随着新能源电动汽车市场的高速发展，产生了大量亟待处置的废旧锂离子电池。废旧锂离子电池正极材料中的有价金属含量丰富，具有巨大的回收价值，但回收过程中也会产生潜在的二次污染，对生态环境和作业工人产生危害。本文根据废旧锂离子电池的组成和结构，深入分析了正极材料有价金属在预处理、回收和再生三个环节中的转化历程和机制，讨论了杂质元素的干扰和响应对策。重点分析了预处理过程中电解质、有机黏结剂以及集流体铝箔对正极材料分离的影响，探讨了正极材料有价金属在回收和再生过程中的反应机制，包括传统的火法、湿法回收和新兴的再生工艺，从回收效率、能/物耗、环境影响等多个角度总结了工艺的特点。最后，对废旧锂离子电池正极材料资源化利用的发展方向和前景进行了展望。本文旨在为正极材料有价金属的高效资源化利用方法提供研究思路和选择依据。

  锂离子电池具有能量密度大、循环寿命长、无记忆性及自放电率低等优势，已成为新能源电动汽车最具发展前景的动力单元。据报道，2022年全球电动汽车销售量达1000万辆，较2021年增长51%，预计到2030年，全球将有1.4亿辆电动汽车投入使用，市场规模达到237亿美元，这给锂离子电池带来了巨大商机。我国是锂离子电池生产制造大国，近年来锂离子电池生产规模急剧增加，与之而来大量的废旧锂离子电池亟待处理。

  以新能源电动汽车为例，锂离子电池的使用寿命为8～10年，预计2030年废旧锂离子电池将达到1100万吨，2040年将增长30倍，达到34000万吨。废旧锂离子电池正极材料中富含有价金属，其中Li和Mn占2%～5%和7%～10%，Co和Ni高达10%，具有巨大的资源化潜力。另一方面，如不合理地处置废旧锂离子电池，其中的有毒有害物质会释放到环境中，进而危害生态环境和人体健康。因此，废旧锂离子电池的资源化处置不仅能提高资源的循环利用效率，还能显著降低其对环境的潜在危害，将助力“双碳”目标的实现。

  废旧锂离子电池的资源化策略主要包括有价金属的提取回收、正极材料的再生修复和废电池的梯次利用。有价金属的提取回收是指通过湿法或火法回收废电池中的有价金属。再生修复是指通过补充缺失元素、修复材料结构来恢复正极材料的电化学性能。梯次利用则是将废电池进行重新测试分析、筛选及配对重组后，将其用于对电池性能要求较低的领域，但由于废电池的安全性评估标准尚不完整，梯次利用尚处在起始阶段。本文根据废旧锂离子电池的组成和结构特点，结合回收再生技术现状和发展特点，阐述了废电池在预处理过程中有毒有害物质的去除过程和影响因素，重点分析了正极材料在有价金属提取回收和再生修复过程中有价金属的转化机制和环境影响(图1)，最后，展望正极材料资源化利用发展方向和前景。本研究有望为完善正极材料的回收和再生技术提供理论基础和数据支撑。

1 废旧锂离子电池预处理机制和环境影响

  正极材料通过有机黏结剂聚偏氟乙烯(polyvinylidene fluoride，PVDF)黏附在集流体铝箔上形成正极片，再与负极片、隔膜材料通过层压和紧密缠绕组成电芯，随后被注入电解液封装，即可获得锂离子电池。因此，为了从废旧锂离子电池中分离得到正极材料，需要安全放电、拆解以及正极材料的有效分离，该过程因可能对环境和操作人员产生潜在危险而被广泛关注。

  1.1　放电机制及潜在环境影响

  废电池通常残留有少许电量，需进行放电处理以避免在后续拆解过程中发生短路和自燃。常用的物理放电方法是将石墨粉或金属粉末分别与锂离子电池的正负极直接接触，通过短路的方法释放其残余电量，但该过程由于电池温度的迅速上升而易产生火灾等安全隐患。

  化学放电法是将电池浸泡在NaCl等盐溶液中，通过电解释放其残余电量。利用超声和磁场能增加盐溶液中导电离子和电荷的数量，加速导电离子和电子在盐溶液中的传输速率，从而显著提高放电效率。在放电过程中，盐溶液中Cl-获得电子生成的Cl2与水反应后产生HCl，因腐蚀电池的金属外壳而导致电池内部的电解液泄漏。而电解液中的LiPF6等氟化物水解会产生HF气体：

