中國海洋漁業綜合效益評價及耦合協調發展研究

火志輝，王澤宇，范元興

(1.遼寧師范大學 海洋經濟與可持續發展研究中心，遼寧 大連 116029；2.惠靈頓維多利亞大學 工商管理學院，新西蘭 惠靈頓 999030)

海洋漁業作為我國海洋經濟的重要組成部分，不但在穩定宏觀經濟發展方面意義重大，而且在保障國家糧食安全、促進海洋漁民增收、解決社會就業和滿足人民營養需求等方面也做出了重要貢獻[1，2]，2018年，我國海水養殖業與海洋捕撈業產值達到5800.76億元。但是，我國海洋漁業經濟發展方式仍然粗放、生產結構單一[3]，漁民增收的可持續性受到挑戰[4]，海域環境污染等問題逐漸顯現。在加快建設海洋強國和供給側改革的背景下，海洋漁業效益持續下滑，且經濟效益、社會效益和生態效益發展不平衡、不協調、不可持續的深層次矛盾已成為當前漁業經濟發展的主要障礙。科學評價海洋漁業綜合效益，測度并分析海洋漁業綜合效益子系統之間的耦合協調水平，研究影響協調發展水平的因素，可以不斷提升海洋漁業的可持續發展能力，加快轉變海洋漁業發展方式，調整優化海洋漁業生產結構。

國外學者對于海洋漁業的研究主要集中在漁業管理政策[5]、氣候變化[6，7]、海洋保護區建設[8，9]等影響因素方面。Bradford E.Brown研究了區域漁業機構與海洋生態系統之間的互補性，認為健全的漁業管理機構對維持一個龐大的海洋生態系統是必不可少的；Masato Uehara等證實了海洋保護區是漁業物種保護和管理的有效工具。目前國內學者對于海洋漁業的研究則集中在以下方面：①海洋漁業資源可持續利用。王艷麗等從經濟、社會、資源環境的角度構建了漁業資源可持續利用指標體系，運用AHP、灰色關聯等方法對我國沿海省區及近岸海域漁業資源可持續利用狀況進行了研究[10-13]。②海洋漁業經濟效率及影響因素。于淑華等采用Malmquist指數、DEA-SBM模型和LMDI對海水養殖業或海洋捕撈業的經濟效率及影響因素進行研究[14-16]。③海洋漁業產業結構及轉型升級研究。孫康等通過構建海洋漁業轉型成效指標體系，對2001—2014年我國海洋漁業轉型成效進行了測度，結果發現我國海洋漁業轉型成效呈提升態勢，但地區差異依然存在[17]；張紅智等運用GMM模型實證分析了漁業多樣化、專業化對漁業產業結構升級的影響與作用規律，發現在保持在最優規模內時，漁業多樣化與專業化對漁業產業結構升級的影響存在差異，但漁業多樣化是促進漁業產業結構轉型升級的主要途徑[18]；楊林等基于產業生態學內涵與產業結構升級的規律，分析了我國海洋漁業產業結構調整存在的主要問題，提出了我國促進海洋漁業產業結構優化升級的對策建議[19]。隨著漁業的發展和低碳經濟的推進，國內學者對于海洋漁業碳匯進行了大量研究。邵桂蘭等用物質量評估法對海水養殖業碳匯能力進行了估算，并運用脫鉤理論評價其與海水養殖經濟之間的耦合程度[20]；紀建悅等運用修正的拉式指數分解法對我國海水養殖碳匯能力進行了分解研究，發現規模因素對海水養殖碳匯能力的變化起主要作用，養殖結構因素的作用很小[21]。

