的比较。根据参考文献（G. Wei等人，2023）改编并重新绘制。
PMR是两种方法中更为成熟和广泛应用的一种，它在极高的温度（通常超过1000°C）下操作，以从废弃LIBs中提取有价值的金属。这种方法的优势在于能够处理多种电池化学成分和受污染的原料；然而，它也存在显著缺点。能耗非常高，使其成为回收框架中碳密集度最高的选项之一。PMR不仅会产生大量二氧化碳排放，还会释放有害气体（包括氢氟酸HF），这些气体来自电解质和粘合剂的分解（Biswal等人，2024；Naseri等人，2019）。这些排放需要额外的处理系统，增加了运营复杂性和成本。据估计，PMR总共会消耗约2.48×10^10 MJ的能量，产生约3.99×10^13 kg的温室气体排放（图2d）（Nguyen-Tien等人，2022）。更严重的是，这种方法无法回收许多关键电池组件：石墨负极、电解质和隔膜通常会被焚烧，而有价值的锂往往被困在渣滓中，除非进行额外的昂贵后处理（图2a）（J. Wang等人，2024）。因此，PMR仅在处理高钴含量的正极（如LCO或NCM111）时才具有经济可行性；对于正在占据市场主导地位的低价值化学成分（如LFP），其经济效益很低（Jenis等人，2024）。值得一提的是，PMR在大型操作中仍是一种可靠的预处理方法（Zanoletti等人，2024）。在许多集中式场景中，PMR不仅用于金属提取，还用于减少危险废物的体积和稳定，因为高温炉能有效分解易燃电解质和有毒有机粘合剂，无需费力的单个电池拆解（图2c）。此外，PMR设施的经济模型通常依赖于超出简单金属回收价值的机制，例如电池生产商支付的“门费”处理费用或政府提供的直接补贴和拨款，以激励危险电子废物的回收（Vinayak等人，2024）。敏感性分析表明，为了使回收操作保持盈利并避免净损失，特别是在处理低价值原料（如LFP）时，可能需要至少40欧元/千瓦时的处理费用（作为负购买成本），以抵消大量的初始投资和持续运营成本。因此，尽管能耗高，PMR仍是当前全球回收基础设施的必要组成部分，尤其是在精细分类技术上困难或成本过高的情况下（Jenis等人，2024；Lai等人，2025）。
相比之下，HMR在较低温度下操作，使用酸性或有机螯合剂的水溶液来浸出金属。这种方法通常能实现较高的特定金属（如钴、镍和锰）回收率，并且比PMR方法消耗更少的能量。据估计，HMR消耗约4.14×10^10 MJ的能量，并产生约4.12×10^14 kg的温室气体排放，略高于PMR（图2d）（Nguyen-Tien等人，2022）。然而，它也有自己的严重局限性。浸出、共沉淀和洗涤步骤会产生大量酸性或碱性废水，需要复杂且昂贵的净化系统（Pražanová等人，2024）。此外，分离化学性质相似的金属在技术上具有挑战性，常常导致共提取和纯度较低的最终产品（图2b）。试剂本身，尤其是强无机酸，存在设备腐蚀、二次污染和工人安全风险（Jia等人，2024）。即使使用更环保的替代品（如有机酸），其高成本也限制了其广泛的应用（G. Shi等人，2023；D. Song等人，2023）。即使在回收途径中，HMR在不同正极类型下的成本也相对较低，除了在中国，由于LFP的回收价值低，其收入接近零或为负（X. Wu等人，2024）。另一方面，旨在保持正极材料结构的DR方法开始显示出更高的收入潜力，特别是对于低价值化学成分（如LFP和LMO）（Naseri和Mousavi，2024）。与HMR和PMR相比，DR被认为是一种更节能和环保的选择，它消耗约0.72×10^10 MJ的能量，并产生约5.55×10^12 kg的温室气体排放，分别仅为HMR的16%和1.34%（图2d）（Nguyen-Tien等人，2022）。重要的是，由于回收成本低和阴极生产的价值高，直接回收（DR）可以创造17.1亿美元的利润，几乎是基于冶金回收方法的两倍（Jia等人，2024年）。这些发现强调了直接回收在工业应用中的必要性，考虑到其有利的环境影响、能源效率和经济效益。然而，直接回收的工业化还需要解决几个挑战，这将在以下内容中详细讨论。
2.2 宏观经济和设计障碍
除了每种方法的局限性之外，更广泛的系统性问题进一步复杂化了锂离子电池（LIB）的回收格局。其中最主要的是当前方法的经济可行性。随着电池化学成分向高镍低钴配方发展，回收金属的市场价值正在下降。这一趋势削弱了那些严重依赖钴回收来达到盈亏平衡的传统方法的盈利能力（H. Gao等人，2022年）。对于预计将在电动汽车和固定储能领域占据主导地位的LFP电池来说，如果没有补贴或政策干预，回收往往在经济上不可行（Zhao等人，2024年）。收集和运输也面临挑战，特别是对于像消费电子产品中使用的LCO电池这样的分布式、小尺寸电池（Vinayak等人，2024年）。这些电池难以追踪和集中，它们的低个体价值不值得进行集中回收所需的高物流成本（J. Wang等人，2024年）。电池设计和化学成分的缺乏标准化增加了另一层复杂性。每个制造商的配置不同，包括电池格式、包装结构和材料组成，导致废物流高度异质化。这种变异性增加了拆卸、分类和预处理的难度，因此需要为每批电池定制回收工艺（Bai等人，2024年；Mayyas等人，2023年）。虽然机械预处理技术如切碎和压碎具有可扩展性，但常常会导致材料流交叉污染（G. Shi等人，2023年；Xu等人，2023年）。这些过程可能会损坏敏感的活性材料，降低其纯度和电化学性能，使其不适合直接再利用或升级回收。这种污染不仅降低了回收材料的商业价值，还为将它们重新引入电池制造过程中创造了技术障碍（Lai等人，2025年；X. Wu等人，2024年）。实际回收操作中观察到的技术和经济挑战进一步加剧了这些问题（Vinayak等人，2024年）。许多试点和商业规模的设施都难以实现盈利或运营稳定。高昂的能源成本、波动的商品价格、对熟练劳动力的依赖以及合规负担使得回收公司难以可持续地扩大规模（Biswal等人，2024年；Vinayak等人，2024年）。位于劳动力成本和基础设施成本较高的国家（如美国）的回收设施往往难以与中国和韩国等国家的同行竞争。在这些地区，垂直整合的供应链和规模经济有助于将运营成本保持在较低水平（Biswal等人，2024年；X. Wu等人，2024年）。最近的研究和成本评估证实了这种差异：通过物理机械回收（PMR）和热化学回收（HMR）等方法回收LIB的成本在美国始终较高，主要是因为工资较高以及建设和维护处理基础设施所需的资本更多。
当前的LIB回收系统受到旧基础设施、过时工艺以及电池技术发展速度与回收方法适应速度不匹配的阻碍。随着电池生产迅速增加以支持全球向电动汽车和可再生能源的转变，传统的回收方法将不足以满足需求。如果行业不转向更高效、更具成本效益和灵活性的回收技术，它可能会成为一个主要障碍，而不是帮助建立真正的循环电池经济（Biswal等人，2024年）。
3. 创新路径I：直接回收的兴起
3.1 直接再生：原理和技术