  对环境和操作人员产生潜在危害。为了解决NaCl溶液带来的腐蚀问题，有研究用Na2S取代NaCl，溶液中硫主要以S2-离子形式存在，不易腐蚀金属壳体。相较于物理放电法，化学放电法操作简单、放电效率高，被大规模应用。但是放电过程中因电解液泄漏可能产生的二次污染值得关注。未来，可结合物理和化学放电法的优势，首先将电池的正负极连接石墨棒浸入盐溶液中进行预放电，待盐溶液中无明显气体生成时，再直接将电池放入盐溶液中充分放电，既能保证放电效率，也能避免对金属壳体的腐蚀，从而降低放电过程中的二次污染。

  1.2　正极材料的分离机制及潜在环境影响

  获取正极材料的关键是绿色高效去除正极片上的有机黏结剂PVDF及集流体铝箔。通常采用热解或有机溶剂萃取去除PVDF。PVDF在380～500 ℃发生热解，而集流体铝箔在600 ℃以上会变脆，影响正极材料的品质。因此，通过控制适宜的温度范围确保PVDF的有效去除而又不破坏铝箔来实现正极材料从铝箔上的高效分离。热解工艺操作简单，但热解过程PVDF中大分子链-(CH2CF2)n-发生脱氟反应，产生的HF等含氟有害气体会对环境和操作人员产生影响。近年来，为了降低能耗和有毒副产物的释放，有研究通过添加CaO与PVDF中的C－F键作用，促进PVDF在300 ℃脱氟，产生的HF被CaO捕获形成CaF2，降低了次生环境影响，但产生的氟化钙与正极材料的高效分离仍需进一步研究。

  有机溶剂萃取法是根据“相似相溶”原理，采用有机溶剂，如N-甲基吡咯烷酮、二甲基甲酰胺、二甲亚砜等萃取PVDF，实现正极材料与集流体铝箔的分离。通常借助超声波产生的空化效应或产生的温度来促进有机溶剂对PVDF的萃取效率。有机溶剂萃取法具有分离效率高且能回收萃取液的优点，但有机溶剂成本较高且毒性较大。此外，该方法分离得到的正极材料粒径较细，后续过滤分离可能会堵塞滤膜。

  碱溶解法则利用碱液去除集流体铝箔来获取正极材料。例如，用10% NaOH溶液溶解正极片(固液比1∶10，溶解5 h)，可溶解98%的铝箔，但溶解过程产生的氢气有发生爆炸的风险：

  从而实现了正极材料同铝箔的安全高效分离。碱浸法操作简单、成本低，且能大规模生产。但该法只实现了集流体铝箔与正极材料的分离，但PVDF仍然附着在正极材料上，通常需要进一步处理来去除。

  正极片中PVDF的绿色高效去除是当前正极材料分离的研究重点和热点，热处理法和溶剂萃取法虽然去除效率高，但存在成本高、二次污染等问题。近年来，有研究报道了低温下(190 ℃)利用深度共晶溶剂(胆碱氯化物-甘油)降解PVDF。与传统的有机溶剂相比，该法具有效率高、成本低和毒性低的优势，有望成为一种具有潜在工业应用前景的绿色溶剂。

2 正极材料中有价金属的回收机制和环境影响

  正极材料中的有价金属主要以高价金属复合氧化物形式存在，如LiCoO2、LiMn2O4、LiFePO4、LiNixCoyMnzO2、LiNixCoyAlzO2等，通常需降低其价态来提高回收率。常见的回收方法包括湿法回收和火法回收，前者是通过还原溶解获取正极材料中的有价金属，而浸出液可回收再利用，后者则是通过高温焙烧催化还原正极材料中的高价态有价金属，再进行湿法回收。湿法回收需考虑化学试剂的使用及其带来的二次污染，火法回收则需关注有害气体的环境影响以及高温带来的高能耗问题。

  2.1　湿法回收有价金属的作用机制和环境影响

  湿法回收是用浸出剂先还原正极材料中高价态的有价金属，再对浸出液进行净化除杂，最后逐级提纯低价态有价金属或直接合成正极材料。

  2.1.1　有价金属的还原浸出机制和环境影响

  还原浸出是将正极材料溶解在浸出剂中，将高价态有价金属氧化物转化为低价态的离子态的过程。根据浸出剂组分特征，浸出剂分为无机酸、有机酸和氨盐等。无机酸浸出剂包括盐酸、硝酸、硫酸，通常还需加入还原剂过氧化氢、亚硫酸氢钠、抗坏血酸、硫代硫酸钠等，以促进高价态金属氧化物的还原。例如，使用H2SO4和H2O2混合溶液浸出正极材料：

