趙丹陽，張 翔，徐 帆，隋艷偉

（中國礦業(yè)大學(xué)材料與物理學(xué)院，江蘇 徐州 221000）

中央全面深化改革委員會第二次會議強調(diào)，要建設(shè)更高水平開放型經(jīng)濟(jì)新體制，推動能耗雙控逐步轉(zhuǎn)向碳排放雙控?！半p碳”背景下，構(gòu)建以電化學(xué)儲能為主體的新型電力系統(tǒng)已成為實現(xiàn)清潔能源的高效利用，推動能耗雙控逐步轉(zhuǎn)向碳排放雙控的重要途徑[1]。鋰離子電池自1991年商業(yè)化以來，全球鋰離子電池產(chǎn)業(yè)蓬勃發(fā)展。鋰離子電池憑借重量輕、工作范圍寬、能量密度高、使用壽命長以及自放電率低等優(yōu)點，目前已廣泛應(yīng)用于電動汽車、便攜式電子設(shè)備及儲能裝備等領(lǐng)域[2-5]。隨著電動汽車行業(yè)對于電池質(zhì)和量的需求不斷提高，鋰離子電池作為儲能型和動力型的電化學(xué)儲能器件成為當(dāng)前研究熱點之一，其產(chǎn)量也逐年增長[6]。據(jù)統(tǒng)計，僅2021年，我國生產(chǎn)的鋰離子電池多達(dá)232.64億只，當(dāng)年同比增長22.4%[7]，2022年增長至235.2億只，相較于2015—2021 年期間年均產(chǎn)量137.67 億只，增長率高達(dá)70%。隨著電子設(shè)備的更新迭代及電動交通工具產(chǎn)業(yè)的迅猛發(fā)展，中國鋰離子電池的市場需求不斷增大，這不僅給鋰離子電池原材料供應(yīng)帶來了嚴(yán)峻的挑戰(zhàn)，隨之帶來的退役鋰電池循環(huán)利用問題也被廣泛關(guān)注。

然而鋰離子電池使用壽命是有限的(3C類產(chǎn)品用鋰離子電池約為1～3年，動力電池約為8～10年)，新能源行業(yè)的快速發(fā)展產(chǎn)生了大量的退役鋰離子電池[8]。第一批電動汽車的使用壽命開始接近尾聲，據(jù)估測[9-10]，在2017—2030年期間，全球范圍內(nèi)預(yù)計將產(chǎn)生超過1100 萬噸退役鋰離子電池，并且自2025 年起，報廢動力電池將超過便攜設(shè)備用鋰離子電池，主導(dǎo)鋰離子電池回收市場，這成為巨大的市場機遇。在“電動中國”背景下，我國近年來新能源汽車領(lǐng)域的快速發(fā)展將使我國成為全球最大的鋰離子電池回收市場。根據(jù)預(yù)測[11-12]，2040年全球鋰離子電池回收的市場規(guī)?？稍鲩L至310 億美元，而其中超過50%的份額在中國實現(xiàn)?？茖W(xué)、高效且低成本地回收廢舊鋰電池中的金屬元素，成為國家發(fā)展規(guī)劃中的戰(zhàn)略重點之一。

廢舊鋰離子電池具有突出的資源特性，富含鋰(Li)、鈷(Co)、鎳(Ni)、錳(Mn)和銅(Cu)等金屬元素，成為重要的有價金屬礦藏[13-14]，而正極材料中這些金屬含量可占整個電芯總質(zhì)量的50%，尤其是Li(1.9%)、Ni(12.1%)、Co(2.3%)、銅(13.3%)等元素含量遠(yuǎn)高于金屬礦石[15]。我國為貧鋰國家，鋰資源重度依賴進(jìn)口，同時Ni、Mn、Co等資源的大量消耗也使得鋰離子電池?zé)o法滿足我國在動力電池和大規(guī)模儲能方面的戰(zhàn)略布局[16-17]。因此，合理地對廢舊鋰離子電池中金屬元素進(jìn)行回收將有效緩解電池原材料供應(yīng)鏈緊張的問題，成為促進(jìn)資源循環(huán)利用的重要舉措。此外，三元鋰離子電池中重金屬、有機溶劑、電解質(zhì)等豐富化學(xué)物質(zhì)對環(huán)境構(gòu)成了嚴(yán)重的威脅[18]。因此，開發(fā)相應(yīng)的回收再利用技術(shù)對這些廢舊三元鋰離子電池進(jìn)行處理和管理，將有效緩解自然資源枯竭和環(huán)境污染問題[19]。開展廢舊鋰離子電池的回收與再生工作具有重要的經(jīng)濟(jì)價值和環(huán)保意義。