直接再生是一种新兴技术，作为传统LIB回收方法的有希望的替代方案而脱颖而出。这种非破坏性修复技术旨在通过原位恢复其功能来使用过的电极材料恢复活力，基本上保持其晶体结构和形态，并修复结构缺陷，而不会发生完全的化学分解（Xu等人，2023年）。值得一提的是，在这项研究中，直接回收并不是作为一种新的回收技术引入的，而是被重新定义为集成系统中的一个选择性途径，其适用性取决于原料质量、工艺流程和系统级限制。如图3所示，典型的用于用过阴极材料的直接回收技术包括化学再锂化（CR）、水热再锂化（HR）、固态烧结（SS）、电化学再锂化（ER）、熔盐再锂化（MSR）和离子热再锂化（IR）。在这些方法中，用过的阴极材料暴露于过量的锂源中，锂离子通过物理和化学手段被驱回晶体中。由于锂离子的缺乏，用过的阴极材料中的过渡金属元素具有较高的价态。在用过的阴极材料的再生过程中，过渡金属元素也被还原回较低的价态（Naseri和Mousavi，2024b）。在还原剂的帮助下，化学再锂化和水热再锂化都可以在富锂溶液中在较低温度下恢复用过的阴极材料（C. Wu等人，2021年）。与阴极材料生产类似，固态烧结涉及在高温条件下将锂离子嵌入用过的阴极材料的晶体结构中，从而实现高结晶度并恢复结构（Ji等人，2023年）。电化学再生中，锂离子通过电化学方式被驱回用过的阴极材料，已被认为是一种可持续和环保的技术（Z. Liu等人，2022年）。在温和条件下，离子液体也可以用作用过的阴极材料再生的助熔剂（T. Wang等人，2020年）。锂也可以通过熔点低于组成盐的共晶盐混合物提供。当熔盐达到足够高的温度时，锂离子更容易扩散，从而促进阴极再生（L. Liu等人，2022年）。为了使再生过程可持续，需要考虑能源消耗、废物产生、简单性和可扩展性。图3从不同方面比较了不同的直接回收技术。由于固态烧结通常消耗更多能量并产生更少的废物，因此大规模烧结具有挑战性。化学再锂化由于反应条件温和，消耗的能量相对较少。通过简单调整相关工艺参数，化学再锂化能够直接再生多种用过的阴极材料，具有普遍适用性。此外，再锂化在常压下的液相中进行，降低了复杂性并促进了可扩展性（J. Wang等人，2023年；C. Wu等人，2021年）。因此，开发绿色和低成本的化学再锂化试剂对于推动其实际应用至关重要。
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图3. 典型直接再生技术的能源消耗、废物产生、简单性和可扩展性。重新绘制自参考文献（B. Zhang等人，2024年）。
表1显示了两种主导化学成分（LFP和NMC）在电动汽车和储能系统（ESS）中不同直接回收方法的总结。
表1. LFP和NMC阴极材料的直接再生研究。
| DR 方法 | 阴极 | 参数/工艺 | 放电容量 | 容量保持/循环稳定性 |
| --- | --- | --- | --- | --- |
| 固态烧结/煅烧（SS） | LFP | 包含Li2CO3的固相方法，晶体结构修复和Cu掺杂。在氩气中650°C下处理12小时。 | 160.15 mAh/g (0.05C)。在2C下也显示130.94 mAh/g。 | 1000次循环后1C时容量保持率为81.19%。 |
| Yao等人（2024年） |
| 氧化-还原 | 通过高能砂磨和喷雾干燥进行。 | 初始容量144.9 mAh/g (1C)。2C下135.4 mAh/g。 | 400次循环后1C时容量保持率为98.36%。 |
| Qu等人（2025a） |
| LCO | 在900°C下与Li2CO3烧结12小时（Li/Co摩尔比：1.05）。 | 30 mA/g下电流152.4 mA h/g（约0.1C）。 | 80次循环后容量保持率为98.36%。 |
| H. Nie等人（2015年） |
| NCM | 低温烧结过程（300°C下4小时），使用LiNO3作为Li源。 | 144.0 mAh/g（初始容量）。2C下83 mAh/g。 | 250次循环后0.5C时容量保持率为95.1%。 |
| Wang等人（2025b） |
| NCM111D-NCM111 | 与Li2CO3一起在800°C下烧结10小时（结合机械化学活化）。 | 0.2C下165 mAh/g。 | 100次循环后容量保持率超过80%。 |
| Chi等人（2021年） |
| NCM523 | 在空气中与Li2CO3（Li/Co比：1.05）一起在850°C下烧结12小时。 | 0.1C下162 mAh/g。1C下139.9 mAh/g。 | 100次循环后容量保持率为91.9%。 |
| Yue等人（2020年） |
| NCM523 | 与LiOH在800°C下烧结8小时。 | 0.5C下149.8 mAh/g。 | 100次循环后容量保持率为94.5%。 |
| Fan等人（2021年） |
| NCM622 | 先用Na2S2O8和NaOH预氧化，然后在O2中与LiOH在850°C下烧结5小时。 | 1C下153.82 mAh/g。 | 100次循环后1C时容量保持率为97.74%。 |
| X. Yang等人（2021年） |
| NCM811 | 与LiPO3（与表面残留锂反应）在600°C下烧结6小时。 | 0.1C下198.3 mAh/g。 | 50次循环后容量保持率为85.5%。 |
| Feng等人（2022年） |
| 水热/溶液基（HT） | 使用DL-苹果酸的一步水热方法。最佳条件：1.2 mol/L Li，100°C下6小时。 | 初始放电容量为138.4 mAh/g (1C)。 | 200次循环后容量保持率为98.7%。 |
| J＇＇J. Yang等人（2023年） |
| LFP | 在低温（80°C）和常压下使用抗坏血酸和LiOH进行直接液相再生。 | 初始放电容量为164.2 mAh/g (0.1C)。5C下132.0 mAh/g。 | 800次循环后容量保持率为93.1%。 |
| S. Nie等人（2025年） |
| LFP | 使用N, S-CQDs作为多功能还原剂的水热处理。 | 初始放电容量为145.6 mAh/g (1C)。 | 1000次循环后容量保持率为83.7%。 |
| Wang等人（2025a） |
| LFP | 使用L-苏氨酸（多功能还原剂）和CH3COOLi的水热处理。 | 0.1C下155.1 mAh/g。1C下147.9 mAh/g。500次循环后容量保持率为82%。5C下500次循环后容量保持率为86%。 |
| Tang等人（2024年） |
| NCM111D-NCM111 | 在4 M LiOH溶液中，在220°C下进行HT处理2小时，然后在850°C下与5 mol% Li2CO3一起烧结4小时。 | 0.1C下158.4 mAh/g。100次循环后容量保持率为158.4 mAh/g。 |
| Y. Shi等人（2018年） |
| LFP | 使用LiNO3:FeC2O4的熔盐再生。在300°C下加热2小时，然后在Ar中650°C下烧结6小时。 | 0.5C下145 mAh/g。100次循环后容量保持率超过90%。 |
| Fan等人（2023年） |
| LFP | 使用乙二醇和LiCl的深共晶溶剂（DES）。最大反应温度为80°C。无需退火。 | 初始容量为155.6 mAh/g (0.1C)。 | 300次循环后1C时容量保持率为93%。 |
| Lin等人（2025年） |
| LCO | 在CaO辅助下的共晶熔盐（LiNO3/KCl）。 | 128.1 mAh/g (2.0C) | 150次循环后0.5C时容量保持率为95.6%。 |
| G. Gao等人（2024年） |