  LiNixCoyMn1-x-yO2的结构被H+破坏，生成的高价金属离子被H2O2还原成低价离子，而SO42-优先与低价金属离子结合，使其从正极材料表面析出并在硫酸溶液中迅速溶解，从而提高浸出率。但无机酸易腐蚀设备，且产生酸性有毒废气Cl2、NOx、SOx等。

  近年来，有机酸因其腐蚀性弱、易降解、二次污染小等优点逐渐成为研究热点。根据浸出机制，有机酸可分为螯合功能和还原功能有机酸。螯合功能有机酸包括柠檬酸、苹果酸等，利用其官能团螯合正极材料中的有价金属来实现高效浸出。还原功能有机酸包括乳酸、抗坏血酸等，可以兼顾浸出剂和还原剂双重作用。与无机酸浸相比，有机酸浸虽然绿色环保，但浸出成本较高、浸出效率较低，其大规模工业应用还有待于进一步开发。

  氨盐浸出法利用氨盐与金属离子络合能力的差异实现选择性浸出。常用的氨盐包括氨水、硫酸铵、亚硫酸氨、碳酸氨、草酸氨等，在适宜的pH范围内正极材料中的Ni和Co与体系中的NH3分别形成金属氨络合物：

  而Li会以Li+的形式进入浸出液中。通常需要维持碱液环境以及加入还原剂来增强有价金属的浸出。例如，使用NH3·H2O-(NH3)2SO4-Na2SO3混合液浸出正极材料LiNi1/3Co1/3Mn1/3O2，Na2SO3可通过还原破坏正极材料的结构以促进其浸出，(NH3)2SO4可维持适应的pH范围使还原生成的Co2+、Ni2+分别被转化对应的氨络合物留在浸出液中，Mn4+被还原为Mn2+后生成对应的氨配合离子Mn(NH3)x2+，然后与SO32-反应会生成(NH4)2Mn(SO3)2·H2O沉淀，而Li被浸出后以Li+的形式在浸出液中，从而实现Li、Co、Ni的选择性浸出。相较于酸浸出，氨盐浸出法更具选择性、杂质金属(Al3+、Fe2+)含量较少，浸出液呈碱性有利于后续有价金属的逐级提纯。但氨盐浸出法对pH要求较高，且有价金属Mn较难被回收。

  除了酸浸出和氨盐浸出之外，近年来电化学和深度共晶溶剂也被用于实现正极材料中有价金属的回收。有研究使用电化学浸出法从正极材料Li0.8Ni0.6Co0.2Mn0.2O2中选择性回收Li，施加2.5 V电压，在3 h内可浸出95%的Li，且Li的纯度接近100%。还有研究使用接触电催化代替有机酸浸中的传统还原剂，将正极材料LiCoO2和柠檬酸混合，添加SiO2作为催化剂，利用其与水接触起电产生的电子转移，诱导产生⋅O2-直接还原正极材料中高价态的Co，同时⋅O2-在酸性条件下获得H+产生的H2O2也可还原Co，从而实现Li和Co的高效浸出。深度共晶溶剂是将氢键受体(如季铵盐)和氢键供体(如酰胺、羧酸和多元醇)通过分子间氢键熔融结合成具有强大的溶解氧化物能力的共晶混合物。例如，利用氯化胆碱与乙二醇组成的深度共晶溶剂可溶解正极材料LiCoO2，Li和Co的回收率均大于90%；而利用氯化胆碱和草酸组成的深度共晶溶剂在高效溶解三元正极材料LiNixCoyMn1-x-yO2的同时，还可以利用草酸选择性分离Co。

  2.1.2　浸出液的除杂机制

  浸出液中有少量的Cu2+、Al3+及Fe2+等杂质离子，需进行净化除杂以避免其对回收产品的纯度和性能造成影响。去除Cu2+的主要方法包括溶剂萃取和金属置换。溶剂萃取具有去除效率高且能回收萃取液的优点，但有机溶剂成本较高且毒性较大。而金属置换除铜可避免上述问题。例如，在浸出液中加入三倍理论用量的铁粉反应(60 ℃、pH=1)60 min，铜离子的去除率可达99.26%，但该法引入了大量的Fe2+，会增加后续除杂的成本。去除Fe2+的方法主要为中和沉淀法，先将浸出液中的Fe2+氧化为Fe3+，再调节pH，Fe3+会水解成Fe(OH)3沉淀而被去除，但沉淀过程中生成的Fe(OH)3胶体会吸附浸出液中Ni、Co等，造成有价金属损失。因此，有研究先向浸出液中加入针铁矿晶种，控制沉淀产物来减少对有价金属离子的吸附。对于杂质离子Al3+同样可通过中和沉淀法去除，调节浸出液的pH>5，溶液中的Al3+以Al(OH)3的形式析出，即可实现高效去除。