綜上，國內外學者從影響因素、海洋漁業資源可持續利用、海洋漁業單一產業經濟效率及影響因素、海洋漁業經濟轉型及海洋漁業碳匯等方面對海洋漁業進行了豐富的研究。但是基于綜合效益視角，從經濟效益、社會效益和生態效益3個維度構建指標體系，對海洋漁業綜合效益及其子系統耦合協調的研究相對欠缺。鑒于此，本文在界定海洋漁業綜合效益內涵的基礎上，構建了海洋漁業綜合效益評價指標體系，運用綜合效益評價模型與耦合協調模型對2006—2015年中國沿海省區海洋漁業綜合效益及其系統耦合協調度進行了測度，對其時空演化特征進行了分析，并運用多元回歸分析剖析其影響因素，以期為海洋漁業綜合效益子系統耦合協調發展，海洋漁業轉型升級提供科學依據與理論支撐。

1 研究方法與數據來源

1.1 指標體系的構建

海洋漁業綜合效益內涵：鑒于海水養殖業與海洋捕撈業在海洋漁業經濟活動中的基礎性和主導性的地位[22]，本研究內容主要包括海水養殖業與海洋捕撈業。當前對海洋漁業綜合效益直接研究的文獻較少，考慮到海洋漁業資源與土地資源存在很多共性，因此在借鑒土地利用綜合效益內涵[23-25]的基礎上，將海洋漁業綜合效益定義為：海水養殖業與海洋捕撈業的產出成果通過市場轉化所獲得的經濟效益、社會效益和生態效益的總和。

海洋漁業綜合效益評價指標體系：借鑒已有研究成果[21,26,27]，遵循指標體系構建的科學性、系統性、可操作性等原則，并兼顧數據的可獲得性，基于海洋漁業綜合效益的內涵，構建包含經濟效益、社會效益、生態效益3個子系統在內的我國海洋漁業綜合效益評價指標體系(表1)。

表1 中國海洋漁業綜合效益評價指標體系

1.2 研究方法

熵值法：為消除不同指標存在的量綱差異，在測算海洋漁業經濟效益、社會效益、生態效益之前，用極差法對原始數據進行標準化，為解決標準化之后出現零值的情況，對數據作如下處理：xij=xij×0.99+0.01。熵值法作為一種客觀的賦權方法，可有效克服指標變量間信息重疊和主觀因素造成的誤差，具體計算方法參照相關文獻[28]。

綜合效益評價模型：在計算海洋漁業經濟效益、社會效益、生態效益的基礎上，采用線性加權法計算我國沿海省區海洋漁業綜合效益。計算公式為：

(1)

(2)

式中，f(t)、f(x)、f(y)、f(z)分別為海洋漁業綜合效益、經濟效益、社會效益和生態效益發展指數；wi、wj、wk分別為海洋漁業經濟效益、社會效益和生態效益評價指標的權重；ui、uj、uk分別為海洋漁業經濟效益、社會效益和生態效益評價指標原始數值經過標準化后的數據。f(x)、f(y)、f(z)處于0—1之間，值越大，代表效益越大。

耦合協調度模型：

耦合度模型。耦合度是反映兩個或兩個以上的系統通過各種相互作用而彼此影響的作用強弱程度，結合已有研究[28]，構建耦合度模型測度海洋漁業綜合效益子系統耦合程度，計算公式為：

(3)

式中，C為耦合度，C∈[0，1]。C越大，表征耦合度愈高，系統內部相互作用、相互影響越強烈。進一步將海洋漁業綜合效益子系統耦合度分為以下4個階段[30]：C∈(0.000，0.300]、C∈(0.300，0.500]、C∈(0.500，0.800]、C∈(0.800，1.000]分別表示低水平耦合階段、拮抗階段、磨合階段、高水平耦合階段。

協調度模型。耦合度難以反映系統的整體協同效應，有時會出現子系統發展水平均較低，但耦合度較高的偽評價結果，而協調度作為衡量系統之間或系統內部要素之間是否協調的定量指標被廣泛應用。通過構建海洋漁業綜合效益子系統協調度模型，測度其協調發展水平，計算公式為：

D=(C×T)1/2,T=αf(x)+βf(y)+λf(z)

(4)

