中国海洋渔业综合效益评价及耦合协调发展研究

火志辉，王泽宇，范元兴

(1.辽宁师范大学 海洋经济与可持续发展研究中心，辽宁 大连 116029；2.惠灵顿维多利亚大学 工商管理学院，新西兰 惠灵顿 999030)

海洋渔业作为我国海洋经济的重要组成部分，不但在稳定宏观经济发展方面意义重大，而且在保障国家粮食安全、促进海洋渔民增收、解决社会就业和满足人民营养需求等方面也做出了重要贡献[1，2]，2018年，我国海水养殖业与海洋捕捞业产值达到5800.76亿元。但是，我国海洋渔业经济发展方式仍然粗放、生产结构单一[3]，渔民增收的可持续性受到挑战[4]，海域环境污染等问题逐渐显现。在加快建设海洋强国和供给侧改革的背景下，海洋渔业效益持续下滑，且经济效益、社会效益和生态效益发展不平衡、不协调、不可持续的深层次矛盾已成为当前渔业经济发展的主要障碍。科学评价海洋渔业综合效益，测度并分析海洋渔业综合效益子系统之间的耦合协调水平，研究影响协调发展水平的因素，可以不断提升海洋渔业的可持续发展能力，加快转变海洋渔业发展方式，调整优化海洋渔业生产结构。

国外学者对于海洋渔业的研究主要集中在渔业管理政策[5]、气候变化[6，7]、海洋保护区建设[8，9]等影响因素方面。Bradford E.Brown研究了区域渔业机构与海洋生态系统之间的互补性，认为健全的渔业管理机构对维持一个庞大的海洋生态系统是必不可少的；Masato Uehara等证实了海洋保护区是渔业物种保护和管理的有效工具。目前国内学者对于海洋渔业的研究则集中在以下方面：①海洋渔业资源可持续利用。王艳丽等从经济、社会、资源环境的角度构建了渔业资源可持续利用指标体系，运用AHP、灰色关联等方法对我国沿海省区及近岸海域渔业资源可持续利用状况进行了研究[10-13]。②海洋渔业经济效率及影响因素。于淑华等采用Malmquist指数、DEA-SBM模型和LMDI对海水养殖业或海洋捕捞业的经济效率及影响因素进行研究[14-16]。③海洋渔业产业结构及转型升级研究。孙康等通过构建海洋渔业转型成效指标体系，对2001—2014年我国海洋渔业转型成效进行了测度，结果发现我国海洋渔业转型成效呈提升态势，但地区差异依然存在[17]；张红智等运用GMM模型实证分析了渔业多样化、专业化对渔业产业结构升级的影响与作用规律，发现在保持在最优规模内时，渔业多样化与专业化对渔业产业结构升级的影响存在差异，但渔业多样化是促进渔业产业结构转型升级的主要途径[18]；杨林等基于产业生态学内涵与产业结构升级的规律，分析了我国海洋渔业产业结构调整存在的主要问题，提出了我国促进海洋渔业产业结构优化升级的对策建议[19]。随着渔业的发展和低碳经济的推进，国内学者对于海洋渔业碳汇进行了大量研究。邵桂兰等用物质量评估法对海水养殖业碳汇能力进行了估算，并运用脱钩理论评价其与海水养殖经济之间的耦合程度[20]；纪建悦等运用修正的拉式指数分解法对我国海水养殖碳汇能力进行了分解研究，发现规模因素对海水养殖碳汇能力的变化起主要作用，养殖结构因素的作用很小[21]。

综上，国内外学者从影响因素、海洋渔业资源可持续利用、海洋渔业单一产业经济效率及影响因素、海洋渔业经济转型及海洋渔业碳汇等方面对海洋渔业进行了丰富的研究。但是基于综合效益视角，从经济效益、社会效益和生态效益3个维度构建指标体系，对海洋渔业综合效益及其子系统耦合协调的研究相对欠缺。鉴于此，本文在界定海洋渔业综合效益内涵的基础上，构建了海洋渔业综合效益评价指标体系，运用综合效益评价模型与耦合协调模型对2006—2015年中国沿海省区海洋渔业综合效益及其系统耦合协调度进行了测度，对其时空演化特征进行了分析，并运用多元回归分析剖析其影响因素，以期为海洋渔业综合效益子系统耦合协调发展，海洋渔业转型升级提供科学依据与理论支撑。