  2.1.3　有价金属的逐级回收机制和环境影响

  浸出液经净化除杂后，通常使用化学沉淀法和溶剂萃取法来逐级回收有价金属。化学沉淀法通过加入氢氧化物和碳酸盐等沉淀剂，使有价金属离子以沉淀的形式析出。溶剂萃取法则利用有价金属离子在水相和有机相中溶解度和分配系数的差异来萃取金属离子。以无机酸浸出液为例，有价金属主要以Li+、Ni2+、Co2+、Mn2+形式存在。Ni、Co、Mn均能通过碱沉淀法和碳酸盐沉淀法分离回收，但由于性质相似，容易发生共沉淀。通常采用丁二酮肟(C4H8N2O2，DMG)沉淀法回收Ni，利用其对Ni的络合作用实现选择性沉淀，沉淀产物(DMG-Ni)再经硫酸浸出后以NiSO4的形式回收。而Mn和Co可采用溶剂萃取法逐级回收。例如，首先使用二(2-乙基己基)次膦酸萃取Mn和Co，经H2SO4反萃取后用二(2-乙基己基)磷酸酯(D2EHPA)萃取Mn，再经H2SO4反萃取后将Mn以MnSO4的形式回收，而残留在水相中的Co经草酸沉淀煅烧后以Co3O4的形式回收。浸出液中的Mn也可直接使用D2EHPA萃取，或采用高锰酸钾将其氧化为MnO2而回收。由于Li+与大多数阴离子结合所生成的物质在水中均具有可溶性，通常在最后使用碳酸盐或者磷酸盐沉淀法进行回收。有价金属的逐级回收操作复杂，有价金属易损失回收率较低，且回收过程中需要使用大量化学试剂。

  2.1.4　有价金属直接合成正极材料机制

  近年来，有研究直接利用浸出液中提取的有价金属直接合成正极材料。常见合成方法包括共沉淀法和溶胶-凝胶法。共沉淀法首先通过外加金属盐调控浸出液中Ni、Co、Mn的摩尔比，然后调节pH并加入共沉淀剂制备正极材料前体，最后与锂盐经煅烧得到正极材料。共沉淀法常用的共沉淀剂主要有氢氧化物和碳酸盐等。用氢氧化物做共沉淀试剂时，Ni1/3Co1/3Mn1/3(OH)2前体中的Mn2+易被氧化成Mn3+，影响共沉淀反应，因此通常将浸出液置于氮气气氛中来防止Mn2+的氧化，或用碳酸盐作为共沉淀试剂保留Mn2+的化学状态。共沉淀法操作简单、前体纯度高，是制备前体的首选方法，但由于金属离子与有机酸或氨盐络合之后难以被共沉淀，该法仅适用经无机酸浸得到的浸出液。

  溶胶-凝胶法常以经有机酸浸得到的浸出液为对象，调整浸出液中有价金属(Li、Co、Mn、Ni)的摩尔比和pH，利用有机酸的螯合特性，通过水解、聚合反应形成稳定的溶胶体系，溶胶经陈化形成凝胶，再经干燥和煅烧合成正极材料。例如，使用柠檬酸和过氧化氢浸出正极材料LiNi1/3Co1/3Mn1/3O2，再通过溶胶-凝胶法再生，即可得到具有结晶度高和电化学性能优异的正极材料。无机酸浸出液也可用溶胶-凝胶法合成正极材料，但需额外添加螯合剂。溶胶-凝胶法可利用浸出液中的Li，避免后续煅烧过程锂盐的添加，且再生材料纯度高，颗粒均匀，但制备时间长、成本高，不适合在工业上大规模应用。