式中，D為協調度，取值范圍為[0，1]，D越大，表征協調水平越高；T為綜合協調指數；α、β、λ為待定系數且α+β+λ=1，分別代表其在綜合效益系統中的重要程度，考慮到三系統具有同等的重要性，故取α=β=λ=1/3[29]。采用均勻分布函數法[25]將海洋漁業綜合效益子系統協調度劃分為8個階段(表2)。

表2 協調度等級劃分標準

1.3 研究區域與數據來源

本研究區域包括天津、河北、遼寧、上海、江蘇、浙江、福建、山東、廣東、廣西、海南(因數據缺失，故未包括香港與澳門特別行政區、臺灣地區)，研究時段為2006—2015年。研究數據來源于2007—2016年《中國漁業統計年鑒》、《中國海洋統計年鑒》和《中國統計年鑒》，部分年份統計數據缺失，采用SPSS軟件多重插值法補全。

2 海洋漁業綜合效益及子效益分析

2.1 海洋漁業綜合效益分析

根據式(2)，計算2006—2015年我國沿海省區海洋漁業綜合效益指數(表3)。整體上，2006—2015年海洋漁業綜合效益平均值呈波動上升趨勢，由2006年的1.276升至2015年的1.356，呈良好發展態勢。其中，2006—2008年受到冰凍雨雪、地震、臺風等自然災害的影響，海洋漁業綜合效益指數在2008年達到最低1.230；2008—2012年，由于全國漁民人均純收入由7575元增加到11256元，漁業從業人員數量保持增長，貝藻類養殖面積持續擴大，海洋漁業綜合效益由2008年的1.230升至2012年的1.357；2013年以后，海洋漁業綜合效益呈線性上升趨勢。從各省區看，遼寧、江蘇、浙江、福建、山東海洋漁業綜合效益分別為1.624、1.360、1.513、1.445、1.936，高于全國平均水平。究其原因，這些省區海洋漁業基礎設施良好、漁業投入力度大，海洋漁業第一產業規模大，海洋漁業的社會和生態效益處于較高水平。天津、上海、廣東海洋漁業綜合效益分別為1.160、1.237、1.217，排在最后三位的是河北、廣西、海南，這些省區的海洋漁業經濟發展水平低。

表3 2006—2015年中國沿海省區海洋漁業綜合效益指數

2.2 海洋漁業經濟效益分析

為了更加直觀地展開對2006—2015年我國海洋漁業經濟效益、社會效益、生態效益變化趨勢的分析，分別繪制圖1、圖2。

從圖1可見，2006—2015年我國海洋漁業經濟效益整體呈波動上升的趨勢。其中，2006—2010年遼寧、山東、福建、浙江等省區海洋漁業生產總值實現增長，除上海、江蘇以外的其他9省區的人均海洋漁業生產總值呈增長趨勢，推動海洋漁業經濟效益平均值由2006年的0.314上升到2010年的0.408；2010—2013年多數省區海洋漁業生產總值呈下降趨勢，人均海洋漁業生產總值減少，其中遼寧、山東、浙江、福建和廣東下降明顯，直接導致海洋漁業經濟效益平均值由2010年的0.408降至2013年的0.326；2013—2015年隨著養捕結構進一步優化，海洋漁業發展向質量效益轉變，海洋漁業經濟效益平均值由2013年的0.326升至2015年的0.383。

從圖2可見，遼寧、江蘇、浙江、福建、山東等沿海省區海水養殖面積廣闊，海洋機動漁船數量多、功率大，沿海一級漁港數量多，漁業基礎設施良好，漁業固定資產投資規模大，海洋漁業經濟規模大，經濟效益平均值高于全國平均水平，其他省區則低于全國水平。其中，天津、上海、廣東以發展海洋第二、三產業為主，海洋漁業產業比重小，海洋漁業經濟效益比重低；河北、廣西、海南海洋漁業經濟規模小，漁業產業結構不合理，科技投入不足。