1 研究方法与数据来源

1.1 指标体系的构建

海洋渔业综合效益内涵：鉴于海水养殖业与海洋捕捞业在海洋渔业经济活动中的基础性和主导性的地位[22]，本研究内容主要包括海水养殖业与海洋捕捞业。当前对海洋渔业综合效益直接研究的文献较少，考虑到海洋渔业资源与土地资源存在很多共性，因此在借鉴土地利用综合效益内涵[23-25]的基础上，将海洋渔业综合效益定义为：海水养殖业与海洋捕捞业的产出成果通过市场转化所获得的经济效益、社会效益和生态效益的总和。

海洋渔业综合效益评价指标体系：借鉴已有研究成果[21,26,27]，遵循指标体系构建的科学性、系统性、可操作性等原则，并兼顾数据的可获得性，基于海洋渔业综合效益的内涵，构建包含经济效益、社会效益、生态效益3个子系统在内的我国海洋渔业综合效益评价指标体系(表1)。

表1 中国海洋渔业综合效益评价指标体系

1.2 研究方法

熵值法：为消除不同指标存在的量纲差异，在测算海洋渔业经济效益、社会效益、生态效益之前，用极差法对原始数据进行标准化，为解决标准化之后出现零值的情况，对数据作如下处理：xij=xij×0.99+0.01。熵值法作为一种客观的赋权方法，可有效克服指标变量间信息重叠和主观因素造成的误差，具体计算方法参照相关文献[28]。

综合效益评价模型：在计算海洋渔业经济效益、社会效益、生态效益的基础上，采用线性加权法计算我国沿海省区海洋渔业综合效益。计算公式为：

(1)

(2)

式中，f(t)、f(x)、f(y)、f(z)分别为海洋渔业综合效益、经济效益、社会效益和生态效益发展指数；wi、wj、wk分别为海洋渔业经济效益、社会效益和生态效益评价指标的权重；ui、uj、uk分别为海洋渔业经济效益、社会效益和生态效益评价指标原始数值经过标准化后的数据。f(x)、f(y)、f(z)处于0—1之间，值越大，代表效益越大。

耦合协调度模型：

耦合度模型。耦合度是反映两个或两个以上的系统通过各种相互作用而彼此影响的作用强弱程度，结合已有研究[28]，构建耦合度模型测度海洋渔业综合效益子系统耦合程度，计算公式为：

(3)

式中，C为耦合度，C∈[0，1]。C越大，表征耦合度愈高，系统内部相互作用、相互影响越强烈。进一步将海洋渔业综合效益子系统耦合度分为以下4个阶段[30]：C∈(0.000，0.300]、C∈(0.300，0.500]、C∈(0.500，0.800]、C∈(0.800，1.000]分别表示低水平耦合阶段、拮抗阶段、磨合阶段、高水平耦合阶段。

协调度模型。耦合度难以反映系统的整体协同效应，有时会出现子系统发展水平均较低，但耦合度较高的伪评价结果，而协调度作为衡量系统之间或系统内部要素之间是否协调的定量指标被广泛应用。通过构建海洋渔业综合效益子系统协调度模型，测度其协调发展水平，计算公式为：

D=(C×T)1/2,T=αf(x)+βf(y)+λf(z)

(4)

式中，D为协调度，取值范围为[0，1]，D越大，表征协调水平越高；T为综合协调指数；α、β、λ为待定系数且α+β+λ=1，分别代表其在综合效益系统中的重要程度，考虑到三系统具有同等的重要性，故取α=β=λ=1/3[29]。采用均匀分布函数法[25]将海洋渔业综合效益子系统协调度划分为8个阶段(表2)。

表2 协调度等级划分标准

1.3 研究区域与数据来源

本研究区域包括天津、河北、辽宁、上海、江苏、浙江、福建、山东、广东、广西、海南(因数据缺失，故未包括香港与澳门特别行政区、台湾地区)，研究时段为2006—2015年。研究数据来源于2007—2016年《中国渔业统计年鉴》、《中国海洋统计年鉴》和《中国统计年鉴》，部分年份统计数据缺失，采用SPSS软件多重插值法补全。