  与逐级提取有价金属相比，直接合成正极材料显著简化了回收路线，减少了化学试剂的用量，降低了二次污染风险，但浸出液中杂质含量会显著影响再生材料的电化学性能。例如，微量的Al掺杂进入再生材料的晶格结构可以提高材料的稳定性，但Al的残留质量分数超过3%时，会显著降低再生材料的电化学性能。研究发现在杂质Cu质量分数在2.5%时可替代Mn的位点，起到稳定结构的作用，但同时会导致结构上的部分缺陷，使得材料的放电容量有所下降。

  2.2　火法回收有价金属的作用机制和环境影响

  火法回收先将正极材料中高价态金属还原为易于回收的低价态金属化合物或金属单质，再进行后续的湿法回收。火法回收包括还原焙烧、盐辅助焙烧和高温熔炼等。

  还原焙烧是利用木炭、焦炭等将正极材料中高价态金属氧化物还原为低价态金属氧化物或单质。例如，碳热还原过程中，石墨通过偶联反应还原正极材料中的LiCoO2：

  正极材料中的LiNi1/3Co1/3Mn1/3O2、LiNiO2和LiMn2O4等也能通过类似的碳热还原反应获取低价态有价金属。碳热还原的温度通常在600～1000 ℃，但高于750 ℃，还原产物Li2CO3易挥发，且高温作业具有安全隐患。

  盐辅助焙烧利用硫酸盐和氯化物等无机盐则能在较低温度下(≤600 ℃)快速转化金属氧化物为水溶性盐。例如，利用硫酸氢钠600 ℃分解的SO3还原正极材料LiNi1/3Co1/3Mn1/3O2，生成硫酸复式盐LiNa(SO4)、Na2Ni(SO4)2、Na2Mn(SO4)2和Na2Co(SO4)2，经水浸即可实现有价金属的高效浸出。添加氯化铵则可在350 ℃还原LiCoO2，氯化铵分解产生的HCl气体能破坏LiCoO2的结构，而产生的氨气则能还原LiCoO2中高价态的Co，两者共同作用下将LiCoO2转化为NH4CoCl3和Li2CoCl4，使得Co和Li的回收率均大于99%。相较于硫酸盐，添加氯化物降低了反应温度，但同样会产生HCl等有害气体，增加处理成本。

  高温熔炼无需对废电池进行预处理，可将整块电池送入熔炼炉中直接利用废旧锂离子电池中负极片的石墨和正极片中铝箔做还原剂，通过高温原位还原正极材料中的高价金属化合物：

  电解液中的有机物还能为冶炼过程提供能量。助熔剂(CaO和SiO2)有助于降低正极材料的熔点，并与难还原的Li、Mn发生化学反应而形成炉渣，而Co、Ni等有价金属则优先浓缩成合金溶液，再通过湿法浸出等方法被富集回收。该方法无需进行正极材料的分离，但由于Li、Mn等金属被融入炉渣中，造成了金属的损失。为了解决上述问题，有研究在炉渣中加入硫酸钠，高温焙烧(800 ℃)下Na和Li发生离子交换，将不溶性Li转化为水溶性盐，Li的浸出率可达90%。高温熔炼法因操作简单、效率高而被广泛应用于工业规模的回收中。但相较于还原焙烧和盐辅助焙烧法，其能耗较高，且部分Li和Mn会损失在炉渣中。此外，PVDF等有机物分解产生的有毒物质会增加处理成本和环境风险。

3 正极材料的再生机制

  正极材料在充放电过程中发生阳离子混排现象，使得层状结构向尖晶石相和岩盐相转变，导致容量严重衰减。近年来，有研究采用高温固相法和水热法等再生方法短程恢复正极材料电化学性能。

  高温固相法借助高温驱动Li扩散回正极材料的层状结构中，重新恢复其高结晶度和电化学性能，适用于只是失去活性Li元素的正极材料。例如，将正极材料LiFePO4与Li2CO3混合焙烧(650 ℃)1 h，再生材料的物理和电化学性能与原始材料放电容量相当(144 mAh/g)。将正极材料LiCoO2与Li2CO3混合焙烧(900 ℃)12 h，再生材料的放电容量高达152 mAh/g。与只存在尖晶石相的LiCoO2相比，失效三元正极材料含有较多的岩盐相MO(M = Ni, Co, Mn)。例如，Ni含量高的三元正极材料在充放电过程中Li位点的空缺会被Ni大量占据，形成大量的岩盐相结构，通常添加锂盐并辅以氧气来实现岩盐相向层状结构(LiMO2)的转变：

