研究

随着城市的发展，保持对自然的体验

• 摘要
• 简介
• 方法
  • 研究区域
  • 土地使用
  • 鸟类分布
  • 城市增长的场景
  • 改变后院的大小
  • 公共绿地的变化
  • 家庭周围鸟类物种丰富度的变化
  • 获得自然的途径和社会经济梯度的变化
• 结果
• 讨论
• 对本文的回应
• 致谢
• 文献引用

介绍

人们有与自然接触的内在需求，自然世界的体验对人类健康和福祉有一系列好处(Wilson 1984, Brown and Grant 2005, Tidball 2012, Keniger et al. 2013, Hough 2014)。然而，由于世界上大多数人口现在生活在城镇和城市，人们越来越担心，大自然的体验在数量上越来越少，质量越来越差，构成了体验的消亡(Pyle 1978, Turner等人2004,Louv 2005, Miller 2005, Stokes 2006)。现在，人口净增长几乎完全发生在城镇(联合国，2011年)，随着世界各地城市的密度和人口规模继续增加，我们面临着经验日益消失和对人类健康和福祉产生不利影响的风险。我们以澳大利亚布里斯班市为例，评估了不同城市发展策略对体验自然的机会的影响。

与自然体验相关的健康和福祉益处范围从心理、认知、生理到社会、精神和有形(Irvine和Warber 2002, Bird 2004, 2007, Brown和Grant 2005, Maller等人2005,Barton和Pretty 2010, Keniger等人2013)。与当地野生动物的互动可以巩固文化和个人身份认同(Horwitz et al. 2001, Russ et al. 2015)，帮助人们感到更有活力和自我意识(Henwood 2003)，并有助于心理健康(Bird 2007, Fuller et al. 2007)。城市内的绿色空间还与更广泛的社会效益有关，如减少犯罪、暴力和侵略行为(Sullivan and Kuo 1996, Kuo and Sullivan 2001, Aldridge and Sempik 2002)。城市居民使用公园和花园进行恢复和放松(Ulrich等人1991年，Korpela等人2001年，Hartig等人2003年，MacKerron和Mourato 2013年)，锻炼(Bird 2004年)，以及参与社会互动(Coley等人1997年，Herzog等人1997年，Sullivan等人2004年;Kaźmierczak 2013)。人类的健康和福祉与大自然的体验有着千丝万缕的联系，随着城市健康问题的加剧(Dye 2008)，迫切需要改善人们与大自然的接触。

人们如何在城市中接触和体验自然是复杂的，涉及到许多地理和社会因素。公共公园、花园和绿色街景(公共绿地)是人们日常生活中与自然互动的场所(Pyle 2003, Miller 2006, Campbell et al. 2016, Hartig和Kahn 2016)。后院(私人绿地)也以不同于公共绿地的方式为人们提供体验自然的空间(Fuller and Irvine 2010, Shanahan et al. 2014)。公共和私人绿地也有助于促进整个城市健康的生物多样性(Gagné和Fahrig 2010, Aronson et al. 2014, Villaseñor et al. 2017)，这有助于在人们的日常生活中提供与自然的互动。因此，一个遍布城市的公共和私人绿地网络对于定期接触自然非常重要(Giles-Corti等人2005年，Cohen等人2010年，Schipperijn等人2010年)。社会因素如年龄、性别和教育自然也影响人们如何访问(Ho et al . 2005年,林等。2014年,Pleson et al . 2014年),和socioeconomically弱势地区经常有低的数量和质量的公共绿色空间(温家宝等人。2013年,Astell-Burt et al . 2014年,Kellert et al . 2017年),植被(艾弗森和库克2000年,男女et al . 2010年,范教授et al . 2012年,沙纳罕et al . 2014年),和物种丰富度(Kinzig et al . 2005年,Strohbach et al . 2009年,van Heezik et al. 2013)。由于有如此多的因素影响人们在城市中接触自然的方式，不太可能让所有人都有相同的机会在城市中体验自然，这些差异有可能加剧不利条件，或者在有效管理的情况下促进公平(Heynen等人，2006)。