2 海洋渔业综合效益及子效益分析

2.1 海洋渔业综合效益分析

根据式(2)，计算2006—2015年我国沿海省区海洋渔业综合效益指数(表3)。整体上，2006—2015年海洋渔业综合效益平均值呈波动上升趋势，由2006年的1.276升至2015年的1.356，呈良好发展态势。其中，2006—2008年受到冰冻雨雪、地震、台风等自然灾害的影响，海洋渔业综合效益指数在2008年达到最低1.230；2008—2012年，由于全国渔民人均纯收入由7575元增加到11256元，渔业从业人员数量保持增长，贝藻类养殖面积持续扩大，海洋渔业综合效益由2008年的1.230升至2012年的1.357；2013年以后，海洋渔业综合效益呈线性上升趋势。从各省区看，辽宁、江苏、浙江、福建、山东海洋渔业综合效益分别为1.624、1.360、1.513、1.445、1.936，高于全国平均水平。究其原因，这些省区海洋渔业基础设施良好、渔业投入力度大，海洋渔业第一产业规模大，海洋渔业的社会和生态效益处于较高水平。天津、上海、广东海洋渔业综合效益分别为1.160、1.237、1.217，排在最后三位的是河北、广西、海南，这些省区的海洋渔业经济发展水平低。

表3 2006—2015年中国沿海省区海洋渔业综合效益指数

2.2 海洋渔业经济效益分析

为了更加直观地展开对2006—2015年我国海洋渔业经济效益、社会效益、生态效益变化趋势的分析，分别绘制图1、图2。

从图1可见，2006—2015年我国海洋渔业经济效益整体呈波动上升的趋势。其中，2006—2010年辽宁、山东、福建、浙江等省区海洋渔业生产总值实现增长，除上海、江苏以外的其他9省区的人均海洋渔业生产总值呈增长趋势，推动海洋渔业经济效益平均值由2006年的0.314上升到2010年的0.408；2010—2013年多数省区海洋渔业生产总值呈下降趋势，人均海洋渔业生产总值减少，其中辽宁、山东、浙江、福建和广东下降明显，直接导致海洋渔业经济效益平均值由2010年的0.408降至2013年的0.326；2013—2015年随着养捕结构进一步优化，海洋渔业发展向质量效益转变，海洋渔业经济效益平均值由2013年的0.326升至2015年的0.383。

从图2可见，辽宁、江苏、浙江、福建、山东等沿海省区海水养殖面积广阔，海洋机动渔船数量多、功率大，沿海一级渔港数量多，渔业基础设施良好，渔业固定资产投资规模大，海洋渔业经济规模大，经济效益平均值高于全国平均水平，其他省区则低于全国水平。其中，天津、上海、广东以发展海洋第二、三产业为主，海洋渔业产业比重小，海洋渔业经济效益比重低；河北、广西、海南海洋渔业经济规模小，渔业产业结构不合理，科技投入不足。

图1 2006—2015年中国海洋渔业三大效益均值

图2 2006—2015年中国沿海省区海洋渔业三大效益均值

2.3 海洋渔业社会效益分析

从图1可见，2006—2015年我国海洋渔业社会效益整体呈上升趋势，由2007年的0.443升至2015年的0.490。2006—2007年天津、河北、辽宁、上海、江苏、浙江海洋渔业专业从业人员数量减少，多数省区海洋渔民生活水平下降，使海洋渔业社会效益平均值在2007年降至最低0.443；2007—2012年全国渔民人均纯收入从2007年的6937元增至2012年的11256元，10个省区渔民人均纯收入超过全国平均水平，海洋渔业产业就业效应明显，渔民恩格尔系数持续降低，海洋渔业社会效益平均值由2007年的0.443升至2012年的0.499；2012—2015年由于受到转产转业、“双控”等政策的影响，2012年以后海洋渔业社会效益开始出现下降趋势。从图2可见，辽宁、江苏、浙江、福建、山东社会效益平均值高于其他地区，分别为0.635、0.491、0.641、0.533和0.660；天津、上海海洋渔业社会效益平均值介于0.458—0.460之间，社会效益水平整体较高、省际差异小；河北、广西、海南由于渔民人均收入水平与其他省区存在着较大的差异，海洋渔业专业从业人员较少，海洋渔业社会效益处于排名末端。