圖1 2006—2015年中國海洋漁業三大效益均值

圖2 2006—2015年中國沿海省區海洋漁業三大效益均值

2.3 海洋漁業社會效益分析

從圖1可見，2006—2015年我國海洋漁業社會效益整體呈上升趨勢，由2007年的0.443升至2015年的0.490。2006—2007年天津、河北、遼寧、上海、江蘇、浙江海洋漁業專業從業人員數量減少，多數省區海洋漁民生活水平下降，使海洋漁業社會效益平均值在2007年降至最低0.443；2007—2012年全國漁民人均純收入從2007年的6937元增至2012年的11256元，10個省區漁民人均純收入超過全國平均水平，海洋漁業產業就業效應明顯，漁民恩格爾系數持續降低，海洋漁業社會效益平均值由2007年的0.443升至2012年的0.499；2012—2015年由于受到轉產轉業、“雙控”等政策的影響，2012年以后海洋漁業社會效益開始出現下降趨勢。從圖2可見，遼寧、江蘇、浙江、福建、山東社會效益平均值高于其他地區，分別為0.635、0.491、0.641、0.533和0.660；天津、上海海洋漁業社會效益平均值介于0.458—0.460之間，社會效益水平整體較高、省際差異小；河北、廣西、海南由于漁民人均收入水平與其他省區存在著較大的差異，海洋漁業專業從業人員較少，海洋漁業社會效益處于排名末端。

2.4 海洋漁業生態效益分析

從圖1可見，2006—2015年中國海洋漁業生態效益呈波動趨勢，由2006年的0.495降至2009年的0.446，隨后緩慢升至2015年的0.483。2006—2009年，海洋漁業生態效益呈下降趨勢，究其原因，遼寧、浙江、福建、江蘇、山東、廣東海洋漁船數量逐年增加，工廠化、池塘養殖面積和養殖規模的擴大導致海洋漁業碳排放加劇，貝藻類產量增長緩慢，海洋漁業碳匯效應較差；2009年之后，海洋漁船功率保持穩定或下降趨勢，池塘和工廠化養殖規模得到控制，貝藻類產量逐年上升，國家對養殖海域環境治理投入不斷加大，近岸海域生態環境質量持續向好，海洋漁業生態效益總體呈上升趨勢。從圖2可見，遼寧、山東海洋漁業生態效益平均值分別為0.580和0.597，山東、遼寧貝藻類產量高，其碳匯作用明顯；河北、江蘇、浙江、福建、廣東、廣西海洋漁業生態效益介于0.442—0.503之間，這些省區的貝類藻類產量較高，但養殖和捕撈漁船功率大，海水養殖的生態效益處于中等水平；天津、上海、海南海洋漁業生態效益分別為0.425、0.431、0.391，由于貝藻類產量小，難以產生碳匯。

3 綜合效益子系統耦合協調性分析

3.1 綜合效益子系統耦合度分析

基于式(3)、式(4)，測算出2006—2015年中國海洋漁業綜合效益子系統耦合度及協調度(表4)，根據耦合度測算結果繪制圖3。

從圖3可見，2006—2015年海洋漁業綜合效益子系統耦合度均值介于0.800—1.000之間的高度耦合階段，總體呈上升態勢。其中，2006—2008年，生態效益、社會效益明顯高于經濟效益，此時系統耦合度水平相對較低；2008—2012年，隨著經濟效益、社會效益逐年上升，生態效益保持穩定，三大效益之間的發展差距在逐漸縮小，該時期耦合度水平呈階梯上升趨勢；2013年海洋漁業產業增長率下降引起經濟效益明顯下降，而社會生態效益變化較小，耦合度迅速下降，但仍處于高度耦合階段；2014—2015年，隨著經濟效益的上升，社會效益和生態效益逐漸趨于穩定，三效益之間的發展水平差距再次縮小，耦合度逐漸上升。從沿海各省來看，耦合度均值介于0.890—0.994之間。除上海和海南呈下降趨勢，其他省區呈上升趨勢，其中天津、河北由磨合階段轉向高度耦合階段，其他省區始終維持在高度耦合階段。綜合來看，我國海洋漁業經濟效益、社會效益、生態效益子系統相互作用不斷增強，海洋漁業三大效益進入良性耦合發展階段。