因此，本文論述了廢舊三元鋰離子電池回收的必要性與發(fā)展現(xiàn)狀，展望廢舊鋰離子電池資源化回收工藝存在的問題和面臨的挑戰(zhàn)，以期最大化發(fā)展鋰離子電池的應(yīng)用價值，同時保障電池產(chǎn)業(yè)鏈穩(wěn)定健康發(fā)展。

1 預(yù)處理

鋰離子電池主要由電池殼、正極、負(fù)極、電解液、隔膜和集流體組成，組分復(fù)雜，為了安全高效地對廢舊鋰離子電池三元正極材料進(jìn)行回收，一般需要對退役鋰離子電池進(jìn)行完全放電、拆卸、分離等預(yù)處理工序，詳細(xì)的預(yù)處理過程如圖1所示。

圖1 廢舊鋰離子電池的預(yù)處理過程Fig.1 Pre-treatment process of waste lithium-ion batteries

1.1 放 電

常用的放電方法有物理放電法和化學(xué)放電法，2 種方法均是通過使電池形成有效回路，從而釋放廢舊鋰離子電池中的余能，降低后續(xù)處理過程中電池短路或自燃的風(fēng)險。蘇勇等[20]將放電裝置直接與廢舊鋰電池相連接形成短路放電，最終使電池電壓降到0.1 V 左右。物理放電法不會對電池結(jié)構(gòu)造成破壞，但放電過程中電池中剩余電能快速轉(zhuǎn)化為熱能，大規(guī)模處理時極易發(fā)生電池爆炸等危險。NaCl 溶液由于放電效率穩(wěn)定以及較低的成本備受關(guān)注，但高濃度的鹽溶液容易腐蝕電池外殼，造成有價金屬的損失以及有機電解質(zhì)的泄漏。Fang等[21]比較了鋰離子電池在不同鹽溶液中的放電效率以及電極腐蝕程度，發(fā)現(xiàn)鋰離子電池在(CH3COO)2Zn溶液中擁有較快放電效率的同時，電極腐蝕受到了明顯的抑制?；瘜W(xué)放電法操作簡單、放電效率高，但是有機電解質(zhì)極易從腐蝕的電極中泄漏，對環(huán)境造成污染。

1.2 拆 卸

拆卸過程一般分為人工拆卸和機械拆卸2種方式。實驗室中為得到高純度的產(chǎn)品一般采用人工拆卸的方式分離出正極片、負(fù)極片和隔膜。然而，人工拆卸處理效率低并不適合大規(guī)模的工業(yè)應(yīng)用[22]。因此工業(yè)上一般采用機械對其自動化拆卸，首先將廢舊鋰離子電池進(jìn)行機械破碎處理[23]，利用鋰離子電池中各組分不同的物理性質(zhì)，通過篩選[24]、磁選[25-26]、熱解[27-28]和浮選[29-30]等輔助方法，對各組分進(jìn)行高效分離和富集。然而，鋰離子電池結(jié)構(gòu)復(fù)雜，不同組分之間不可避免地相互滲透，機械處理很難完全分離各組分。此外，機械破碎過程中伴隨著粉塵、噪聲和有機物揮發(fā)污染。

1.3 分 離

拆卸后，正極需要進(jìn)一步分離，正極活性物質(zhì)通過PVDF等有機黏結(jié)劑緊密地黏附在鋁箔上，如何從鋁箔上高效分離正極活性物質(zhì)是鋰離子電池回收利用的關(guān)鍵前提。常見的分離方法有熱處理法[31]、有機溶劑溶解法[32]和堿溶法[33]。三種方法的優(yōu)劣勢如表1所示。

表1 預(yù)處理正極活性物質(zhì)分離方法比較Table 1 Comparison of pretreatment anode active substance separation methods

熱處理法是利用正極活性物質(zhì)、黏結(jié)劑、導(dǎo)電劑和鋁箔熱解溫度的不同，選擇合適的熱處理溫度使正極活性物質(zhì)從鋁箔上脫離并去除有機雜質(zhì)。PVDF 初始分解溫度為350～450 ℃，完全分解溫度為600 ℃[34]，在此完全分解溫度下，導(dǎo)電劑也可發(fā)生氧化分解同步除去，得到純度較高的正極材料[35]。此法操作簡單且成本較低，適用于大規(guī)模生產(chǎn)，但熱處理過程中有機黏結(jié)劑和電解質(zhì)的分解會產(chǎn)生HF 等有害氣體。為了避免高溫?zé)崽幚硭鶐淼沫h(huán)境危害，Wang 等[36]通過引入氧化鈣，大大降低了PVDF的分解溫度，在300 ℃的低溫下，黏結(jié)劑PVDF 可以被CaO 原位分解吸收，并且正極活性物質(zhì)與鋁箔的分離率達(dá)到97.1%。