管理和改善人们接触自然的途径已经成为许多城市的优先事项(Sandström et al. 2009)。这通常包括植树、绿化街景、提高绿地质量、确保所有居民在其住所附近拥有公共绿地，有时还包括生物多样性保护工作。然而，大多数城市也在经历非常快速的发展，虽然人们很清楚接触自然对人们的健康和福祉的重要性，但仍不清楚随着城市的发展，对自然的体验在数量和质量上会发生怎样的变化。鉴于世界各地城市增长的速度和程度，了解发展决策如何影响人们对自然的体验，对于保障社会的相关健康和福祉至关重要。

我们探讨了人们接触自然的影响，这可能是城市发展中需要做出的最重要的规划决策;它使用紧凑和无序发展形式的程度(Lin和Fuller 2013, Sushinsky等人2013,Soga等人2014,Stott等人2015)。紧凑型开发在高密度的住宅区之间保留了大片的绿地，而无序开发则将较低密度的住宅区扩展到一大片区域，对于给定的人口规模而言，通常只有较少的间隙绿地。紧凑的发展通过维持大型、完整的绿地网络在更大的尺度上可能有利于生物多样性(Sushinsky等人2013,Beninde等人2015,Ikin等人2015)，但在局部尺度上，用密集的建筑形式取代植被往往会对生物多样性造成不利影响(Chace和Walsh 2006, Tratalos等人2007,McDonnell等人2009,Vergnes等人2014)。我们可能会认为，虽然生物多样性将受益于城市规模的紧凑发展，但在家中体验大自然的机会可能会减少。这是由于私人庭院规模的缩小(Hall 2010)，私人庭院是家庭附近的自然体验区域(Barbosa et al. 2007, Forman 2008)，也可以为物种提供栖息地(Rudd et al. 2002, Daniels and Kirkpatrick 2006, Irvine et al. 2009, Goddard et al. 2010)。

在这里，我们量化了紧凑和无序的城市发展对体验自然机会的影响，通过测量随着城市发展的后院大小、公共绿地供应和鸟类物种丰富度的变化。我们以澳大利亚布里斯班为例，这是一个快速发展的亚热带城市，拥有广泛的绿地系统和高度的生物多样性。我们估计在紧凑的发展模式下体验自然的机会的变化，在紧凑的发展模式下，新住宅完全通过细分现有的住宅地块来容纳，从而保持公共绿地网络的完整性，以及新住宅完全位于可开发的绿地上的无序增长形式。我们通过测量(i)后院规模的变化，(ii)家庭附近公共绿地的数量，以及(iii)家庭附近鸟类物种丰富度的变化，模拟了在两种城市增长形式下人们对自然的获取方式将如何变化。最后，我们确定了城市中哪些社会经济群体将受家庭附近自然环境变化的影响最大。

方法

我们首先绘制了一幅当前的土地使用地图，以及鸟类在整个城市的当前分布模型。然后，我们在两种不同的城市发展场景下对这些进行了预估，以评估随着城市的发展，人们居住地附近的后院大小、公共绿地供应和鸟类物种丰富度会发生怎样的变化。最后，我们研究了人们接近自然的预测变化是如何与当前的社会经济地位测量相关的。为了将我们的分析主要集中在住宅区，我们仅对研究区域内至少有20处住宅物业的郊区(n = 165)进行了后院大小、公共绿地供应和鸟类物种丰富度的变化评估。

研究区域

大布里斯班目前有207万人口，并且在2006年至2011年间人口增长了11.5%(澳大利亚政府统计局2011年)。昆士兰州政府计划到2031年增加15.6万套住房(昆士兰州基础设施和规划部，2009年)。我们的研究区域覆盖了城市的636平方公里，并由1平方公里的连续网格单元确定，这些网格单元(i)位于布里斯班的行政边界内，(ii)城市化程度至少为25%(根据航拍图像肉眼判断)。我们用这种方式将研究区域的范围限制在城市的城市化区域，因为布里斯班的行政边界包括了大面积的非城市土地覆盖。研究区确保了各种土地利用类型和城市化程度的充分体现。