表4 2006—2015年中國沿海省區海洋漁業綜合效益子系統協調度

圖3 2006—2015年中國海洋漁業綜合效益子系統耦合度均值

3.2 綜合效益子系統協調度分析

協調度時間演化分析：根據協調度的測算結果，選取2006年、2009年、2012年、2015年的數據，借助Eviews 8.0軟件繪制2006—2015年中國沿海省區海洋漁業綜合效益子系統協調度核密度曲線(圖4)，不同時期中國海洋漁業綜合效益子系統協調度動態變化特征如下：①從位置上看，四個年份的核密度函數中心呈向右移動的態勢，表明中國沿海省區海洋漁業綜合效益系統協調水平在提升。其中，2006年核密度函數中心左移明顯，2012年較2009年右移明顯，2015年較2012年右移幅度小，說明2009年以后我國海洋漁業綜合效益子系統協調度逐漸提升，2012年以后協調度提升緩慢。②從形狀上看，核密度函數總體呈單峰分布，只在2012年呈輕微的雙峰分布，且波峰變陡，說明2012年前后海洋漁業綜合效益子系統協調度出現兩極分化現象，且地區差距擴大，但分化現象并沒有得到延續。③從峰度上看，2006—2015年我國海洋漁業綜合效益子系統協調度呈先升后降的波動趨勢。同2006年相比，2009年波峰高度上升幅度小，但2012年波峰高度上升明顯，表明協調度水平省際的差距縮小；2015年波峰高度明顯下降，峰值右移顯著，說明我國海洋漁業綜合效益子系統協調水平進一步提升。

圖4 2006—2015年中國海洋漁業綜合效益子系統協調度核密度分布

子系統協調度空間演化分析：根據海洋漁業綜合效益子系統協調度測算結果，選取2006年、2009年、2012年、2015年的協調度數據，分析我國海洋漁業綜合效益協調發展水平的空間演化趨勢(表5)。

2006—2015年海洋漁業綜合效益子系統協調度空間演化分為4種情況：①協調度呈上升趨勢，包括天津、遼寧、山東、福建、廣西。天津由初級協調階段轉入中級協調階段的原因在于“十二五”時期海洋捕撈業的快速發展；遼寧、山東、福建作為海洋漁業大省，海水養殖業與海洋捕撈業發達，眾多的海洋漁業專業就業人員和良好的海域生態環境是協調度呈上升趨勢的關鍵。②協調度保持穩定態勢，包括河北、江蘇。其中，河北海洋漁業經濟效益在逐步提升，而社會效益在逐漸降低，經濟效益對社會效益的彌補是協調度始終維持在初級協調階段的主要原因；江蘇始終維持在中級協調階段，得益于較高的海洋漁業社會效益和生態效益對發展相對滯后的經濟效益的彌補。③協調度呈波動趨勢，包括浙江、海南。其中，浙江處于海洋漁業經濟轉型的關鍵時期，經濟效益的劇烈波動，生態效益持續下滑是導致協調度波動的主要原因；海南歸因于海洋漁業發展處于沿海省區的末尾，海洋漁業從業人員相對較少且漁民收入水平低，繼續保持良好的海洋生態環境海洋是未來海南海洋漁業轉型的重要支撐。④協調度呈下降趨勢，包括上海、廣東，由中級協調階段轉向初級協調階段。上海、廣東以發展海洋第二、三產業為主，海洋漁業第一產業規模小，經濟效益與社會、生態效益逐漸擴大的差距是造成協調度降低的主要原因。