2.4 海洋渔业生态效益分析

从图1可见，2006—2015年中国海洋渔业生态效益呈波动趋势，由2006年的0.495降至2009年的0.446，随后缓慢升至2015年的0.483。2006—2009年，海洋渔业生态效益呈下降趋势，究其原因，辽宁、浙江、福建、江苏、山东、广东海洋渔船数量逐年增加，工厂化、池塘养殖面积和养殖规模的扩大导致海洋渔业碳排放加剧，贝藻类产量增长缓慢，海洋渔业碳汇效应较差；2009年之后，海洋渔船功率保持稳定或下降趋势，池塘和工厂化养殖规模得到控制，贝藻类产量逐年上升，国家对养殖海域环境治理投入不断加大，近岸海域生态环境质量持续向好，海洋渔业生态效益总体呈上升趋势。从图2可见，辽宁、山东海洋渔业生态效益平均值分别为0.580和0.597，山东、辽宁贝藻类产量高，其碳汇作用明显；河北、江苏、浙江、福建、广东、广西海洋渔业生态效益介于0.442—0.503之间，这些省区的贝类藻类产量较高，但养殖和捕捞渔船功率大，海水养殖的生态效益处于中等水平；天津、上海、海南海洋渔业生态效益分别为0.425、0.431、0.391，由于贝藻类产量小，难以产生碳汇。

3 综合效益子系统耦合协调性分析

3.1 综合效益子系统耦合度分析

基于式(3)、式(4)，测算出2006—2015年中国海洋渔业综合效益子系统耦合度及协调度(表4)，根据耦合度测算结果绘制图3。

从图3可见，2006—2015年海洋渔业综合效益子系统耦合度均值介于0.800—1.000之间的高度耦合阶段，总体呈上升态势。其中，2006—2008年，生态效益、社会效益明显高于经济效益，此时系统耦合度水平相对较低；2008—2012年，随着经济效益、社会效益逐年上升，生态效益保持稳定，三大效益之间的发展差距在逐渐缩小，该时期耦合度水平呈阶梯上升趋势；2013年海洋渔业产业增长率下降引起经济效益明显下降，而社会生态效益变化较小，耦合度迅速下降，但仍处于高度耦合阶段；2014—2015年，随着经济效益的上升，社会效益和生态效益逐渐趋于稳定，三效益之间的发展水平差距再次缩小，耦合度逐渐上升。从沿海各省来看，耦合度均值介于0.890—0.994之间。除上海和海南呈下降趋势，其他省区呈上升趋势，其中天津、河北由磨合阶段转向高度耦合阶段，其他省区始终维持在高度耦合阶段。综合来看，我国海洋渔业经济效益、社会效益、生态效益子系统相互作用不断增强，海洋渔业三大效益进入良性耦合发展阶段。

表4 2006—2015年中国沿海省区海洋渔业综合效益子系统协调度

图3 2006—2015年中国海洋渔业综合效益子系统耦合度均值

3.2 综合效益子系统协调度分析

协调度时间演化分析：根据协调度的测算结果，选取2006年、2009年、2012年、2015年的数据，借助Eviews 8.0软件绘制2006—2015年中国沿海省区海洋渔业综合效益子系统协调度核密度曲线(图4)，不同时期中国海洋渔业综合效益子系统协调度动态变化特征如下：①从位置上看，四个年份的核密度函数中心呈向右移动的态势，表明中国沿海省区海洋渔业综合效益系统协调水平在提升。其中，2006年核密度函数中心左移明显，2012年较2009年右移明显，2015年较2012年右移幅度小，说明2009年以后我国海洋渔业综合效益子系统协调度逐渐提升，2012年以后协调度提升缓慢。②从形状上看，核密度函数总体呈单峰分布，只在2012年呈轻微的双峰分布，且波峰变陡，说明2012年前后海洋渔业综合效益子系统协调度出现两极分化现象，且地区差距扩大，但分化现象并没有得到延续。③从峰度上看，2006—2015年我国海洋渔业综合效益子系统协调度呈先升后降的波动趋势。同2006年相比，2009年波峰高度上升幅度小，但2012年波峰高度上升明显，表明协调度水平省际的差距缩小；2015年波峰高度明显下降，峰值右移显著，说明我国海洋渔业综合效益子系统协调水平进一步提升。

图4 2006—2015年中国海洋渔业综合效益子系统协调度核密度分布

子系统协调度空间演化分析：根据海洋渔业综合效益子系统协调度测算结果，选取2006年、2009年、2012年、2015年的协调度数据，分析我国海洋渔业综合效益协调发展水平的空间演化趋势(表5)。