土地使用

我们使用数字化的、空间参考的地籍数据集(包含昆士兰州所有地块的财产边界和描述，昆士兰州政府环境与资源管理部，2006年)和昆士兰州估值与销售数据集(QVAS，昆士兰政府环境与资源管理部，2006年)，为研究区域开发了一份土地使用地图。两个数据集都来自2006年。使用这些数据集，我们创建了一个统一的土地使用数据层，将地籍数据集中的每个属性分为五类之一，然后使用2007年谷歌地球航空图像进行验证:

• 住宅:所有至少有一处住宅和/或任何用于私人庭院的相关物业。
• 城市:由不透水表面组成的城市基础设施，如道路、商业建筑和购物中心。
• 受保护的绿地:所有被QVAS归类为“公园和花园”和所有其他保护保护区的财产。
• 可开发绿地:指所有未被QVAS分类为“公园和花园”的植被覆盖区域，包括未被开发、不具有正式保护地位或显著宜人价值的区域。
• 水:所有被水覆盖的地区，包括布里斯班河以及溪流、湖泊和水库。

鸟类分布

我们使用Sushinsky等人(2013)的36种鸟类分布模型来估计研究区域内家附近鸟类的物种丰富度。这些模型是基于2009年8月25日至11月11日春季繁殖季节在布里斯班城区进行的636次鸟类调查得出的。我们通过在每个调查点进行五分钟的点位统计，收集了整个城市鸟类存在的数据，在此期间，所有遇到的物种都被列出。最终的数据集包括119个物种的7986次观测，并为至少有15次发生记录的所有36种鸟类建立了模型。我们使用Maxent (Phillips and Dudík 2008)构建了物种分布模型，作为6个选定的环境变量(土地利用、居住密度、植被覆盖、植被异质性、温度、降水和到城市边缘的距离)的函数，在一个200米× 200米的网格上跨越整个城市。Maxent的逻辑输出相当于在每2亿像素中观察到该物种的概率，考虑到那里存在的环境条件(Phillips和Dudík 2008)。鸟类分布的分析是在200米分辨率下进行的，因为我们预计可探测性大约限制在200米，这个分辨率足以充分捕捉整个城市景观的土地覆盖异质性。

城市增长的场景

我们根据当前的发展模式、布里斯班的人口增长以及城市适应这种增长的计划，开发了紧凑和无序的城市增长场景。使用上面描述的土地使用数据层，在单个财产规模上实现了这些场景。在紧凑的场景中，通过填充和细分现有的住宅区域来增加住宅密度。在布里斯班，开发商通常通过购买单个住宅地块，拆除现有的房屋，然后建造多个住宅单元，每个单元只占用原有地块的一部分来对住宅进行细分。无序发展的场景将低密度的开发引向已经开发的地区(被植被覆盖，没有任何显著的宜人价值的地区)之外的开放空间，这是布里斯班过去几十年城市增长模式的延续。在每一种方案中，研究区域总共增加了84,642户住宅;根据2009年昆士兰州东南部地区计划(2009年昆士兰州政府基础设施和规划部)，这是布里斯班市议会预计到2031年将容纳的15.6万套住房的面积加权比例。在这两种情况下，城市的空间范围都没有增加，因为我们比较的是城市边界内的其他扩张模式。

为了反映紧凑的增长，现有的单户住宅物业，其面积至少是每个郊区单户住宅物业中位数的一半，被认为适合进行细分。这些房产是随机选择、细分和开发的，以随机的顺序在所有郊区旋转，直到研究区域增加了84,642套住宅。每个地块内的细分数量是基于地块大小和布里斯班所有现有细分房产的住宅数量之间的经验关系。这种关系是在高、中、低密度的郊区计算的(低密度:y= 0.81x- 1.67,r²= 0.674,P< 0.001;介质密度:y= 0.68x- 1.3,r²= 0.632,P< 0.001;高密度:y= 0.64x- 1.13,r²= 0.580,P< 0.001)，每个郊区内的地块根据特定密度类别的回归进行细分。在广阔的场景中，新的单体住宅被添加到可开发的绿色空间中。可开发的绿地面积至少是每个郊区中位单住宅物业面积的一半，被认为适合开发。将每个空间划分为矩形地块，其面积等于郊区内单个住宅物业面积的中位数，以准备面积大于1.5倍(每个郊区)的可开发绿地。然后，研究人员随机选择可开发房产，并将其开发为单户住宅，在所有郊区按随机顺序旋转，直到84,642户住宅被添加到研究区域。在实践中，其他因素，如洪水风险、坡度或要求在新开发项目中留出绿地的城市法规，可能会限制开发的面积(有关城市发展场景发展的全部细节，请参阅Sushinsky等人2013)。