表5 2006—2015年中國海洋漁業綜合效益子系統協調度空間演化趨勢

3.3 綜合效益子系統協調度影響因素分析

變量選取與模型構建：為探討海洋漁業綜合效益子系統協調度變化的影響因素，本研究以海洋漁業綜合效益子系統協調度為被解釋變量，選取海洋經濟發展水平、環境規制強度、政府扶持力度、科技水平、對外開放水平作為影響因素納入回歸分析。其中，選取人均GOP表征海洋經濟發展水平(x1)；選取沿海地區工業廢水排放達標率表征環境規制強度(x2)；選取海洋漁業科研經費表征政府扶持力度(x3)；選取中高級技術職稱人員比重表征海洋漁業科技水平(x4)；選取地區水產品進出口貿易額(x5)表征對外開放水平。根據所選取的影響因素指標，構建海洋漁業綜合效益子系統協調度影響因素的多元回歸模型，具體模型如下：

y=c+β1x1+β2x2+β3x3+β4x4+β5x5+μ

(5)

式中，y為海洋漁業綜合效益子系統協調度；c是常數項；x1-x5為相對應指標的指標代碼；β1-β5為指標的系數；μ為隨機誤差項。

為保證估計結果準確，本文借助SPSS22.0實現因子分析。首先進行KMO和Bartlett球形度檢驗，得出KMO統計量為0.571，巴特利特球形檢驗的結果小于0.05，球形假設被拒絕，原始變量之間存在相關性，適合做因子分析。同時，共線性檢驗結果顯示VIF均小于5，表明不存在多重共線性，回歸結果見表6。

表6 海洋漁業綜合效益子系統協調度影響因素多元回歸分析結果

注：*、**、***分別表示統計值在10%、5%、1%水平下顯著；“—”表示無數據。

回歸結果分析：由表6可看出，①海洋經濟發展水平的回歸系數為0.148，在5%的水平下顯著與海洋漁業綜合效益子系統協調度呈顯著正相關關系，說明海洋經濟的快速發展對于海洋漁業經濟效益、社會效益、生態效益的協調發展具有促進作用。一方面，海洋經濟快速發展能夠提高漁民收入、改善海洋漁民生活；另一方面，發達的海洋經濟有助于推動工廠化循環水養殖、池塘工程化循環水養殖的發展，同時增加養殖廢水凈化設備的投入，促進碳匯漁業發展。②環境規制強度的回歸系數為0.097，與海洋漁業綜合效益子系統協調度呈正相關關系，但未通過顯著性水平檢驗，說明當前地區環境規制強度對海洋漁業綜合效益子系統協調度的提升并不明顯。政府環境規制力度的強化對于海洋生物資源的保護和海域生態環境的改善起到一定的積極作用，如國家建設優質水產資源保護區、水生生物自然保護區，但也勢必會造成海水養殖面積與海洋捕撈范圍縮減，導致海洋漁業經濟效益下降，對漁民收入的持續增長造成影響。因此，政府在制定政策時應堅持生態優先，同時也要全面考慮到相關主體的利益，如漁民轉產轉業的難度，為漁民轉產轉業做相應的崗前培訓。③政府扶持力度的回歸系數為0.352，在1%的水平下顯著與海洋漁業綜合效益子系統協調度呈正相關關系，說明政府對于漁業發展的促進作用比較顯著。政府通過增加社會投資促進海洋漁業基礎設施完善，促進海洋漁業經濟的發展，尤其是漁業科技投入的增加對于海洋漁業社會經濟的促進作用更為顯著。政府還可以通過多種方式提高漁民生活補貼，鼓勵漁民轉產轉業，進而改善漁民生活水平。同時，政府在海洋生態環境保護方面的重要作用也不容忽視，對于促進海洋漁業經濟效益、社會效益、生態效益協調發展具有重要作用。④海洋漁業科技水平的回歸系數為0.104，與海洋漁業綜合效益子系統協調度呈正相關關系，但未通過顯著性水平檢驗。海洋漁業科技與推廣投入大幅增加，漁業科技創新成果轉化能力增強有利于海洋漁業經濟朝著高質量方向發展，推動海洋漁業轉型升級，海洋漁業經濟發展水平的提高往往伴隨著漁民生活水平的改善。同時，海洋漁業科技與推廣投入大幅增加有利于淘汰高耗能、高污染漁船，建設高效節能、安全環保型漁船，發展凈水漁業、低碳漁業等，進而改善海域生態環境。但目前海洋漁業科技成果市場轉化率與成果應用率較低，科技導向將是未來海洋漁業產業發展的重要方向。⑤對外開放水平的回歸系數為0.575，在1%的水平下顯著與海洋漁業綜合效益子系統協調度呈正相關關系。隨著海洋強國、“一帶一路”等戰略的深入實施，為我國漁業“走出去”提供了新機遇，國際漁業權利得到維護，我國世界第一漁業生產大國、水產品貿易大國的地位得到鞏固；周邊漁業關系和漁業秩序保持穩定，我國與周邊國家協定繼續順利執行，這些都加快了我國漁業“走出去”的步伐。海洋漁業對外開放水平的提高，有利于深化國際漁業合作，擴大外海捕撈范圍，減少農產品對外貿易壁壘，擴大出口，也有利于引進國際經濟價值較高的物種，增加養殖漁民收入，開展在漁業碳排放領域的合作，促進海洋漁業經濟效益、社會效益、生態效益協調發展。