有機溶劑溶解法是采用與PVDF表現(xiàn)出高溶解度的溶劑通過相似相溶原理以除去PVDF。常用的有機溶劑有N-甲基吡咯烷酮(NMP)[37]、N，N-二甲基甲酰胺(DMF)和二甲基乙酰胺(DMAC)[38]。有機溶劑溶解法分離效率高，但存在著分離時間較長的缺陷，因此，超聲輔助分離常常與有機溶劑溶解法并行使用。He等[39]從PVDF的溶解和超聲波引起的空化2個方面揭示了分離的機理，超聲波加速對流運動并提供大量能量，增加固體和液體的接觸面積以加快分離效率，在最佳條件下，正極活性物質(zhì)的分離效率可以達(dá)到99%。鑒于有機溶劑有毒、價格高昂且會排放有機廢液，工業(yè)上大多不采用此類方法，通常運用于實驗室小規(guī)模實驗。

堿溶法是利用正極活性物質(zhì)與鋁箔在堿性溶液中溶解度的不同來實現(xiàn)活性物質(zhì)的分離。李春艷[40]從NaOH溶液濃度、固液比、溫度、反應(yīng)時間4個因素探究了NaOH溶液的脫鋁效率，實驗表明，在最佳溶解條件下，脫鋁效率可以達(dá)到92%，最終在馬弗爐中500 ℃煅燒5 h 除去PVDF 和導(dǎo)電炭黑等雜質(zhì)以得到正極活性物質(zhì)。堿溶法雖分離效率高，但強堿溶液容易對設(shè)備造成腐蝕，且強堿廢液的排出也會對環(huán)境造成污染。

Sen?anski 等[41]比較了上述3 種方法的正極活性物質(zhì)分離效率，結(jié)果表明，堿溶法最高可以得到100%的分離效率，超聲有機溶劑溶解法其次，分離效率可以達(dá)到68%，熱處理法分離效率最低，僅僅只有57%。

2 火法回收工藝

火法回收工藝是采用高溫冶煉的方式將廢舊鋰離子電池中的有價金屬轉(zhuǎn)化為合金或者金屬化合物的形式分離回收?；鸱ɑ厥展に囈话悴恍枰獙U舊電池材料提前進(jìn)行處理，工藝簡單且處理量大，同時避免了酸堿廢液的產(chǎn)生，在電池回收行業(yè)占有一定的市場。根據(jù)使用反應(yīng)劑的不同，工業(yè)上將火法回收工藝分為造渣還原熔煉法、碳熱還原法和鹽輔助焙燒法，如圖2所示。

圖2 火法回收工藝各方法的優(yōu)勢與劣勢Fig.2 Advantages and disadvantages of each method of the fire recovery process

2.1 造渣還原熔煉法

造渣還原熔煉法是利用基礎(chǔ)渣系使廢舊鋰離子電池中有價金屬在高溫下發(fā)生物理或者化學(xué)變化富集沉淀，同時電池中的有機成分還可充當(dāng)還原劑促使Cu、Co、Fe、Ni 等合金化合物的形成。Ren等[42]使用MnO-SiO2-Al2O3渣型替代傳統(tǒng)CaO-SiO2-Al2O3渣型高溫熔煉廢舊鎳鈷錳酸鋰(LNCM)離子電池，在1475 ℃最佳物料比下熔煉30min，Ni、Co、Cu在金屬合金中以99%的高產(chǎn)率回收，但Li的回收率僅僅只有2.63%，這是由于Li自身還原性較強，常常以氧化物的形式與Mn 熔融形成渣相，需要對渣相進(jìn)行進(jìn)一步的浸出和萃取才能得到Li和Mn。在此基礎(chǔ)上，Hu 等[43]通過優(yōu)化爐渣系統(tǒng)和收集煙道粉塵進(jìn)一步提高了Li的回收率，并在電弧爐中完成了10000 kg 廢舊電池材料的中試，為該工藝的工業(yè)實施提供了參考。