改变后院的大小

我们利用我们开发的土地使用数据层，在当前条件下，对研究区域内每个住宅的后院大小进行了估算，并对紧凑和无序的两种情况进行了估算。后院大小的变化是在郊区水平估计的，因为新的住宅物业的增加是变化的来源，所以在单个物业水平测量后院大小的变化是不可能的。布里斯班的建筑没有被绘制成地图，所以我们建立了线性回归模型，利用300个单户住宅(y= 1.2x- 0.76x，r²= 0.977,P< 0.001)和300个多住宅属性(y= 1.28x- 1.14,r²= 0.866,P< 0.001)。然后，我们使用这些回归关系，在当前条件下，根据城市中每个住宅物业的物业大小，以及在所有房屋被添加到研究区域后，根据紧凑和无序的城市增长场景，估计后院的大小。我们计算了研究区域内每个郊区住宅的平均后院面积。然后，我们计算了研究区域内每个郊区每个住宅平均后院大小的比例变化(当前和未来每个住宅平均后院大小的差值除以当前每个住宅平均后院大小)。

公共绿地的变化

我们利用我们开发的土地使用数据层，计算了当前条件下，在紧凑和无序的两种情况下，住宅附近的公共绿地的数量。住宅周围公共绿地供应的变化以29,091个住宅物业(每个郊区的10%或至少20个住宅物业)的随机样本为模型，这些住宅物业在城市发展场景下都不受发展的影响，从而直接衡量在发展过程中住户所经历的变化。公共绿地的变化是直接从我们开发的土地利用数据层计算出来的。在紧凑的情况下，只开发现有的住宅物业，因此整个研究区域的土地利用分类没有变化(即，城市公共绿地的数量没有变化)。随着时间的推移，绿地向住宅用地转化，住宅用地增加，公共绿地减少。

我们将进入公共绿地的通道定义为每个抽样住宅物业500米半径内(从物业中心开始)的总面积，包括公园和公共花园、保护保护区或任何其他大部分植被覆盖的表面(包括未被指定为公园和花园或保护保护区的可开发绿地)。住宅附近500米范围内的公共绿地数量是当地政府对当地城市休闲绿地的可达性标准(布里斯班市议会2000年)，该标准得到了Lin等人(2014年)的分析支持，该分析表明住宅附近500米范围内的公共公园覆盖面积显著影响布里斯班城市居民对公园的使用。在无序扩张的城市增长情景下，将所有房屋添加到研究区域后，我们计算了每个抽样住宅物业500米内的公共绿地总面积的比例变化(当前和未来公共绿地总面积的差值除以当前公共绿地总面积)。然后，我们计算了两种城市增长场景下每个郊区每个住宅的公共绿地数量的平均比例变化

家庭周围鸟类物种丰富度的变化

根据两种发展情景下环境变量(土地利用、居住密度、植被覆盖和植被异质性)的预期变化，我们在Maxent (Phillips and Dudík 2008)中对当前的鸟类分布模型进行了预估(关于当前和预估物种分布模型的发展和验证的详细信息，请参阅Sushinsky et al. 2013)。环境变量的变化是根据土地利用图的变化来计算的。对于目前的条件以及紧凑和无序的发展情景，我们通过对每个物种的栖息地适宜性估计采用平衡遗漏率和分配错误率的阈值(Liu et al. 2005)来预测研究区域内每2米像素内每个物种的存在或消失。