2006—2015年海洋渔业综合效益子系统协调度空间演化分为4种情况：①协调度呈上升趋势，包括天津、辽宁、山东、福建、广西。天津由初级协调阶段转入中级协调阶段的原因在于“十二五”时期海洋捕捞业的快速发展；辽宁、山东、福建作为海洋渔业大省，海水养殖业与海洋捕捞业发达，众多的海洋渔业专业就业人员和良好的海域生态环境是协调度呈上升趋势的关键。②协调度保持稳定态势，包括河北、江苏。其中，河北海洋渔业经济效益在逐步提升，而社会效益在逐渐降低，经济效益对社会效益的弥补是协调度始终维持在初级协调阶段的主要原因；江苏始终维持在中级协调阶段，得益于较高的海洋渔业社会效益和生态效益对发展相对滞后的经济效益的弥补。③协调度呈波动趋势，包括浙江、海南。其中，浙江处于海洋渔业经济转型的关键时期，经济效益的剧烈波动，生态效益持续下滑是导致协调度波动的主要原因；海南归因于海洋渔业发展处于沿海省区的末尾，海洋渔业从业人员相对较少且渔民收入水平低，继续保持良好的海洋生态环境海洋是未来海南海洋渔业转型的重要支撑。④协调度呈下降趋势，包括上海、广东，由中级协调阶段转向初级协调阶段。上海、广东以发展海洋第二、三产业为主，海洋渔业第一产业规模小，经济效益与社会、生态效益逐渐扩大的差距是造成协调度降低的主要原因。

表5 2006—2015年中国海洋渔业综合效益子系统协调度空间演化趋势

3.3 综合效益子系统协调度影响因素分析

变量选取与模型构建：为探讨海洋渔业综合效益子系统协调度变化的影响因素，本研究以海洋渔业综合效益子系统协调度为被解释变量，选取海洋经济发展水平、环境规制强度、政府扶持力度、科技水平、对外开放水平作为影响因素纳入回归分析。其中，选取人均GOP表征海洋经济发展水平(x1)；选取沿海地区工业废水排放达标率表征环境规制强度(x2)；选取海洋渔业科研经费表征政府扶持力度(x3)；选取中高级技术职称人员比重表征海洋渔业科技水平(x4)；选取地区水产品进出口贸易额(x5)表征对外开放水平。根据所选取的影响因素指标，构建海洋渔业综合效益子系统协调度影响因素的多元回归模型，具体模型如下：

y=c+β1x1+β2x2+β3x3+β4x4+β5x5+μ

(5)

式中，y为海洋渔业综合效益子系统协调度；c是常数项；x1-x5为相对应指标的指标代码；β1-β5为指标的系数；μ为随机误差项。

为保证估计结果准确，本文借助SPSS22.0实现因子分析。首先进行KMO和Bartlett球形度检验，得出KMO统计量为0.571，巴特利特球形检验的结果小于0.05，球形假设被拒绝，原始变量之间存在相关性，适合做因子分析。同时，共线性检验结果显示VIF均小于5，表明不存在多重共线性，回归结果见表6。