2.2 碳熱還原法

為了提高Li在火法回收工藝中的回收率，常常采用碳熱還原的方式將不溶性鋰轉(zhuǎn)化為水溶性鋰來選擇性提取Li。碳熱還原法(CTR)通常采用木炭、石墨、焦炭等碳源作為還原劑，在650～1000 ℃范圍內(nèi)加熱1 h 左右將正極材料轉(zhuǎn)化為金屬和過渡金屬氧化物。與傳統(tǒng)高溫熔煉法相比，CTR所需的溫度更低，并且CTR 中的Li 轉(zhuǎn)化為易于回收的Li2CO3或Li2O，而不是像熔煉中那樣在爐渣中損失。Huang等[44]提出一種石墨與正極材料在氮氣氣氛下進(jìn)行碳熱還原的原位回收廢舊三元鋰離子電池的新組合工藝，Li的回收效率顯著提高到95.57%。Jiang 等[45]在碳熱還原的基礎(chǔ)上提出一種“以廢治廢”的方法，利用廢舊電池中的導(dǎo)電劑乙炔黑充當(dāng)碳源進(jìn)行還原反應(yīng)，分析了不同乙炔黑用量下三元正極材料熱還原前后的物相結(jié)構(gòu)轉(zhuǎn)化、化合物元素價態(tài)變化及離子浸出效率，結(jié)果表明，在最佳條件下，Li 的回收效率可以達(dá)到95.67%。除此之外，Ma 等[46]利用Al 協(xié)同碳作為焙燒過程中的還原劑，焙燒后超過97%的Li 被回收，Al 的加入不僅降低了CTR 的反應(yīng)溫度，還規(guī)避了Al 箔作為廢棄組分后續(xù)處理的問題。

2.3 鹽輔助焙燒法

鹽輔助焙燒法(SAR)是以鹽為反應(yīng)核心，通過將各種金屬元素轉(zhuǎn)化為水溶性產(chǎn)物提高回收效率。與CTR 相比，SAR 可以選擇性地回收廢舊正極材料中的各種元素，并且反應(yīng)溫度一般低于CTR。由于無機鹽的多樣性，SAR 又可以分為硫酸化焙燒、氯化焙燒。Lin 等[47]創(chuàng)新性地采用NiSO4·6H2O 選擇性硫化焙燒NCM111，在550 ℃空氣氣氛下，NCM111 在1 h 內(nèi)完全轉(zhuǎn)化為LiSO4和Ni-Co-Mn 氧化物，其中，LiSO4通過水浸提取，浸出殘渣可以與Li2CO3進(jìn)行固相合成重新構(gòu)建層狀結(jié)構(gòu)。為保證電荷守恒，不穩(wěn)定層狀結(jié)構(gòu)中的Li+被釋放出來并與SO混合生成LiSO4，晶格氧逸出并與Ni2+發(fā)生轉(zhuǎn)化生成NiO，硫在整個閉環(huán)過程中以SO的形式保持，因此不會造成污染，在此基礎(chǔ)上再合成的正極材料電化學(xué)性能與商業(yè)化的NCM523相當(dāng)。

氯化焙燒是采用包括HCl(g)、NaCl、NH4Cl、Cl2(g)在內(nèi)的氯化劑與各種金屬及金屬氧化物發(fā)生氯化反應(yīng)生成金屬氯化物，最終根據(jù)金屬氯化物水溶性的差異來分離回收。Yang等[48]將三元正極材料與NH4Cl以1∶2的質(zhì)量比在350 ℃下煅燒20 min，最終Li、Ni、Co 和Mn 在水中的浸出率均超過97%。相較于硫酸化焙燒，氯化焙燒的反應(yīng)溫度更低，但反應(yīng)過程中易產(chǎn)生腐蝕設(shè)備的HCl氣體，對環(huán)境造成嚴(yán)重污染。

火法回收工藝作為廢舊鋰離子電池回收的重要技術(shù)方法，目前已實現(xiàn)了從熔煉到焙燒，CTR 到SAR的轉(zhuǎn)變以降低反應(yīng)溫度和提高各金屬離子的回收率，但反應(yīng)過程中產(chǎn)生的有毒有害氣體仍需要進(jìn)行后續(xù)處理。

3 濕法回收工藝

濕法冶金是從電池中提取有價金屬的常用方法，其主要是利用液體溶劑對正極材料進(jìn)行浸出，使有價金屬以離子形式溶解在溶劑中，后續(xù)通過溶劑萃取[49]、化學(xué)沉淀[50]、離子交換[51]和電化學(xué)沉積[52]來進(jìn)行金屬離子的分離提純，但此途徑存在分離周期長和部分金屬離子損失等問題。為最大化利用浸出后的正極材料，再生工藝無疑會成為未來的發(fā)展趨勢。濕法回收工藝總體流程如圖3所示。