利用鸟类物种存在/消失的预测，以及同样用于模拟绿地供应变化的住宅属性随机样本，我们估算了在当前条件下以及紧凑和无序的城市增长场景下，每个住宅属性样本半径500米内鸟类物种的丰富度。对于每个随机抽样的住宅属性，我们计算鸟类物种丰富度，即从该属性中心出发的500米缓冲区内所有36种物种存在的总和。我们选择了500米半径作为一个合理的区域，在这里人们可以在住宅周围的私人和公共区域与鸟类进行互动。任何200米像素(来自鸟类分布模型)的中心必须在500米缓冲区内，其值才能对缓冲区的总丰富度估计做出贡献。我们计算了每个随机抽样住宅500米半径内鸟类物种丰富度的变化比例(当前和预测的物种丰富度之差除以当前物种丰富度)。然后，我们计算了两种城市增长情景下每个郊区每个住宅属性的物种丰富度的平均比例变化。

获得自然的途径和社会经济梯度的变化

我们使用了2006年澳大利亚人口普查的社会经济指数(IRSAD;相对社会经济优势和劣势指数)，较高的值表示优势相对较高的领域(澳大利亚政府统计局，2006年)。它的计算使用一些变量，如教育水平、收入和获得服务的机会。对于研究区域内的每个郊区，我们计算了IRSAD的平均值。在每个生长场景下，我们使用斯皮尔曼相关系数测试IRSAD与后院大小、住宅周围公共绿地供应以及郊区住宅周围物种丰富度变化之间的相关性。通过使用斯皮尔曼相关系数检验IRSAD与每个增长场景下每个郊区新增住宅总数之间的相关性，我们探索了IRSAD指数与新住宅增长空间分布之间的关系。

结果

后院的大小、公共绿地的提供和家庭周围的物种丰富度在紧凑和不规则的发展场景下都发生了变化，但在不同的场景之间，变化的幅度以及空间和社会经济分布差异很大。在城市尺度上，人们体验自然的机会几乎所有指标在两种发展场景下都下降了(只有紧凑发展下的公共绿地供应保持不变)。随着杂乱的发展，每个住宅的平均后院面积下降了0.03% (SE = 3.63, n = 385,281)，住宅500 m范围内的公共绿地覆盖面积平均下降了17.85% (SE = 0.15, n = 29,091)，住宅500 m范围内的物种丰富度平均下降了3.74% (SE = 0.04, n = 29,091;在紧缩型开发中，每个住宅的平均后院面积下降了3.45% (SE = 4.40, n = 300,639)，住宅500米范围内的公共绿地覆盖面积没有变化，住宅500米范围内的物种丰富度平均下降了0.82% (SE = 0.02, n = 29,091;图1)无序发展导致后院面积的减少可以忽略不计，但家庭周围的公共绿地供应和物种丰富度下降较大，而紧凑型发展导致后院面积下降较大，但家庭周围的公共绿地供应和物种丰富度下降较小。

人们接触自然的空间分布变化是紧凑型和无序型发展场景之间的另一个重要区别。在紧凑型开发中，研究区域内所有郊区的每个住宅的平均后院面积下降(在0.0002%至23.17%之间)，然而，在不规则发展的开发中，只有35%的郊区的每个住宅的平均后院面积下降(在0.02%至53.63%之间)。65%的郊区每户住宅的平均后院面积增加或没有变化(图2)。在紧凑型发展中，只有5%的郊区每户住宅的平均后院面积下降超过5%，而在无序发展中，16%的郊区每户住宅的平均后院面积下降超过5%(图2)。在紧凑发展中，下降程度相对均匀地分布在整个城市，而在无序发展中，城市的平均后院面积下降最大的下降倾向于集中在城市的外部边缘(图2)。总体而言，紧凑发展导致整个城市每个住宅的平均后院面积下降，但下降的幅度较小，在整个城市的分布比不规则发展更均匀(图2)。

随着无序发展，研究区域内住宅周围的公共绿地供应急剧下降(图3)。紧凑的城市增长下的住宅开发不需要开发公共绿地，然而，59%的城市周围可开发绿地在无序发展的城市增长下转化为住宅用地。随着不规则发展，94%的郊区住宅500米范围内的公共绿地平均面积下降了，而其余6%的郊区的公共绿地供应没有变化(图3) 住宅周边500米范围内的绿地数量平均下降超过5%，60%的郊区住宅周边的绿地供应平均下降超过10%(图3)。住宅周边平均绿地供应下降最大的集中在城市外围和沿河地区(图3)，那里有最可开发的绿地。无序发展的发展场景要求发展绿色空间，导致城市居民住宅周围公共绿地供应的大幅减少，然而，紧凑发展场景在不改变住宅周围公共绿地供应的情况下容纳相同的住宅增长。

