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
  • 后院大小的变化
  • 公共绿地的变化
  • 家周围鸟类物种丰富度的变化
  • 接触自然和社会经济梯度的改变
• 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，而自然世界的经验为人类的健康和福祉提供了一系列的好处(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，人们越来越担心自然体验的数量越来越少，质量越来越差，构成体验的灭绝(Pyle 1978, Turner et al. 2004, Louv 2005, Miller 2005, Stokes 2006)。人口净增长现在几乎完全发生在城镇内(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，我们面临着经验进一步消失的风险，并对人类健康和福祉产生不利影响。我们以澳大利亚布里斯班市为例，评估了不同的城市增长策略对体验自然的机会可能产生的影响。

与自然体验相关的健康和福祉的好处从心理、认知和生理到社会、精神和有形的(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来恢复和放松(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)，并参与社会互动(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不可分割的联系，随着城市健康问题的增加(Dye, 2008年)，迫切需要改善人们接触大自然的机会。

人们如何在城市中接触和体验自然是复杂的，涉及到几个地理和社会因素。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 and Kahn 2016)。后院(私人绿地)也为人们提供了体验自然的空间，其方式与公共绿地的体验不同(Fuller和Irvine 2010, Shanahan等人2014)。公共和私人绿地还有助于促进整个城市的健康生物多样性(Gagné和Fahrig 2010, Aronson等人2014,Villaseñor等人2017)，这有助于在人们的日常生活中提供与自然的互动。因此，贯穿城市的公共和私人绿地的可访问网络对于定期接触自然非常重要(Giles-Corti et al. 2005, Cohen et al. 2010, Schipperijn et al. 2010)。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)。由于影响人们在城市中接触自然的因素如此之多，不太可能所有人在城市中都有相同的机会体验自然，这些差异有可能加剧劣势，或在管理有效的情况下促进公平(Heynen等人，2006年)。

管理和改善人们与自然的接触已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，大多数城市也正在经历非常迅速的发展，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，自然体验在数量和质量上如何发生变化。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。

我们探讨了在城市发展过程中可能需要做出的最重要的规划决策对人们接触自然的影响;它使用紧凑和扩展的开发形式的程度(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居民区之间保留了大面积的绿地，而无序开发则将低密度的居民区分散在大片区域内，在给定的人口规模下，间隔性绿地往往更少。紧凑发展通过保持大型、完整的绿色空间网络，在更大范围内可能有利于生物多样性(Sushinsky等人2013,Beninde等人2015,Ikin等人2015)，但用密集的建筑形式取代植被，往往会在局部尺度上对生物多样性产生有害影响(Chace和Walsh 2006, Tratalos等人2007,McDonnell等人2009,Vergnes等人2014)。我们可能会认为，虽然生物多样性将从城市规模的紧凑发展中受益，但在家庭周围体验自然的机会可能会减少。这是由于私人庭院的规模减少(Hall 2010)，私人庭院是离家近的自然体验区域(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的机会的影响，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。我们以澳大利亚的布里斯班为研究案例，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。我们估计了在紧凑型发展模式下体验自然的机会的变化。在紧凑型发展模式下，新住宅通过细分现有的住宅地块来专门容纳，从而保持公共绿地网络的完整，而在扩张型增长模式下，新住宅专门放置在可开发的绿地上。我们通过测量(i)后院大小、(ii)家庭附近的公共绿地数量和(iii)家庭附近的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接触自然的方式将如何变化。最后，我们确定了城市中哪些社会经济群体将受到住宅附近自然环境变化的最大影响。

方法

我们首先开发了目前的土地利用地图和鸟类目前在城市的分布模型。然后，我们在两种可供选择的城市增长情景下对这些数据进行预测，以估计随着城市的发展，靠近人们居住地的后院面积、公共绿地供应和鸟类物种丰富度会发生怎样的变化。最后，我们研究了人们接触自然的机会的预测变化如何与当前的社会经济地位测量相关联。为了将我们的分析重点放在主要的居民区，我们仅对研究区域中至少有20个住宅物业(n = 165)的郊区的后院大小、公共绿地供应和鸟类物种丰富度的变化进行了估计。