圖3 濕法回收工藝總體流程Fig.3 Overall flow of the wet recovery process

3.1 浸 出

在濕法回收工藝中，浸出是必不可少的重要一環(huán)。根據(jù)浸出劑選擇的不同，可以將浸出分為酸浸出、氨浸出、生物浸出和深共晶溶劑浸出，通過改變浸出條件(濃度、時間、固液比、溫度、攪拌速率)來實現(xiàn)有價金屬的最佳浸出，同時，超聲波、機械化學(xué)等輔助措施也常常運用于強化浸出過程。

3.1.1 酸浸出

酸浸出主要分為無機酸浸出和有機酸浸出2種路線，無機酸主要有硫酸(H2SO4)[53-55]、鹽酸(HCl)[56-57]和硝酸(HNO3)[58-59]等，此類無機酸可以溶解絕大多數(shù)的金屬氧化物，但考慮到待提取的貴重金屬離子以難溶的高價態(tài)形式存在，通常使用雙氧水(H2O2)[60]、葡萄糖(C6H12O6)[61]和硫代硫酸鈉(Na2S2O3)[62]等還原劑來實現(xiàn)活性物質(zhì)中各高價金屬離子向低價態(tài)金屬離子的轉(zhuǎn)變，以達(dá)到最高的浸出效率。雖然無機酸由于其強酸性，可以溶解大多數(shù)的金屬離子，但是在工業(yè)運用中會產(chǎn)生大量的酸性廢水以及Cl2和NOX等有毒氣體，對環(huán)境造成極大的危害。

有機酸浸出相較于無機酸浸出，其反應(yīng)體系更加溫和，在同等浸出效率情況下，其對環(huán)境也更加友好。常用的有機酸有檸檬酸[63]、蘋果酸[64]、甘氨酸[65]、馬來酸[66]等。Wang等[67]開發(fā)了一種以DL-蘋果酸為浸出劑，d-葡萄糖為還原劑，從廢舊三元正極材料中回收有價金屬的綠色浸出工藝，并系統(tǒng)地研究了浸出動力學(xué)和界面反應(yīng)，結(jié)果表明，在最佳浸出條件下，Li、Ni、Co和Mn的浸出過程主要受表面化學(xué)反應(yīng)模型控制，Li、Ni、Co和Mn的浸出效率分別達(dá)到98.53%、 90.14%、 90.58% 和98.66%。有機酸的浸出能力通常比無機酸弱，可以將2種酸混合通過額外的酸來影響酸和離子之間的絡(luò)合來提高浸出效率。Zhuang 等[68]提出了一種新的磷酸和檸檬酸混合酸體系，以磷酸為浸出劑，檸檬酸為浸出劑和還原劑浸出三元正極材料，通過使用0.2 mol/L的磷酸和0.4 mol/L的檸檬酸(固液比為20 g/L)在90 ℃下浸出30 min，將100%的Li、93.4%的Ni、91.6%的Co 和92%的Mn 浸出到溶液中，并且檸檬酸作為一種可生物降解的有機酸，它的廢液在厭氧和好氧環(huán)境下都很容易處理，磷酸又是一類溫和性酸，此體系下的廢液排出幾乎對環(huán)境沒有影響。

目前，在低固液比條件下，有機酸浸出的效率是令人滿意的。然而，由于有機酸的成本相對較高，以及對有機酸復(fù)雜浸出機理的認(rèn)識尚不成熟，有機酸在工業(yè)生產(chǎn)中的實際運用受到了限制，工業(yè)生產(chǎn)仍以無機酸浸出為主。