4 結論與討論

本文在界定海洋漁業綜合效益及構建評價指標體系的基礎上，運用綜合效益評價模型、耦合協調度模型和多元回歸模型研究了2006—2015年我國海洋漁業綜合效益發展水平、綜合效益子系統耦合協調度及其影響因素，得出以下結論：

2006—2015年中國海洋漁業綜合效益呈波動上升趨勢，由2006年的1.276上升至2015年的1.356。受到自然災害、政策等因素影響，經濟效益波動劇烈；社會效益增長乏力，接近于平穩狀態；生態效益在2009年之后呈上升趨勢；社會效益和生態效益發展水平整體高于經濟效益發展水平。

從耦合度層面看，我國海洋漁業綜合效益子系統耦合度介于0.890—0.994之間，以高水平耦合為主；在協調度時序演化方面，2006—2015年我國海洋漁業綜合效益子系統整體協調水平由2006年的0.628升至2015年的0.646，呈小幅波動上升的趨勢，在協調度空間演化方面，天津、遼寧、山東、福建協調度呈上升趨勢，河北、江蘇保持穩定態勢，浙江、廣西、海南呈波動趨勢，上海、廣東則呈下降趨勢。

海洋經濟發展水平、政府扶持力度、對外開放水平的回歸系數分別為0.148、0.352和0.575，并通過5%、1%、1%的顯著性水平檢驗，對海洋漁業綜合效益子系統協調度的提升起促進作用，環境規制強度的回歸系數為0.097，對海洋漁業綜合效益子系統協調度的提升的促進作用微弱，且統計上不顯著；海洋漁業科技水平的回歸系數為0.104，對海洋漁業綜合效益子系統協調度的提升起負向作用，且統計上不顯著。

未來要繼續堅持“以養為主”的漁業方針，大力推廣工廠化循環水養殖，實現集約化綠色養殖，逐步開拓外海深海網箱養殖和遠洋捕撈的范圍，優化養捕結構，多元化、多渠道增加漁業科技投入，增強海洋漁業科技成果向現實生產力轉化的能力，提高海洋漁業從業者素質，促進海洋漁業提質增效，不斷改善漁民生活，強化海水養殖區監管力度，最終實現海洋漁業生產發展、漁民生活富裕、漁業生態文明的局面。本文將耦合協調模型應用于海洋漁業綜合效益分析，客觀地揭示了中國海洋漁業綜合效益及系統協調性的時空特征，豐富了海洋漁業效益研究，但鑒于統計數據的獲取性，評價指標體系構建尚不完善，海洋漁業綜合效益子系統之間的耦合機制將是未來探討的重要內容。