在这两种城市发展场景下，住宅周围的物种丰富度都发生了变化，但在紧凑发展的情况下，这些变化的幅度和空间异质性要小得多(图4)。随着紧凑发展，大多数郊区(56%)在住宅周围500米范围内的物种丰富度平均下降了不到2%，大约26%的郊区在住宅周围的物种丰富度平均成比例增加或没有变化(图4a)。这与无序发展形成了鲜明对比，在无序发展中，大多数郊区(61%)的物种丰富度平均下降了2%或更多，只有7%的郊区在家庭周围的物种丰富度平均成比例增加或没有变化(图4b)。此外，在大规模开发过程中，住宅周围物种丰富度的下降幅度最大的区域集中在城市的外围(图4b)，而这些远郊地区住宅周围的公共绿地数量也出现了最严重的下降(图3)。尽管在两种开发场景下，住宅周围的物种丰富度都出现了下降，家周围物种丰富度下降的速度较慢，呈现出更均匀的空间格局和紧凑的发展(图4)。

在城市无序发展的背景下，城市公共绿地提供和物种丰富度的变化沿社会经济梯度呈不均衡分布。随着无序发展，住宅(每个郊区)500 m范围内公共绿地面积的平均比例变化与IRSAD指数呈显著正相关(r = 0.145, n = 165, p = 0.032;图5a显示了不同社会经济群体公共绿地面积的平均下降)。鸟类物种丰富度变化与IRSAD指数呈显著正相关(r = 0.144, n = 165, p = 0.032;图5b)无序发展。这与紧凑型发育形成鲜明对比，在紧凑型发育下，IRSAD指数与家庭周围物种丰富度的平均比例变化没有显著相关性(r = -0.026, n = 165, p = 0.370)。后院面积的变化与社会经济梯度无关;在紧凑发展(r = -0.012, n = 165, p = 0.066)和不规则发展(r = -0.019, n = 165, p = 0.405)下，每个住宅平均后院大小的比例变化与IRSAD之间没有显著相关。因此，在无序发展的情况下，城市中更弱势的部分将经历更大的公共绿地和家庭周围物种丰富度的下降，而紧凑发展导致后院面积的下降，这些变化与社会经济梯度无关。

城市中社会经济条件较差的地区人口接触自然的减少幅度较大，这可能与城市无序发展下新住宅增长的空间分布有关;我们发现，在无序发展的情况下，新建住宅总数量(每个郊区)与IRSAD指数呈显著负相关(r = -0.1966, n = 165, p = 0.005)，但与紧凑发展不相关(r = -0.0338, n = 165, p = 0.333)。总的来说，我们的结果表明，紧凑型发展更好地保持了人们在城市发展过程中对自然的体验，也有助于确保任何减少在整个社会经济梯度中平均分布。

讨论

我们的分析是第一次尝试量化不同城市发展策略下人们体验自然机会的变化。我们表明，城市增长的形式可能对城市居民接触自然的变化产生重要影响。尽管紧凑和无序的城市发展都导致人们体验大自然的机会减少，但我们的模型预测，虽然无序发展平均保留了更大的后院，但鸟类物种丰富度和住宅周围公共绿地的供应严重下降，城市中更弱势的地区尤其受到影响。这些结果表明，鼓励精心规划的紧凑型发展的政策可以帮助减少人们在家体验大自然的机会，至少在目前的低密度城市，如布里斯班。需要进一步的工作来探索这些结果如何更广泛地推广。