  原料类型、烧结环境、反应接触面积、产物的成核速率以及固相间离子的扩散速率均显著影响再生材料的电化学性能。高温固相法的流程简单，与现有的正极材料生产工艺类似，可与其生产设备联用，但原料适应性较差，需要精准调控锂盐添加剂和焙烧温度。此外，正极材料和锂盐混合不均也会影响再生材料的电化学性能。

  水热法是在高压反应釜中将Li重新插入到正极材料的层状结构中，恢复其电化学性能的过程。水热法适用于容量严重衰减、晶体结构发生改变的正极材料。水热合成过程中，高温促进了晶核的快速形成，形成小尺寸的纳米颗粒，退火能增强再生材料的结晶度，使其具有更好的循环稳定性。例如，水热处理(220 ℃、10 MPa)LiCoO2、LiOH、Li2SO4的混合物4 h后，再进行短时间退火，再生材料的放电容量高达153 mAh/g，循环100次后容量保持率为91.2%。将水热法与超声结合，利用超声产生的空化效应修复正极材料LiCoO2(80 ℃)6 h，再生材料放电容量可达131 mAh/g。相比于高温固相法，水热法的原料适应性强、能耗小，由于Li在水溶液中的还原是自限性的，无需精确调控锂盐用量。但水热反应在密闭容器中进行，对设备的要求较高，且处理量小。相比于正极材料的回收，直接再生流程短、化学试剂消耗少、处理成本低，但对原始材料的纯度要求较高。此外，如何界定正极材料是否适宜进行短程修复仍然是目前需要深入研究的问题。

  近年来有研究通过升级回收以提升再生正极材料的电化学性能。对于正极材料LiCoO2来说，提高其在高压下的循环稳定性是其升级改造的目标。例如，将废正极材料LiCoO2和Al2O3、MgO以及Li2CO3混合焙烧(900 ℃)10 h，此过程中Al和Mg扩散至LiCoO2的Li空位，生成的双掺杂LiCoO2在4.6 V高压下循环300次后容量保持率可达80%。而三元正极材料LiNixCoyMn1-x-yO2可通过增加Ni含量提高电化学容量来实现升级回收。例如，有研究选择LiCl和Ni(NO3)2作为Li和Ni源，在高温富氧条件下将LiNi1/3Co1/3Mn1/3O升级转化为电化学容量更高的LiNi0.6Co0.2Mn0.2O2。有关正极材料LiFePO4升级改造的报道较少。但由于废正极材料LiFePO4的主要问题是Li的缺失，有研究将其作为工作电极进行电化学提Li，通过控制电位实现Li在LiFePO4电极上的嵌入/脱出，从而实现卤水中Li的高效回收。

4 结 论

  近年来，随着新能源汽车行业的蓬勃发展，废旧锂离子电池的数量呈指数增长。废旧锂离子电池中的有价金属回收价值高，实现其资源化利用，既是资源安全供给的现实保障，又是生态文明建设的战略需求。本文根据废旧锂离子电池的组成和结构，结合现有回收技术特点，深入分析了有价金属的回收机制及可能产生的环境影响，探讨了回收技术的特点和发展趋势：

  （1）预处理是获取正极材料的关键：放电过程中的安全和腐蚀问题需要重点关注，绿色高效去除正极材料的黏结剂PVDF是研究重点；热解法可降解PVDF而溶剂萃取法则利用“相似相溶”原理溶解去除PVDF；但操作过程的安全及二次污染需重点关注，开发绿色、高效、安全的放电和分离技术体系是发展趋势。

  （2）湿法和火法回收被广泛应用于回收有价金属：湿法回收将高价态有价金属氧化物还原为低价态的离子态，再对浸出液中的有价金属进行回收再利用；而火法回收通过高温还原正极材料中的高价态有价金属，再进行湿法回收。湿法回收的回收率较高，但需要使用大量的化学试剂，易产生废液；而火法回收的处理规模较大，但回收率较低、能耗较高，且产生的腐蚀性气体易腐蚀设备。未来，湿法回收使用绿色溶剂及降低试剂用量、火法回收降低处理温度是进一步研究的重点。

  （3）正极材料可通过再生恢复其电化学性能：高温固相法通过高温驱动Li扩散回正极材料的层状结构，而水热法在高压反应釜中将Li重新插入到正极材料的层状结构中。高温固相法的流程短、处理规模大，但反应温度高，能耗较大，且需要严格控制反应条件；水热法处理规模小，能耗低，无需精确调控锂盐用量，但其对反应设备要求较高。此外，在实际应用中难以判定正极材料是否适合直接修复再生，需要建立相关的评估标准体系。