3.1.2 氨浸出

區(qū)別于酸浸出策略對于各金屬離子不加選擇的浸出行為，氨浸出是利用氨水、碳酸銨、氯化銨和硫酸銨為代表的溶液，通過NH4+與不同離子之間的絡(luò)合作用選擇性浸出過渡金屬，這種選擇性浸出行為可歸因于過渡金屬與氨配體形成的絡(luò)合物溶解度和穩(wěn)定性的差異。Liu 等[69]使用氨水(NH3·H2O)、碳酸銨[(NH4)2CO3]和亞硫酸銨[(NH4)2SO3]浸出三元正極活性物質(zhì)。(NH4)2SO3作為還原劑增強Ni和Co的浸出效率，(NH4)2CO3作為pH緩沖液控制浸出溶液的pH 值變化，以便[Co(NH3)6]2+、[Ni(NH3)6]2+絡(luò)合物的形成，Mn和Al由于絡(luò)合能力差而留在殘渣中。然而，此法存在氨介質(zhì)回收困難以及亞硫酸鹽產(chǎn)生的廢水排放問題。Yu等[70]提出溶劑萃取結(jié)合氨浸出回收廢舊鋰離子電池中的有價金屬，采用NH3·H2O和(NH4)2CO3對預(yù)處理之后的正極活性物質(zhì)進(jìn)行選擇性浸出，避免了亞硫酸鹽作為還原劑的使用；同時通過氨精餾法實現(xiàn)了N的閉環(huán)循環(huán)。相較于酸浸出策略，氨浸出巧妙地利用其選擇性提取有價金屬而不含其他雜質(zhì)金屬，簡化了浸出液中金屬離子的后續(xù)分離和回收過程。此外，配合氨精餾法避免了資源浪費和廢液排放，同時進(jìn)一步降低了工業(yè)成本。

3.1.3 生物浸出

生物浸出是利用細(xì)菌和真菌等微生物的代謝物將不可溶金屬轉(zhuǎn)化為可溶性金屬鹽，實現(xiàn)目標(biāo)組分與雜質(zhì)的分離，最終回收有價金屬。生物浸出由于其環(huán)境友好性和低成本，被認(rèn)為是傳統(tǒng)酸浸的有力替代。Jegan 等[71]通過自養(yǎng)細(xì)菌酸化氧化亞鐵硫桿菌來實現(xiàn)有價金屬的最佳浸出，結(jié)果表明，在最佳條件下，可實現(xiàn)對不同貴金屬的高效回收。Do等[72]采用酸性氧化亞鐵硫酸桿菌浸出廢舊三元鋰離子電池，在6 h 內(nèi)浸出了85.5%的Ni、91.8%的Mn、90.4%的Co和89.9%的Li；并通過空氣氧化和pH 調(diào)節(jié)去除Cu、Al 和Fe 等雜質(zhì)，避免了浸出液中雜質(zhì)元素分離提純困難的問題。

與昂貴的有機酸直接浸出相比，廉價環(huán)保的生物浸出也可用于廢舊鋰離子電池的回收。然而，在重金屬豐富復(fù)雜的環(huán)境中，細(xì)菌難以繁殖和生存。此外，生物浸出動力學(xué)緩慢且只能在低固液比條件下進(jìn)行，進(jìn)一步限制了其在工業(yè)中的運用。

3.1.4 深共晶溶劑浸出

深共晶溶劑(DES)是由2 種或3 種化合物通過氫鍵作用合成的一類低熔點共晶混合物。由于其制備簡單、來源廣泛、具有生物降解性和超高溶解金屬氧化物的能力，目前在廢舊鋰離子電池回收領(lǐng)域受到廣泛關(guān)注。大多數(shù)DES 都具有還原性，這意味著它們既可以作為浸出劑也可以作為還原劑。Luo 等[73]提出了一種由鹽酸甜菜堿和乙二醇形成的新型DES，系統(tǒng)研究了其詳細(xì)的浸出機理：首先，溶劑中電離的氫與LNCM中的氧發(fā)生反應(yīng)，從而破壞晶體結(jié)構(gòu)；隨后，DES中的Cl-與過渡金屬絡(luò)合，導(dǎo)致LNCM溶解；最終，在無任何還原劑添加的情況下，Li、Ni、Co 和Mn 的浸出率都可達(dá)到99%。此外，Tran 等[74]還研究了DES 的可回收性，發(fā)現(xiàn)二次回收的DES 對正極材料仍有溶解作用且浸出效率幾乎沒有明顯下降。從經(jīng)濟(jì)和可持續(xù)發(fā)展的角度來看，DES回收廢舊鋰離子電池正極材料是一項非常有意義的研究。

3.2 再生

使用浸出劑浸出金屬離子之后，下一步就是采取合適工藝從浸出液中回收金屬。與傳統(tǒng)選擇性沉淀法存在回收路線復(fù)雜、分離周期長等問題相比，再生法直接從浸出液中合成正極材料或前驅(qū)體，大大提高了電極材料的利用率，實現(xiàn)了廢舊鋰離子電池的閉環(huán)回收。更重要的是，再生后的正極材料在充分利用回收的有價金屬元素的基礎(chǔ)上，性能未發(fā)生明顯的衰退，仍可滿足三元鋰離子電池對正極材料能量密度和循環(huán)性能的要求。典型的再生方法主要有水熱法、共沉淀法和溶膠凝膠法。再生方法對比如圖4所示。