人们在城市中接触自然通常与社会经济地位有关，较贫困地区的总体植被覆盖往往较低(Iverson和Cook 2000, Tooke等人2010,Pham等人2012)和物种丰富度(Strohbach等人2009,van Heezik等人2013)。在布里斯班，树木覆盖与社会经济地位正相关，这意味着生活在社会经济弱势地区的人接触自然的机会已经减少(Shanahan et al. 2014)。在我们的研究中，我们发现，在无序发展的情况下，条件较差的地区的公共绿地和物种丰富度下降更大。越来越多的证据表明，当地生物多样性的经验可以增强健康和福祉(Fuller等人2007年，Mitchell和Popham 2008年，Grinde和Patil 2009年)，而弱势地区通常与较低水平的健康和福祉相关(Davey-Smith等人1990年，1997年，Bartley等人1997年，Brunner 1997年)。因此，无序增长有可能扩大社会优势阶层和弱势阶层之间的差距，因此可被视为一个公共卫生问题。

有几个潜在的机制驱动社会经济地位和人们接触自然的变化之间的关系。例如，住宅增长的空间分布可能是至关重要的;在无序发展中，我们发现新增住宅总数(每个郊区)与社会经济地位之间存在显著负相关，而在紧凑发展中则不存在相关关系。无序发展需要可开发的绿色空间用于新住宅的开发，在布里斯班，这导致新住宅开发集中在城市的较低社会经济地位的地区，通常位于城市的郊区。在紧凑型发展下，新的住宅增长不需要可开发的绿地，可以更均匀地分布在整个城市。最终，在无序发展的情况下，这些可开发的绿地的丧失导致了较低社会经济地位地区的公共绿地和家庭周围物种丰富度的更大下降。

紧凑的城市发展在维持人们对自然的体验方面的作用，关键在于在高密度住宅开发之间保留高质量的间隙绿地。绿色空间有助于最大限度地减少城市发展对环境的影响，通过维持一个更多样化的生态城市，这反过来支持更高的物种丰富度在城市规模(Bryant 2006, Sandström等，2006,Sushinsky等，2013)。因此，住宅开发必须仔细规划，以确保高密度地区的居民能够适当地接触到当地的绿地(Burton 2000)。

虽然紧凑的城市发展可能确实是最大限度地减少人们在发展中的城市中接触自然的变化的最佳方式，但也必须考虑到潜在的负面影响。首先，对城市发展最敏感的鸟类种类将会减少，无论城市的生长形式如何(Sushinsky等人2013年，Soga等人2014年，Stott等人2015年)，一旦居民密度达到一定的临界阈值，人们会预计几乎所有物种都会减少，因为植被覆盖达到很低的水平(Tratalos等人2007年，Evans等人2009年)。其次，私人后院面积的减少必然伴随着住宅密度的增加，如果这是通过住宅填充来实现的(Hall 2010)，这可能会限制人们与住宅周围物种的互动。在公共绿地中与自然的互动并不一定可以替代在后院中的互动(Barbosa et al. 2007, Forman 2008)。最后，最近的研究表明，与居住密度较高地区的人相比，居住密度较低地区的人使用公共绿地的频率更高，对绿地的满意度也更高(Soga et al. 2015)。因此，随着城市的发展，需要谨慎的管理来平衡通往后院和公共绿地的通道。至少，努力改善后院的生态质量似乎是至关重要的(例如，Bryant 2006, Smith et al. 2006)a、b， Gaston等人2007年，Hostetler和Drake 2009年，Goddard等人2010年)，当增加住房密度以帮助减缓敏感鸟类物种的减少、后院面积的减少以及人们对公共绿地的潜在使用或满意度不足时。

随着人口继续向城镇和城市集中，越来越多的人将面临生活经验消失和与城市生活有关的健康风险。与自然互动带来的健康和福祉可能有助于减轻城市居民的一些健康风险。因此，至关重要的是要考虑人们接触自然的方式将如何变化，以及随着城市的发展，我们如何将任何变化最小化。我们的分析表明，城市增长的形式可以深刻影响人们对自然变化的体验，以及人们接触自然的变化如何在社会经济梯度中分布。我们可以帮助保持甚至可能改善城市与自然的联系，通过在城市中高质量绿地之间的空间中建设密度更高的住宅区，或许可以避免扩大社会优势阶层和弱势阶层之间的差距。

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