| NCM622 | LiOH/Li2SO4熔盐（6:1摩尔比），在900°C下烧结20小时。单晶产品。 | 174 mAh/g（放电）。250次循环后1C时容量保持率为99.4%。 |
| Qin等人（2022年） |
| NCM | 熔盐/深共晶溶剂（MS/DES） | NCM811在850°C下与LiOH/NaCl熔盐（5:1摩尔比）一起烧结15小时。 | 比商业NCM容量更高。200次循环后1C时容量保持率为86.5%。 |
| Qin等人（2024年） |
| NCM | 在750°C下与LiOH/Na2SO4（5:1摩尔比）一起烧结15小时。单晶产品。 | 0.1C下204.8 mAh/g。250次循环后容量保持率为85.1%。 |
| Qin等人（2023年） |
| LFP | 低温等离子（LTP）辅助氮掺杂。再生时间比传统方法短5倍以上。 | 0.1C下160.2 mAh/g。1C下153.1 mAh/g。100次循环后容量保持为148 mAh/g。 |
| Hou等人（2024年） |
| LFP | 在黑色质量上涂覆Liacac，然后进行热处理以形成碳涂层。 | 1C下容量保持为140 mAh/g。400次循环后容量保持率为88.5%。 |
| Qin等人（2024年） |
| LFP | 使用Li硬脂酸和肌酸的蒸汽沉积（分子围栏）。在300°C下锂化，在560°C下涂层。 | 0.5C下146 mAh/g；1C下149.52 mAh/g。200次循环后容量保持率为95.83%。 |
| Qin等人（2024年） |
| NCM622 | 氧化还原介质辅助的化学再锂化（DTBQ），3小时浸渍（全电池测试）。 | 初始充电容量为178.2 mA h/g | 100次循环后容量保持率为76.7%。 |
| Kim等人（2025年） |
| 专门/集成方法 | NCM83 | 先进氧化辅助再生。使用H2O2生成自由基，然后进行固态再生。 | 0.1C下206 mAh/g。150次循环后容量保持率为80%。 |
| Shi等人，2024a，Shi等人，2024b | NCM | 使用用过的尖晶石LiMn2O4进行通道辅助再生（CAR）以重建表面。 | 151.6 mAh/g（放电容量）。100次循环后容量保持率为87.9%。 |
| H. Zhang等人（2025年） |
| LMO | 使用激光辅助再生（PLAL）并同时进行Ni掺杂（r-LMO-Ni）。 | 25°C下150.51 mA h/g。1C下150.51 mAh/g。100次循环后容量保持率为82.4%。200次循环后容量保持率为95.1%。 |
| Ye等人（2025年） |
尽管直接回收具有潜力，但其广泛实施仍面临几个挑战，这些挑战包括需要高效和可扩展的分离工艺来将阴极材料与其他电池组件分离，同时保持其功能完整性（Vinayak等人，2024年）。此外，再锂化、修复和热修复过程的优化需要对反应条件（如温度、压力和化学成分）进行精确控制，以避免阴极材料过度或不足处理（Z. Gao等人，2025年）。开发稳健的质量控制措施对于确保再生的阴极材料满足新电池的严格性能要求至关重要（P. Li等人，2024年）。当前的研究和开发工作集中在通过开发先进的表征技术、工艺优化策略以及集成材料分离、再生和质量控制步骤的闭环回收系统来应对这些挑战（J. Wang等人，2024年）。已经证明了锂的自发迁移和电驱动的锂化过程，这些过程表现出良好的反应时间、电流利用率和锂盐的可回收性。电池的设计对于确保正极和负极材料直接回收的成本、努力和时间也非常关键（Qiu等人，2024年）。
3.2 直接再生的经济和环境优势
表2展示了各种电池回收方法的经济和环境指标的比较分析。数据明确表明，直接再生方法，特别是直接电极再利用（DER-避免高温退火和电极重新制备）和直接材料再生（DMR-避免复杂的浸出和重新合成），在盈利能力和可持续性方面提供了更好的平衡。
表2. 回收方法的比较经济和环境指标
| 正极材料 | 回收方法 | 主要机制 | 利润/（千克或电池） | 温室气体排放/（千克或电池） | 能源消耗/（MJ或电池） | 引用 |
| --- | --- | --- | --- | --- | --- |
| LFP | DER | CR（室温） | $6.24/电池 | 0.56 kg/kg | 0.85 MJ/kg | Cai等人，2025年；C. Li等人，2023年 |
| LFP | DMR | 热/锂再生 | $4.69/电池 | 1.15 kg/kg | 4.25 MJ/kg | C. Li等人，2023年；Qiu等人，2025年 |
| LFP | PMR | 高温熔化 | $0.46/电池 | 1.95 kg/kg | 2.59 MJ/kg | Qiu等人，2025年 |
| LFP | RA-LFP（水热） | 溶液锂化 | $2.93/千克电池 | N/A | N/A | Liao等人，2025年 |
| LFP | PCl-掺杂 | 氧化还原 | $2.93/千克正极 | N/A | N/A | Qu等人，2025b年 |
| LFP | PMR | 酸性浸出 | −$1.05/千克正极 | N/A | N/A | Qu等人，2025a年 |
| LFP | PMR | 高温 | −$3.50/千克正极 | N/A | N/A | Qu等人，2025b年 |
| NCM 622 | MSR | 共晶熔盐 | $6.23/千克原料 | 980 g/kg | 24.39 | 1 MJ/kg | Z. Liu等人，2025年 |
| NCM 622 | HMR | 酸性浸出 | $3.74/千克原料 | 2512 g/kg | 33.57 | 9 MJ/kg | Z. Liu等人，2025年 |
| NCM 622 | PMR | 高温 | $2.39/千克原料 | 1774 g/kg | 4.53 | 4 MJ/kg | Z. Liu等人，2025年 |
对于LFP电池，DER实现了最高的利润率（$6.24/电池），同时将能源消耗减少了80%，并将温室气体排放量降低到HMR和PMR方法的一小部分。通过传统方法回收LFP的经济挑战进一步凸显出来，因为HMR和PMR在正极材料层面造成了显著的财务损失（C. Li等人，2023年）。这一优势也扩展到了高价值化学材料如NCM 622，其中直接MS方法提供了最高的利润（$6.23/千克）和最低的温室气体排放。尽管PMR在NMC方面的直接能源使用量较低，但其较高的排放量和较低的利润使其总体上成为一个不太吸引人的选择（Z. Liu等人，2025年）。跨化学材料的一致趋势证实，DR是将经济激励与环境目标对齐的最可行策略。
然而，DR的经济优势与关键金属价格的高波动性密切相关。2020年至2023年间，市场经历了极端波动：钴的价格在2022年初达到超过$82,000/吨，然后在2023年底稳定在$36,000/吨左右（J. Wang等人，2024年）。同样，碳酸锂的价格在两年内从$5000/吨飙升至超过$70,000/吨（T. Yang等人，2023年；J. Yang等人，2023年）。这些波动对传统的基于冶金的方法（PMR和HMR）产生了深远影响，因为这些方法严重依赖高价值的钴和镍回收来抵消高昂的运营成本；随着化学材料向高镍低钴（例如NCM 811）或零钴（LFP）转变，元素回收的价值下降，通常使得传统方法在没有处置费用的情况下无利可图。