圖4 再生工藝各方法的優(yōu)勢與劣勢Fig.4 Advantages and disadvantages of each method of regeneration process

3.2.1 水熱法

水熱法是將廢舊正極材料在特殊的密閉反應(yīng)容器內(nèi)通過溶解再結(jié)晶機制再生正極材料。具體流程如圖5 所示，將回收的正極材料與含鋰溶液混合，將溶液在120～220 ℃低溫下加熱，制備出新的正極材料。采用水作為反應(yīng)介質(zhì)以確保再鋰化過程是均勻的，此外，通常需要一個短的退火過程來提高結(jié)晶度。Liu 等[75]通過建立剪切應(yīng)變與電荷狀態(tài)的關(guān)系來快速準(zhǔn)確地計算殘余鋰含量，在此基礎(chǔ)上，結(jié)合水熱鋰化和可控氣氛下短時間退火成功再生了具有理想化學(xué)計量和微觀結(jié)構(gòu)的三元正極，該正極具有高容量、良好的循環(huán)穩(wěn)定性和高倍率性能，結(jié)果表明即使高鎳含量正極，也能達(dá)到原始材料的水平。

圖5 水熱法流程圖[76]Fig.5 Flow chart of the hydrothermal method [76]

3.2.2 共沉淀法

共沉淀法是常用的再生三元正極的方法。其主要步驟如圖6所示，首先將預(yù)處理之后的樣品進(jìn)行酸浸得到溶液，通過沉淀法或者萃取法進(jìn)行雜質(zhì)離子的去除，添加對應(yīng)的金屬鹽調(diào)節(jié)溶液中各金屬離子的比例，然后添加沉淀劑共沉淀合成三元前驅(qū)體，最后將前驅(qū)體與鋰鹽混合通過高溫固相法再生為新的正極材料。常用的沉淀劑有氫氧化物、碳酸鹽和草酸鹽。Yang 等[76]以混合廢堿性鋅錳電池和廢鋰離子電池為原料，采用氫氧化物共沉淀法成功地合成了鋰離子電池正極材料LiNi1/3Co1/3Mn1/3O2，電化學(xué)結(jié)果表明，再生正極材料在0.1 C 倍率下可以提供160.2 mAh/g的容量。為了避免Mn(OH)2中Mn2+被氧化成Mn3+和Mn4+而從混合氫氧化物中分離出來，He 等[77]采用NaCO3作為沉淀劑合成三元前驅(qū)體，CO32-的加入很難改變金屬離子的氧化態(tài)，可以保留Mn2+的化學(xué)價態(tài)，最終再生成具有有序?qū)訝罱Y(jié)構(gòu)和優(yōu)異電化學(xué)性能的LiNi1/3Co1/3Mn1/3O2的正極材料。Chen等[78]通過改變燒結(jié)溫度研究了溫度對再生材料物理和電化學(xué)性能的影響，發(fā)現(xiàn)830 ℃下再生的LiNi0.5Co0.2Mn0.3O2在0.2C倍率下循環(huán)100次后仍能提供149.2mAh/g 的容量，證實了優(yōu)化燒結(jié)溫度對于廢舊三元正極材料的再生至關(guān)重要。然而，氫氧化物和碳酸鹽共沉淀法都存在需嚴(yán)格控制pH 值、溫度和絡(luò)合劑等參數(shù)問題，Septia Refly等[79]采用草酸作為沉淀劑，在900 ℃空氣氣氛下熱處理成功制備LiNi1/3Co1/3Mn1/3O2，其在0.2 C 倍率下初始放電比容量達(dá)到164.9 mAh/g，除此之外，循環(huán)100次后容量保持率為91.3%，表現(xiàn)出非常穩(wěn)定的性能。

圖6 共沉淀法流程圖[80]Fig.6 Flow chart of the co-precipitation method [80]