表6 海洋渔业综合效益子系统协调度影响因素多元回归分析结果

注：*、**、***分别表示统计值在10%、5%、1%水平下显著；“—”表示无数据。

回归结果分析：由表6可看出，①海洋经济发展水平的回归系数为0.148，在5%的水平下显著与海洋渔业综合效益子系统协调度呈显著正相关关系，说明海洋经济的快速发展对于海洋渔业经济效益、社会效益、生态效益的协调发展具有促进作用。一方面，海洋经济快速发展能够提高渔民收入、改善海洋渔民生活；另一方面，发达的海洋经济有助于推动工厂化循环水养殖、池塘工程化循环水养殖的发展，同时增加养殖废水净化设备的投入，促进碳汇渔业发展。②环境规制强度的回归系数为0.097，与海洋渔业综合效益子系统协调度呈正相关关系，但未通过显著性水平检验，说明当前地区环境规制强度对海洋渔业综合效益子系统协调度的提升并不明显。政府环境规制力度的强化对于海洋生物资源的保护和海域生态环境的改善起到一定的积极作用，如国家建设优质水产资源保护区、水生生物自然保护区，但也势必会造成海水养殖面积与海洋捕捞范围缩减，导致海洋渔业经济效益下降，对渔民收入的持续增长造成影响。因此，政府在制定政策时应坚持生态优先，同时也要全面考虑到相关主体的利益，如渔民转产转业的难度，为渔民转产转业做相应的岗前培训。③政府扶持力度的回归系数为0.352，在1%的水平下显著与海洋渔业综合效益子系统协调度呈正相关关系，说明政府对于渔业发展的促进作用比较显著。政府通过增加社会投资促进海洋渔业基础设施完善，促进海洋渔业经济的发展，尤其是渔业科技投入的增加对于海洋渔业社会经济的促进作用更为显著。政府还可以通过多种方式提高渔民生活补贴，鼓励渔民转产转业，进而改善渔民生活水平。同时，政府在海洋生态环境保护方面的重要作用也不容忽视，对于促进海洋渔业经济效益、社会效益、生态效益协调发展具有重要作用。④海洋渔业科技水平的回归系数为0.104，与海洋渔业综合效益子系统协调度呈正相关关系，但未通过显著性水平检验。海洋渔业科技与推广投入大幅增加，渔业科技创新成果转化能力增强有利于海洋渔业经济朝着高质量方向发展，推动海洋渔业转型升级，海洋渔业经济发展水平的提高往往伴随着渔民生活水平的改善。同时，海洋渔业科技与推广投入大幅增加有利于淘汰高耗能、高污染渔船，建设高效节能、安全环保型渔船，发展净水渔业、低碳渔业等，进而改善海域生态环境。但目前海洋渔业科技成果市场转化率与成果应用率较低，科技导向将是未来海洋渔业产业发展的重要方向。⑤对外开放水平的回归系数为0.575，在1%的水平下显著与海洋渔业综合效益子系统协调度呈正相关关系。随着海洋强国、“一带一路”等战略的深入实施，为我国渔业“走出去”提供了新机遇，国际渔业权利得到维护，我国世界第一渔业生产大国、水产品贸易大国的地位得到巩固；周边渔业关系和渔业秩序保持稳定，我国与周边国家协定继续顺利执行，这些都加快了我国渔业“走出去”的步伐。海洋渔业对外开放水平的提高，有利于深化国际渔业合作，扩大外海捕捞范围，减少农产品对外贸易壁垒，扩大出口，也有利于引进国际经济价值较高的物种，增加养殖渔民收入，开展在渔业碳排放领域的合作，促进海洋渔业经济效益、社会效益、生态效益协调发展。

4 结论与讨论

本文在界定海洋渔业综合效益及构建评价指标体系的基础上，运用综合效益评价模型、耦合协调度模型和多元回归模型研究了2006—2015年我国海洋渔业综合效益发展水平、综合效益子系统耦合协调度及其影响因素，得出以下结论：

2006—2015年中国海洋渔业综合效益呈波动上升趋势，由2006年的1.276上升至2015年的1.356。受到自然灾害、政策等因素影响，经济效益波动剧烈；社会效益增长乏力，接近于平稳状态；生态效益在2009年之后呈上升趋势；社会效益和生态效益发展水平整体高于经济效益发展水平。

从耦合度层面看，我国海洋渔业综合效益子系统耦合度介于0.890—0.994之间，以高水平耦合为主；在协调度时序演化方面，2006—2015年我国海洋渔业综合效益子系统整体协调水平由2006年的0.628升至2015年的0.646，呈小幅波动上升的趋势，在协调度空间演化方面，天津、辽宁、山东、福建协调度呈上升趋势，河北、江苏保持稳定态势，浙江、广西、海南呈波动趋势，上海、广东则呈下降趋势。

海洋经济发展水平、政府扶持力度、对外开放水平的回归系数分别为0.148、0.352和0.575，并通过5%、1%、1%的显著性水平检验，对海洋渔业综合效益子系统协调度的提升起促进作用，环境规制强度的回归系数为0.097，对海洋渔业综合效益子系统协调度的提升的促进作用微弱，且统计上不显著；海洋渔业科技水平的回归系数为0.104，对海洋渔业综合效益子系统协调度的提升起负向作用，且统计上不显著。

未来要继续坚持“以养为主”的渔业方针，大力推广工厂化循环水养殖，实现集约化绿色养殖，逐步开拓外海深海网箱养殖和远洋捕捞的范围，优化养捕结构，多元化、多渠道增加渔业科技投入，增强海洋渔业科技成果向现实生产力转化的能力，提高海洋渔业从业者素质，促进海洋渔业提质增效，不断改善渔民生活，强化海水养殖区监管力度，最终实现海洋渔业生产发展、渔民生活富裕、渔业生态文明的局面。本文将耦合协调模型应用于海洋渔业综合效益分析，客观地揭示了中国海洋渔业综合效益及系统协调性的时空特征，丰富了海洋渔业效益研究，但鉴于统计数据的获取性，评价指标体系构建尚不完善，海洋渔业综合效益子系统之间的耦合机制将是未来探讨的重要内容。