3.3 直接再生的工程限制和工业产量
尽管DR提供了显著的环境优势，但从实验室规模的成功向工业生产的过渡受到与反应动力学和产量能力相关的重大工程瓶颈的阻碍（Wu等人，2025年）。
3.3.1 固态烧结停留时间
尽管这种方法技术成熟度高且具有高产量潜力，但它受到固-固反应动力学的限制，需要较长的煅烧时间，通常在高温（600–950°C）下持续10到36小时（Nekahi等人，2024年）。这些延长的时间增加了能源成本，并使得回收线与大规模生产的同步变得复杂（Wu等人，2025年）。
3.3.2 水热方法的产量限制
水热方法由于依赖于高压反应器（高压釜）来承受超过180°C的温度和通常超过10 MPa（11 atm）的压力，因此面临严重的可扩展性障碍（Shi等人，2023年）。这些要求通常需要批处理而不是连续生产，这本质上限制了工业产量，并引入了与潜在爆炸相关的安全风险（Wu等人，2025年）。
3.3.3 电化学和熔盐限制
电化学再生的特点是处理速度慢且设备要求复杂（例如，三电极站或H型电解槽），这严重限制了其在大规模应用中的可行性（Huang等人，2024年）。虽然共晶熔盐方法可以在大气压下操作，并且比固态扩散提供更快的质量传输，但它们仍然需要大量的后处理清洗以去除固化的盐分，这可能导致锂在颗粒表面的损失，并增加回收循环的复杂性（Wu等人，2025年）。
3.3.4 DR技术的比较可扩展性和技术经济排名
尽管DR通常被讨论为单一的回收途径，但其工业可行性因工艺配置的不同而大相径庭（Islam等人，2025年）。从可扩展性的角度来看，固态锂化目前似乎具有最强的工业潜力，因为它可以与现有的正极制造基础设施集成，包括煅烧炉、旋转窑和研磨系统（Beletskii等人，2026年）。其主要优势是高产量潜力以及相对于更专业的液相系统相对较低的资本壁垒（Beletskii等人，2026年；Cai等人，2025年）。然而，其性能对原料纯度、锂剂量以及残留粘合剂或集流体碎片的污染非常敏感（Islam等人，2025年）。
熔盐再生处于中间位置。其加速的扩散动力学和对富镍正极的良好性能使其在材料方面具有吸引力，但规模扩大受到腐蚀、盐回收和副产品管理的限制。这些要求增加了资本强度并使连续操作变得复杂（Beletskii等人，2026年；Li等人，2026年）。水热再生也面临类似的规模扩大限制，尽管原因不同。它对高压釜的依赖限制了产量，倾向于批处理，并引入了额外的安全和认证要求，从而增加了资本成本（Song等人，2023年）。
相比之下，电化学和化学锂化路线仍更接近实验室规模（Kurz等人，2025年）。虽然两者都受益于温和的操作条件，但它们的工业部署受到低产量的限制（Beletskii等人，2026年），对原料条件的敏感性以及依赖于特殊试剂或电化学硬件（Beletskii等人，2026年；Li等人，2023年）。在这些情况下，运营成本可能成为主要限制，特别是当工艺效率依赖于消耗性电解质、氧化还原介质或严格控制的反应环境时（Beletskii等人，2026年）。
综合来看，这些比较表明，不应将DR技术视为同等可扩展的。固态锂化目前提供了向工业实施的最清晰路径，而熔盐和水热系统仍然有前景，但资本密集度更高（Beletskii等人，2026年）。电化学和基于溶液的方法可能对利基应用或高度控制的原料有价值，但它们仍然面临显著的可扩展性差距（Beletskii等人，2026年；Song等人，2023年）。在所有DR途径中，决定性限制不仅在于再生化学本身，还在于通过上游拆卸和预处理获得足够纯净、特征明确的原料的能力（Islam等人，2025年）。
4. 创新路径II：解决黑质瓶颈
4.1 黑质质量指数（BMQI）框架
LIB回收的效率和经济可行性在很大程度上取决于被称为“黑质”的前体材料的质量和纯度，这种黑质是在废旧电池的机械预处理过程中产生的细碎粉末（Qiu等人，2024年）。当前的工业实践通常会产生含有正极/负极材料混合物、粘合剂残留物和金属杂质的异质黑质，降低了先进回收技术的可行性（Pražanová等人，2024年）。为了解决这一挑战，提出了系统的黑质质量指数（BMQI）或原料准备水平（FRL）框架，该框架根据黑质的化学均匀性和纯度对其进行分类。这个指数为回收商、政策制定者和研究人员提供了一个实用工具，以评估原料质量并选择最合适和经济最优的回收途径。
该框架的基本原则是，预处理的质量直接决定了后续回收过程的复杂性和效率。通过将黑质分为三个不同的等级（A、B和C），行业可以战略性地投资于上游工艺以“提升”材料质量，朝着低成本、高价值的回收方法迈进。为了提高该框架的操作相关性，表S3现在包括了关键参数的指示性定量范围，包括金属杂质（例如Cu、Al、Fe）、残留碳/粘合剂含量和化学均匀性。这些范围为A、B和C等级的原料提供了更清晰的区分，解决了纯定性描述符的局限性。这种方法确保了BMQI在不同电池化学成分、预处理途径和回收系统中的实际应用性和适应性。
当高纯度原料能够实现定义电池级材料的结构恢复时，BMQI的经济价值得以实现。对于NCM正极，达到A级纯度可以使LiBr-LiOH熔盐策略将NCM622中的关键Li/Ni反位比从9.5%降低到3.2%，这种结构修复证明了比传统金属回收高出$6.23/千克的利润溢价（J. Wang等人，2024年）。同样，对于LFP，成功的DR将退化的FePO4相转化为电活性的LiFePO4，使Li/Fe摩尔比恢复到大约1.05。这种结构保留，而不仅仅是金属回收，构成了DR的核心价值主张，并直接符合欧盟法规的质量要求（Guan等人，2021年；Qiu等人，2024年）。
4.2 实施BMQI框架
为了使BMQI在实践中发挥作用，它需要基于可测量的参数，而不仅仅是通用描述。在真实系统中，黑质很少是均匀的。它通常包含正极化学成分的混合物、部分附着的电极颗粒以及碎解过程中引入的金属杂质。由于这种变异性，分类不能仅依赖于名义上的电池类型（Bjerre-Christensen等人，2025年）。一个实用的分级方法应考虑几个关键方面。首先是化学纯度，即单一正极化学成分在混合物中的主导程度。其次是金属杂质的水平，特别是Cu、Al和Fe，这些杂质已知会干扰下游处理。第三是氟和粘合剂残留物的存在，主要来源于电解质分解和PVDF。最后，释放程度至关重要，因为它决定了实际从集流体中分离出的活性材料的数量（Bjerre-Christensen等人，2025年；Pagnanelli等人，2024年；Wei等人，2023年）。
这些参数原则上可以使用现有的分析工具进行测量。诸如XRF、LIBS或ICP-OES等技术可以提供元素组成的信息，而自动矿物学方法可以提供关于颗粒关联和释放的见解。没有这类数据，任何分级都只是近似的，在工业环境中难以使用。从处理的角度来看，不同的等级自然会导致不同的途径。高质量的材料可以直接进行再生，几乎不需要预处理。中等质量的材料可能仍然可用，但通常需要去除杂质或部分精炼。相比之下，高度混合或受污染的流更适合冶金回收，在这种情况下，材料的功能性不再得以保留。从这个意义上说，BMQI不仅仅是一个分类方案。它成为决定给定原料应在回收工厂中如何处理的实用工具。
4.3 原料质量的经济影响