3.2.3 溶膠凝膠法

溶膠凝膠法是以有機酸為浸出劑和絡(luò)合劑，在浸出液的基礎(chǔ)上發(fā)生水解聚合反應(yīng)，經(jīng)加熱蒸發(fā)水分得到溶膠，煅燒后制備正極材料。典型溶膠凝膠法步驟如圖7所示，將預(yù)處理之后的樣品經(jīng)有機酸浸出之后，在浸出液中加入對應(yīng)的金屬鹽和氨水以調(diào)節(jié)金屬元素物質(zhì)的量比和反應(yīng)過程中pH 值，不斷加熱攪拌直至水分完全蒸發(fā)生成具有三維網(wǎng)狀結(jié)構(gòu)的凝膠，將凝膠煅燒處理以分解有機組分得到再生正極。Yao 等[81]采用DL-蘋果酸為浸出劑和絡(luò)合劑，通過溶膠凝膠法成功再生LiNi1/3Co1/3Mn1/3O2正極材料。經(jīng)電化學(xué)性能測試發(fā)現(xiàn)，在0.2 C倍率下，再生正極材料的初始充放電容量為152.9 mAh/g和147.2 mAh/g，第100 次循環(huán)時的容量保持率為初始值的95.06%。Lee等[82]對溶膠凝膠前驅(qū)體的煅燒條件進(jìn)行了詳細(xì)的研究，探究了煅燒溫度和煅燒氣氛對LiNi0.6Co0.2Mn0.2O2結(jié)構(gòu)和電化學(xué)性能的影響，發(fā)現(xiàn)在850 ℃條件下煅燒的樣品具有更好的有序?qū)訝罱Y(jié)構(gòu)和更高的結(jié)晶度；在氧氣氣氛中熱處理提高了Ni2+在LiNi0.6Co0.2Mn0.2O2表面和本體之間氧化態(tài)的均勻性，抑制了表面LiOH 和Li2CO3的形成，從而改善了電化學(xué)性能。在850 ℃，氧氣氣氛下煅燒再生的LiNi0.6Co0.2Mn0.2O2的放電容量為174 mAh/g且100 次循環(huán)之后容量保持率為89%。此外，Li等[83]比較了檸檬酸、葡萄糖酸和蔗糖浸出液中再生LiNi0.6Co0.2Mn0.2O2的性能，結(jié)果表明，以葡萄糖酸為絡(luò)合劑時，再生正極陽離子混合程度低，六方晶體結(jié)構(gòu)完整，具有良好的電化學(xué)性能。

圖7 溶膠凝膠法流程圖[81]Fig.7 Flow chart of the sol-gel method[81]

與共沉淀法相比，溶膠凝膠法中浸出液的Li+無須分離即可再次利用，最大程度上利用了樣品中的金屬元素，且再生后的正極材料顆粒均勻、粒徑更小。

4 結(jié)語與展望

隨著全球電動汽車領(lǐng)域的蓬勃發(fā)展，三元鋰離子電池關(guān)鍵原材料的供應(yīng)關(guān)系日益緊張，同時對環(huán)境的潛在污染和破壞使得廢舊三元鋰離子電池回收勢在必行。本文綜述了廢舊三元鋰離子電池正極材料回收利用的必要性以及不同回收工藝的研究現(xiàn)狀。目前，火法回收工藝和濕法回收工藝均已進(jìn)入工業(yè)化規(guī)模應(yīng)用，但仍存在有毒有害氣體產(chǎn)生及酸堿廢液排放等弊端。因此，開發(fā)一種綠色環(huán)保、短流程和低能耗的回收工藝刻不容緩，建議從以下幾個方面著手：

（1）活性物質(zhì)高效分離。預(yù)處理通過去除PVDF或鋁箔可以實現(xiàn)活性物質(zhì)的分離，但傳統(tǒng)熱處理法、堿溶法和有機溶劑溶解法不可避免地對環(huán)境造成污染。因此可以開發(fā)水溶性黏結(jié)劑代替PVDF，用水替代堿性溶劑和有機溶劑分離活性物質(zhì)，縮短工藝流程的同時顯著降低工業(yè)成本。

（2）活性物質(zhì)綠色浸出。濕法回收工藝需要將活性物質(zhì)浸出后，才能進(jìn)行各金屬元素的分離提純，因此浸出劑的選擇非常重要。傳統(tǒng)酸浸法和氨浸法高效浸出的同時，酸堿廢液的排放會對環(huán)境造成極大的負(fù)擔(dān)；而生物浸出和深共晶溶劑浸出則存在浸出效率低等問題，開發(fā)兼顧浸出效率和環(huán)境友好的新型浸出劑可以大大提高回收的經(jīng)濟(jì)效益和環(huán)保效益。

（3）正極材料閉環(huán)再生。目前廢舊三元鋰離子電池正極材料再生主要是基于濕法回收工藝，雖然浸出液中的Al、Cu和Fe等雜質(zhì)元素會提升再生正極材料的電化學(xué)性能，但在再生過程中仍要控制雜質(zhì)元素的含量以提高再生正極的質(zhì)量。因此，需要開發(fā)出一種更為簡單有效的正極直接修復(fù)技術(shù)實現(xiàn)真正可持續(xù)的閉環(huán)電池經(jīng)濟(jì)。