黑质的经济价值对纯度非常敏感。从C级到A级的转变不仅仅提高了产量；它从根本上改变了可行的回收途径。
例如，高纯度的NCM原料使得能够采用结构修复策略，保持正极的晶体结构，从而实现正极到正极的回收，保留的价值比金属提取更高。相比之下，混合或受污染的流需要溶解和重新合成，这增加了试剂消耗、废水处理成本和能源需求（Lefherz等人，2025年；Y. Li等人，2025年）。对于LFP来说，由于其内在的金属价值较低，盈利能力特别依赖于结构保留。当原料质量不足时，传统的湿法冶金往往会导致负利润。因此，上游对先进分选和受控剥离的投资可能比进一步优化浸出化学更有效地降低下游成本（Driscoll等人，2026年）。BMQI框架突出了这种经济不对称性：提高上游的原料质量可以解锁原本无法实现的更高价值的途径。实施障碍和标准化需求
尽管BMQI方法在概念上具有优势，但仍面临几个实际挑战。首先，目前还没有“电池级黑质”的标准化定义。不同设施使用内部质量基准，这限制了可比性和市场透明度。由于缺乏统一的杂质限制或化学纯度阈值，定价机制仍然不一致（Hayagan等人，2024年）。其次，采样偏差是一个主要风险。黑质在颗粒尺度上是异质的。小批量采样可能无法代表整批产品的变异性，从而导致错误分类和不当的路由决策（Pagnanelli等人，2024年）。第三，要达到A级质量通常需要更深入的拆解和更先进的机械分离技术。这些步骤会增加资本成本和处理时间。因此，BMQI的经济可行性取决于平衡上游净化成本与下游价值回收（Bruno等人，2026年）。最后，需要实现监管的一致性。目前欧盟的材料回收目标是基于质量的，而不是基于数量的。将质量指标纳入未来的监管框架可以激励结构保护，而不仅仅是简单的元素回收（Lefherz等人，2025年）。解决这些挑战需要整个行业的合作，以定义可测量的质量标准、经过验证的分析协议和透明的分级标准。如果没有这种一致性，无论再生化学技术如何进步，黑质瓶颈问题仍将存在。
5. 欧洲的监管和政策环境
5.1. 欧盟电池法规：范围和创新
第2节中详细描述的系统性和技术性失败，特别是回收的经济不可行性、黑质瓶颈以及高拆解成本，并没有被政策制定者忽视。欧盟已经采取了一个积极和全面的监管框架，旨在推动行业向循环经济转型（Hartley等人，2020年）。欧盟电池法规（2023/1542）是一项具有里程碑意义的立法，旨在通过创造对回收材料的市场需求、强制要求可回收设计以及利用数字工具实现智能的生命周期管理来克服这些障碍（Barbosa de Mattos等人，2025年；Jia等人，2024年）。然而，其成功取决于解决其雄心勃勃的目标与技术现实之间的内在矛盾。本节不仅将这项法规视为一系列要求，还通过其核心政策机制来分析：创造市场需求、实现循环循环和确保问责制。
5.1.1. 创造市场需求：回收内容和碳足迹要求
该法规最具颠覆性的创新是其具有约束力的要求，旨在人为地创造对可持续材料的市场需求，从而克服电池回收的传统经济缺陷。这一策略通过设定碳足迹减少目标和强制使用回收内容来实现（Ma等人，2024年）。
• 5.1.1.1. 碳足迹声明和限制：该法规要求从2025年开始对电动汽车电池（EVBs）、轻型交通工具电池（LMT）和大型工业电池进行碳足迹声明，并在2027年设定最大阈值。这一政策本质上惩罚了能源密集型的传统回收方法（PMR/HMR）。相反，它为具有显著较低温室气体排放的直接回收（DR）技术提供了强大的政策优势（Rizos和Urban，2024年；Rufino Júnior等人，2024年）。
• 5.1.1.2. 回收内容目标：为了确保关键原材料的供应，该法规引入了回收钴、铅、锂和镍的使用目标。披露从2028年开始，从2031年起强制执行最低份额（例如，钴16%，锂6%，镍6%）。这种直接的市场干预对于回收低价值材料的经济可行性至关重要，创造了确保投资的需求（J. Yang等人，2025年；Yang等人，2025年）。然而，这一雄心目标带来了一个关键挑战：2030-2031年的最后期限要求迅速扩大高度专业化的DR和先进HMR能力，以确保高纯度电池级材料的供应（Wolf等人，2024年）。
5.1.2. 实现循环循环：数字电池护照和可回收设计
该法规利用数字透明度和生态设计原则来实现功能性的、一体化的循环经济，在废物层级中优先考虑再利用和可修复性（Husmann等人，2024年）。
• 5.1.2.1. 数字电池护照：一个关键的新特点是强制性的DBP，这是一种电子记录，从2027年开始要求电动汽车电池、轻型交通工具电池和工业电池（容量>2千瓦时）必须拥有。通过二维码可以访问DBP，其基本政策目的是打破现有的信息孤岛并确保问责制（Husmann等人，2024年；欧洲议会和欧盟理事会，2023年）。它规定了分层的数据访问，如电池的健康状态（SOH）和具体的拆解说明，这对回收商和二次寿命运营商至关重要。DBP是第5节提出的智能、数据驱动系统的不可或缺的政策推动者。
• 5.1.2.2. 可回收设计（DfR）和再利用：该法规规定了专门针对生命周期管理（EoL管理）和提高耐用性的设计要求。这要求电池的物理设计支持拆解和维修，并且电池单元易于拆卸和更换（从2027年开始适用于轻型交通工具电池）。这些DfR策略是直接的政策杠杆，迫使制造商选择与先进的自动化回收系统兼容的设计（例如，简化架构、使用可溶性粘合剂）（Picatoste等人，2022年）。
5.1.3. 确保问责制：收集、生产者责任延伸和材料回收
为了闭合物理循环，该法规通过生产者责任延伸（EPR）巩固了问责制，并为收集和材料回收设定了雄心勃勃的目标。
5.1.3.1. EPR
核心机制是EPR系统，它使生产者负责废物电池管理的财务和运营方面（J. Yang等人，2025年）。这一原则确保了整个电池生命周期的问责制，并直接激励制造商设计更易于收集、拆解和回收的电池（Rufino Júnior等人，2024年）。
5.1.3.2. 收集目标
这些目标关注废物电池的物理积累。该法规为废物电池设定了严格的收集目标，确保回收行业有足够的原料：(i) 便携式电池：到2030年收集率达到73%，(ii) 轻型交通工具电池：到2031年收集率达到61%（Rizos和Urban，2024年；Rufino Júnior等人，2024年）。
5.1.3.3. 材料回收目标（过程效率要求）
与回收内容目标（要求输入）不同，这些目标为回收过程本身的输出效率设定了最低阈值。该法规规定了回收设施必须从处理过的废物电池质量中回收的关键材料的具体百分比（表3）。这一政策直接迫使回收公司投资更高效的技术，以最大化提取率，特别是对于锂（Rizos和Urban，2024年；J. Yang等人，2025年）。
表3. 电池法规材料要求
材料 | 最低回收内容目标（从2031年起） | 材料回收目标（到2027年）
--- | ------------------ | -------------------
锂 | 6%（从2036年起增加到12%） | 50%（从2031年起增加到80%）
镍 | 6%（从2036年起增加到15%） | 90%（从2031年起增加到95%）
钴 | 16%（从2036年起增加到26%） | 90%（从2031年起增加到95%）
铅 | 85% | 90%（从2031年起增加到95%）
铜 | 90% | 90%（从2031年起增加到95%）
5.2. 关键评估和剩余的政策-行业差距
虽然欧盟电池法规是一个全球基准，但其雄心勃勃的目标暴露了几个关键的实施挑战，从而产生了必须通过技术创新来解决的基本政策-行业差距：
a. 规模化和工业化不足：回收内容的强制性截止日期给回收行业带来了巨大压力。特别是直接回收技术仍然主要处于实验室阶段，难以扩大到工业规模。当前的基础设施可能无法满足到2030年预期的大量退役电池的处理需求（Rizos和Urban，2024年；Rufino Júnior等人，2024年）。
b. 数据透明度和互操作性：DBP的有效性取决于可靠的数据共享，但仍存在关键挑战，包括定义互操作性标准以及解决关于共享专有电池化学数据的担忧（Rizos和Urban，2024年）。
c. EPR和责任转移的模糊性：当电池被重新使用或重新利用时，在转移DBP责任方面存在实际模糊性，在最终回收阶段处理数据时也存在问题。需要更清晰的指导，以确保电池生命周期内的无缝问责制（Bassi等人，无日期）。
d. 技术标准滞后：政策雄心超过了技术指导。一个关键差距是缺乏定义回收产品“材料质量”的标准化指标——这是BMQI框架的政策对应物（Husmann等人，2024年）。
e. 全球协调：协调这些全球标准对于减少贸易壁垒和确保全球范围内鼓励DfR原则至关重要（Rufino Júnior等人，2024年）。
5.3. 全球监管比较：欧盟、中国和美国
欧盟电池法规是目前最全面和最具约束力的框架之一。然而，其结构和工作重点与中国和美国采用的方法在重要方面有所不同。这些差异影响了新技术的采用速度、投资方式以及回收系统的发展。
5.3.1. 中国：集中式的EPR和产业政策协调
中国自2018年起实施了针对动力电池的EPR系统，要求制造商建立可追溯性系统并负责生命周期管理（Ali等人，2025年）。该监管方法与产业政策高度一致，强调国内材料安全和电池制造商与回收商之间的垂直整合。与欧盟框架不同，中国目前没有在新电池中强制规定回收内容目标。相反，政策工具侧重于可追溯性平台、批准的回收企业白名单以及拆解和级联利用的技术指南（Yang等人，2025年）。执行由中央行政监督支持，但与欧盟正在发展的碳足迹和回收内容机制相比，回收材料的透明度和标准化质量定义仍然不够完善。因此，中国的框架优先考虑产业规模化和供应链安全，而欧盟则更加强调环境指标和基于市场的质量激励（Chacon等人，2026年）。
5.3.2. 美国：联邦-州级的分散结构
与美国和中国不同，美国缺乏类似于欧盟电池法规的统一联邦电池回收法规（Natarajan和Noda，2025年）。政策发展在联邦倡议、州级立法和自愿行业计划之间是分散的（Meegoda等人，2025年）。联邦努力，如通过基础设施投资和就业法案（IIJA）和通胀削减法案（IRA）提供的资金，主要集中在加强国内供应链和激励关键矿物回收（Natarajan和Noda，2025年）。然而，没有全国性的回收内容强制性要求、碳足迹阈值或标准化的数字护照要求。在州一级，法规差异很大。加州已经开始开发电池的生产者责任延伸模型，但各州之间的协调仍然有限（Natarajan和Noda，2025年）。这种监管分散性给回收商和制造商带来了不确定性，可能会减缓直接回收的协调部署。
5.3.3. 主要的监管差距及其影响
从这种比较中出现了三个主要差距：
- 强制性回收内容要求：欧盟是目前唯一一个将回收内容目标与电池制造法律绑定的司法管辖区。中国和美国都没有实施类似的最低阈值（Dong等人，2026年）。
- 碳足迹整合：欧盟独特地将生命周期碳足迹声明和未来阈值纳入电池法规。在中国和美国，环境绩效更多地通过更广泛的环境法律或自愿报告计划来处理（M. Liu等人，2025年）。
- 数字可追溯性和标准化：虽然中国运营国家可追溯性平台，美国投资数据基础设施，但欧盟的DBP引入了一个统一的、法律强制的数据框架，将产品设计、使用阶段监控和生命周期管理联系起来（Mayyas等人，2023年）。这些差异具有战略意义。欧盟模式为高质量的正极到正极回收路径创造了强大的监管拉力，包括直接回收和BMQI驱动的路由。中国的模式促进了快速的产业规模扩张，但对标准化质量指标的重视程度较低（Su等人，2025年）。美国的方法优先考虑供应链韧性和国内能力建设，但目前缺乏监管一致性（Penttinen和Burlinghaus，2025年）。在质量标准、可追溯性和回收内容定义方面加强国际协调对于避免贸易扭曲和确保全球电池价值链的互操作性至关重要。
6. 电池回收的智能工业生态系统
前面的分析分解了锂离子电池（LIB）回收价值链，揭示了深刻的挑战（第2节）以及一个雄心勃勃但难以实现的政策框架（第4节）。欧盟法规的雄心勃勃的要求已经明确了必须做的事情；本节将介绍实现这些要求所需的系统。克服4.2节中详细说明的政策-行业差距需要从渐进式改进转变为整体、系统级的方法。本节提出了一个集成智能回收生态系统的愿景，在这个系统中，数字智能、机器人自动化和先进的回收工艺相结合，创建了一个响应迅速、价值最大化且真正循环的系统。6.1. 集成智能回收工厂：最大化材料价值的愿景
数字回收（DR）、人工智能驱动的拆解和先进的机械分离技术虽然各有潜力，但往往被单独讨论。然而，它们的真正潜力并非通过独立应用实现，而是通过深度整合来释放。为了克服异质电池废物与高纯度回收要求之间的根本不匹配，我们提出了一个具有前瞻性的框架：集成智能回收工厂。该模型超越了顺序性的破坏性处理方式，通过整合数字、物理和化学技术，创建了一个智能、适应性强的系统，以最大化材料价值和回收效率。其核心理念是从破坏性的“一刀切”粉碎方式转向非破坏性的策略，从而保留电池材料的固有价值。该工厂的概念工作流程如图4所示，支持智能多流处理。
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图4. 集成智能回收工厂的概念工作流程。
6.2. 集成工作流程：通过智能多流处理最大化价值
智能工厂的运作依赖于三个相互连接、数据驱动的阶段，旨在将材料导向其最高价值的流动路径，确保符合政策要求（G. Wei等人，2023年）。
**阶段1：智能网关（DBP引导的拆解和路由）**：废旧电池组的初步拆解是一个关键瓶颈。智能工厂通过结合人工智能、机器人技术和数据来解决这个问题。该过程由DBP数据（在4.1.2.1节中规定）指导，并辅以非破坏性诊断来评估电池的健康状态（SOH）。这些综合数据为每个电池创建了一个“数字孪生体”，从而实现了工厂运营中的智能路由。系统据此确定某个组件是用于高价值二次利用（路径A）还是材料回收（路径B或C）。在AI和机器人系统的引导下，这些系统安全精确地执行复杂的拆解任务，利用了数字回收（DfR）原则带来的成本效益（Chigbu，2024年；G. Wei等人，2023年；Wolf等人，2024年）。然而，实际实施此类AI驱动的拆解系统时必须考虑到不同制造商（如特斯拉、比亚迪、大众）之间电池设计的显著差异（Choux等人，2024年）。许多电池组使用不可拆卸的连接方式，如结构粘合剂、灌封树脂和激光焊接接头，以确保机械稳定性（Liao等人，2025年）。这些连接方式难以用传统技术分离，通常需要半破坏性方法，例如使用铣削工具来破坏卡扣连接或焊接（Rehman等人，2025b）。虽然标准机器人在结构化环境中擅长重复性任务，但它们无法处理损坏或生锈的电池组件的复杂性（Liao等人，2025年）。为了解决结构不确定性，系统必须集成计算机视觉、传感器融合和强化学习，以便实时适应每个进入组件的具体状态和几何形状（Rehman等人，2025b）。
**阶段2：高纯度预处理（先进机械分离）**：为了获得数字回收所需的高纯度原料，这一阶段充当了一个高保真度的净化模块，取代了传统的粉碎过程。与其破坏性处理不同，这里采用机械分层（例如基于溶剂的分离）等技术，选择性地将活性材料与其当前集流体分离，从而保留正极晶体结构。对于其他或混合原料，使用先进的基于传感器的分类技术（例如高光谱成像）来均匀化“黑质”，从而得到一致的高纯度粉末。成功执行这一阶段对于将BMQI定义的理论价值转化为实际的高价值商品流至关重要（Scott等人，2023年；G. Wei等人，2023年；B. Zhang等人，2024年）。虽然这一阶段旨在为数字回收提供高纯度原料，但它也必须在原料具有显著异质性的条件下运行。实际上，回收设施经常遇到混合化学成分的电池、部分降解的材料以及无法直接归类为黑质的残留物（Chernyaev等人，2024年）。在这种情况下，第二阶段不仅是一个净化步骤，还是一个分类和路由步骤。高质量的部分被导向数字回收路径，而混合或受污染的材料则被重新导向其他回收途径，如湿法冶金回收（HMR）或物理机械回收（PMR），在这些途径中元素提取更为有效（Zeng等人，2025年）。同时，非粉末残留物（包括金属组件、集流体和聚合物材料）被分离并作为次要流进行处理，以确保全面的材料回收（Lefherz等人，2025年）。此外，系统还必须处理损坏或结构不稳定的电池单元，这代表了重大的安全和操作挑战（Hayagan等人，2024年）。这些输入在上游被识别并从标准拆解和净化路径中分流，导向更安全的处理途径，优先考虑稳定性和可控的材料回收（Pagnanelli等人，2024年）。从系统角度来看，电池回收的未来不在于单一的优化过程，而在于跨多个途径的智能路由，其中原料质量决定了最合适的治疗路径（Zeng等人，2025年）。这种灵活的方法确保系统在现实条件下保持稳健性，因为变异性和污染是常态而非例外。
**阶段3：闭环材料再生和整合**：最后阶段将净化后的组件重新转化为电池级材料，完成物理循环。对于通过路径B导向的高纯度正极材料，采用了一系列数字回收方法。整个系统的成功最终体现在其能够将高质量材料返回给电池制造商，从而实现回收内容目标（4.1.1.2节）。DBP确保了可追溯性，为制造商提供了验证数据，使他们能够自信地使用回收材料。一个持续的数据反馈循环，其中使用回收材料制造的新电池的性能数据可以优化回收参数，从而创建一个自我优化的学习系统（Shi等人，2024a；Shi等人，2024b）。
6.3. 更广泛的生态系统创新
除了集中式的智能工厂外，还有其他创新正在出现，这些创新补充了这一模型，并增强了整个价值链的循环性。
• **分散式微回收**：微工厂的概念提供了一种分布式方法，在本地处理少量废物，以降低运输成本，并作为更大枢纽的进料系统（Hu等人，2022年；Rezaei等人，2025年）。
• **绿色工艺化学**：使用有机酸（绿色浸出剂）和节能方法的进步使得湿法冶金路线（路径C）更加可持续（Rezaei等人，2025年）。
• **为回收而设计（DfR）**：至关重要的是，整个智能生态系统的效率从根本上取决于电池的设计。如第4节所述，使用水溶性粘合剂、模块化电池组架构和标准化组件等原则对于使自动化拆解和高纯度分离在经济上可行至关重要，这是第一阶段智能网关所需的设计输入（Gonçalves等人，2025年；Scott等人，2023年）。
7. 未来展望和战略路径
前面的分析拆解了锂离子电池（LIB）回收价值链，揭示了深刻的挑战和有希望的解决方案。核心问题不再是是否需要循环经济，而是如何将必要的技术、工业和监管组件协调成一个连贯、功能性的系统。前进的道路取决于执行三项协同策略：协调材料流动、加速技术融合和加强支持基础设施（图5）。
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图5. 循环电池经济的战略融合模型。
7.1. 战略整合1：从收集到正极的材料流动协调
黑质的理论价值必须转化为实际的高价值商品流。
• **实施BMQI**：BMQI必须从一个概念框架发展成为整个行业的定价和工艺选择标准。这需要开发快速、在线的分析技术，以便实时分配BMQI等级，实现集成智能回收工厂内的原料自动路由。
• **为A级管道设计**：最高价值的数字回收路径需要BMQI A级原料。未来的努力必须集中在使实现这一等级所需的复杂预处理（例如基于溶剂的分层、先进分类）更具成本效益和稳健性上，将其从技术可能性转变为经济驱动力。乍一看，这些方法从能源角度来看可能不利，因为它们引入了额外的步骤，特别是在溶剂回收和过程控制方面（Gao等人，2025年）。然而，它们的影响不能孤立地判断（Tang等人，2024年）。虽然传统的机械粉碎通常与相对较低的直接碳强度相关（大约每千克电池0.30-0.36千克二氧化碳），但它通常会产生较低级别的黑质，需要进一步的能源密集型下游精炼，如湿法冶金回收或物理机械回收（Liu等人，2026年）。相比之下，基于溶剂的方法可以提高材料选择性，但会增加额外的能源需求，特别是在溶剂回收过程中。例如，常用的溶剂N-甲基-2-吡咯烷酮（NMP）在去除粘合剂方面有效，但其蒸馏过程能耗较高（112 MJ每千瓦时），并且会显著增加预处理阶段的全球变暖潜力（Narimani-Qurtlar等人，2024年）。然而，最近的发展表明，这种影响可以减轻。使用替代“绿色”溶剂以及溶剂回收和再利用策略可以大幅减少能源需求和环境负担（Deng等人，2026年）。特别是，通过优化的蒸馏过程回收NMP已被证明可以降低处理成本并减少相关排放，相比使用原始溶剂（Maske等人，2023年）。这些发现进一步强调了在系统层面评估预处理策略的重要性，其中必须平衡当地能源投入与下游效率提升。同样，自动化的AI辅助分类系统引入了额外的电力需求，以运行机器人平台和传感器阵列。然而，与通过提高材料选择性获得的效率提升相比，这种能源投入相对较小。通过实现特定化学成分的目标分离和分批处理，这些系统提高了关键元素的回收率，同时确保所得原料满足高价值回收路径所需的纯度要求，包括数字回收（Peixoto等人，2026年）。
7.2. 战略整合2：加速制造和回收的融合
目前电池生产商与回收商之间的脱节是规模扩展的主要障碍。
• **共址和共生**：循环经济的最终体现是回收设施与巨型工厂的物理整合。这消除了运输成本，确保了原料的连续性，并允许再生材料直接重新整合到生产线上。展示这种共生的试点项目是下一步的关键。
• **从实验室到千兆规模**：降低风险的需求：尽管实验室规模的数字回收结果令人信服，但迈向工业规模的飞跃仍然是一个高风险的任务。需要公私合作伙伴关系的共同努力来资助和降低首次商业规模数字回收设施的风险，重点关注最有前景和盈利的途径，如湿法冶金回收（DER）。
7.3. 战略整合3：加强支持基础设施：数据和标准作为软基础设施与回收工厂的物理基础设施同样重要。
• **货币化DBP**：DBP必须不仅仅是一个合规工具；它必须成为价值的来源。这将需要解决数据所有权和互操作性的核心挑战，以创建可信的、流动的数据市场。回收商应该能够为具有丰富、可验证DBP的电池支付溢价，从而为数据质量创造市场激励。
• **奖励质量的政策，而不仅仅是数量**：未来的法规应超越基于基本质量的回收内容目标。建立闭环正极到正极回收的溢价，从而直接促进最可持续的技术，代表了回收政策的下一个进步。
• **缩小循环指标的LCA差距**：当前的生命周期评估（LCA）方法由于缺乏考虑材料质量保留的指标，从根本上低估了直接再生的价值。现有框架依赖于传统的指标，如非生物消耗潜力（ADP），并假设初级材料和次级材料之间的完全等价性，从而忽略了正极到正极回收中保留的结构和功能价值（Zanoletti等人，2024年）。为了解决这一限制，应将先进的循环导向指标（如CTI-LCIA和EVDP）纳入未来的评估框架（Islam和Iyer-Raniga，2022年）。CTI-LCIA通过量化材料在处理后变得物理上或经济上无法进一步使用的程度，扩展了传统的生命周期影响评估（Dewulf等人，2024年）。与假设提取后资源完全消耗的ADP不同，CTI评估了整个价值链中的可访问性损失。其计算基于过程级别的库存数据，并考虑了处理路线如何通过稀释、分散或热力学捕获等方式改变材料的可回收性（Cappelli等人，2025年）。在这种情况下，直接回收（DR）几乎可以实现零不可回收性，因为正极结构保持完整且可以直接再利用；而混合回收（PMR）路线由于锂进入熔渣相以及需要额外的回收步骤而表现出较高的CTI值。此外，经济价值分解（EVDP）通过比较材料在保持电池级正极状态下的理论最大价值与通过特定处理路线实际回收的价值来捕捉回收过程中的经济和功能价值的损失。因此，该指标反映了降级回收的程度，较高的EVDP值表明结构和功能完整性的损失更大（Santillán-Saldivar等人，2023年）。实际上，将正极材料还原为元素或低级化合物的处理过程表现出较高的价值损失，而直接回收则保留了材料结构和性能，从而导致EVDP显著降低。CTI-LCIA和EVDP共同将评估框架从基于质量的回收转向了注重质量的循环性指标，使得可以根据环境性能和材料功能保留情况来区分不同的回收路径。它们的实施将为激励高价值回收路径的政策工具提供定量基础。为了确保整个价值链的一致性和互操作性，其应用应得到标准化数据基础设施（如DBP）和协调的行业范围数据共享机制的支持。
当前基于生命周期评估（LCA）的直接回收评估的一个进一步限制是对系统边界内上游试剂生产处理的不足。虽然直接回收通常具有较低的能源需求和结构保留优势（Shen等人，2023年），但最近的研究一致指出重新锂化和再活化步骤是主要的环境热点。锂源如LiOH及相关盐类可能贡献了全球变暖潜力的40-43%，在某些情况下甚至主导了资源消耗指标（Chen等人，2023年；Kurz等人，2025年）。同样，溶剂和辅助试剂在端到端评估中经常被简化或忽略，这些上游负担在不同研究中没有得到一致的处理（Mousavinezhad等人，2023年）。这些差异还因方法上的不一致性而加剧，包括系统边界的差异、对溶剂损失的假设以及依赖预先的实验室规模数据（S. Wang等人，2025年）。与直接回收相比，混合回收路线明确考虑了酸和试剂的消耗（例如H2SO4、HCl、NaOH），其中化学输入通常主导环境影响（Mousavinezhad等人，2023年），而混合回收评估可能通过将高温处理与下游精炼阶段分开而低估了化学负担（Hanna等人，2025年）。因此，排除上游试剂生产的LCA研究可能会系统性地偏向于直接回收，掩盖了其主要的环境负担之一（Kurz等人，2025年）。因此，一个稳健的评估需要从摇篮到摇篮的系统边界，明确纳入试剂生产、溶剂管理和材料替代效应（Chen等人，2023年；Plachý等人，2026年）。
虽然图5展示了系统层面的战略收敛模型，但表S4将这一框架转化为逐步的技术路线图，将具体工具和过程与其循环目标和监管驱动因素联系起来。
7.4 未来创新路径的实施优先事项
要从概念转化为实践，未来的创新应集中在几个关键步骤上，而不是试图同时扩大所有方面。首要任务是更好地控制原料。直接回收只有在输入材料干净且定义明确的情况下才能有效。实际上，电池废物变化很大且经常受到污染，这使得过程性能不稳定。最近的研究表明，铝（Al）、铜（Cu）和氟（Fluorine）等杂质会强烈影响再生效率和产品质量。为了解决这个问题，需要在任何处理步骤之前实施快速分类和表征方法。基于质量的路由方法，如BMQI，可以帮助决定某个材料流是否适合直接回收或应采用混合回收路线处理。
第二个优先事项是通过集成试点系统来扩大直接回收的规模。大多数再生方法仍然在实验室规模和受控条件下运行。然而，工业废物流更为复杂且不一致，这导致了报告的性能与实际可行性之间的差距。除了关注新的化学工艺外，还应更多努力于提高过程稳定性、杂质容忍度和可重复性。这包括开发去除污染物的预处理步骤、优化重新锂化条件，并使用标准化的电化学测试验证再生材料。例如，磁辅助浮选（MAGFLO）可以改善正极活性材料与石墨的分离（Efendi等人，2026年），这可以是直接回收前黑质预处理的可扩展解决方案。
第三个优先事项是数字工具的实际应用。数据库平台（DBP）不应仅被视为监管要求。如果数据可访问且可靠，它还可以支持分类、安全评估和过程选择。结合基于人工智能的拆解和基于传感器的分类，可以在回收的早期阶段减少不确定性。同时，政策框架需要从基于数量的目标转向基于质量的激励措施。如果材料功能丧失，仅仅回收材料质量是不够的。支持闭环回收，特别是正极到正极的回收，对于长期可持续性至关重要。总体而言，实施将依赖于更好的分类、更稳健的处理和改进的数据利用。这些要素在文献中已有讨论，但它们通常被分开处理。将它们整合到一个系统中是未来工业应用的主要挑战。
8. 结论
本综述批判性地审视了限制当前锂离子电池（LIB）回收实践可扩展性和经济可行性的系统性障碍。我们首先分析了传统混合回收（PMR）和混合回收（HMR）路线的结构弱点，强调了它们的能源强度、环境负担以及在正极化学成分演变下的盈利能力下降。然后，我们将直接回收评估为一个有前景的替代方案，特别关注其环境优势、经济潜力以及目前阻碍工业实施的工程限制。这项工作的核心贡献是识别“黑质瓶颈”作为先进回收路径的关键限制因素。为了解决这个问题，我们提出了BMQI框架，作为一种结构化的方法来分类原料质量并指导过程选择。通过将原料分级与回收路线适用性联系起来，BMQI提供了一个实用的决策支持工具，以改进材料路由并实现更高价值的正极到正极回收。此外，该研究分析了欧盟电池法规作为技术转型的政策驱动因素的作用，并引入了结合数据库平台实施、人工智能辅助拆解、高纯度预处理和直接回收技术的综合智能回收生态系统的概念。实现真正的循环锂离子电池系统需要从孤立的过程改进转向集成、质量驱动的回收系统。行业的未来不会由单一技术定义，而是由数据库平台、BMQI和智能回收基础设施的协调使用所决定。通过改进材料流动和质量为基础的监管机制的对齐，可以实现一个有韧性和可持续的循环电池系统。
作者贡献声明：
Tannaz Naseri：撰写——审阅与编辑、撰写——原始草稿、可视化、验证、方法论、调查、资金获取、数据管理、概念化。
Kerstin Kuchta：监督、方法论、调查、概念化。