研究区域

大布里斯班目前支持207万人口，并在2006年至2011年期间以11.5%的速度快速增长(澳大利亚政府统计局2011年)。州政府计划到2031年为城市增加15.6万套住房(昆士兰基础设施和规划部，2009年)。我们的研究区域覆盖了布里斯班636平方公里的城市，由连续的1平方公里网格单元划分，这些网格单元位于布里斯班的行政边界内(i)，以及(ii)至少25%的城市化程度(通过肉眼从航空图像判断)。我们以这种方式将研究区域的范围限制在城市的城市化部分，因为布里斯班的行政边界包括大量的非城市土地覆盖区域。研究区域确保各种土地利用类型和城市化程度得到充分体现。

土地使用

我们使用数字化的空间参考地籍数据集为研究区域开发了土地使用地图，其中包含昆士兰所有地块的财产边界和描述(昆士兰政府环境和资源管理部，2006年)和昆士兰估价和销售数据集(QVAS)，该数据集提供了昆士兰地块的法定估值(昆士兰政府环境和资源管理部，2006年)。这两组数据都来自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，其中地籍数据集中的每个属性被分为五类之一，然后使用2007年的谷歌地球航空图像进行验证:

• 住宅:所有至少有一个住宅和/或任何用于私人庭院的相关物业。
• 城市:包括道路、商业建筑和购物中心等不透水表面的城市基础设施。
• 受保护的绿地:所有被QVAS分类为“公园和花园”的财产和所有其他保护保护区。
• 可开发绿地:所有被植被覆盖的区域，但没有被QVAS分类为“公园和花园”，包括未开发的地区，没有正式的保护地位或显著的舒适价值。
• 水:大部分被水覆盖的所有地区，包括布里斯班河以及小溪、湖泊和水库。

鸟类分布

我们使用Sushinsky等人(2013)提供的36种鸟类分布模型，来估计整个研究区域的家附近当前的鸟类物种丰富度。这些模型是基于2009年8月25日至11月11日在布里斯班市区进行的636次鸟类调查得出的。我们通过在每个调查点进行5分钟的点计数来收集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种鸟类的7986次观测，并为所有36种至少有15次发生记录的鸟类建立了模型。我们使用Maxent (Phillips and Dudík 2008)在横跨200米x 200米的城市网格上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、降水和到城市外围的距离)的函数。在给定存在的环境条件下，Maxent的逻辑输出等于在每200米像素中观察到物种的概率(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，这个分辨率足够好，可以充分捕捉整个城市景观的土地覆盖的异质性。

城市增长的场景

我们根据当前的发展模式、布里斯班的预计人口增长和城市适应增长的计划，制定了紧凑和扩张的城市增长方案。使用上面描述的土地使用数据层，在单个物业规模上实现了这些场景。在紧凑型方案中，通过填充和细分现有居民区来增加住房密度。在布里斯班，开发商通常会通过购买单一住宅地块，拆除现有房屋，建造多个住宅单元，每个住宅单元只占用原有地块的一部分来细分住宅物业。这种扩张的场景将低密度的开发指向已经开发区域(植被覆盖的区域没有任何显著的舒适价值)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。在每个方案中，研究区域总共增加了84,642个住宅;根据2009年昆士兰州东南部区域计划(昆士兰州政府基础设施和规划部2009年)，布里斯班市议会预计到2031年将容纳15.6万套住宅，这是面积加权的比例。在这两种情况下，城市的空间范围都没有增加，因为我们是在比较城市边界内的其他扩展模式。

为了反映紧凑的增长，每个郊区现有的单住宅物业，其面积须至少为单住宅物业中位数的一半，才被认为适合细分。这些房产被随机选择、细分和开发，以随机顺序在所有郊区循环，直到84,642套住宅被添加到研究区域。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物业的住宅数量之间的经验关系。计算了高、中、低密度郊区(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)，每个郊区的地块根据特定密度类别的回归进行细分。对于扩展场景，新的单一住宅属性被添加到可开发的绿色空间。可发展的绿化区，其面积最少为每个郊区单住宅物业中位数的一半，才被认为适合发展。可发展的绿地面积大于单个住宅物业面积中位数(每个郊区)的1.5倍，将每个空间划分为矩形地块，面积等于郊区单个住宅物业面积中位数。然后，研究人员随机选择可开发的物业，并将其发展为单一住宅物业，在所有郊区以随机顺序旋转，直到84,642套住宅添加到研究区域。在实践中，其他因素，如洪水风险，坡度，或城市法规要求在新开发项目中留出绿地，可能会限制开发的面积(有关城市增长场景的开发的详细信息，请参阅Sushinsky等人，2013)。

后院大小的变化

我们利用我们开发的土地使用数据层，在当前条件下估算了研究区域中每个住宅物业的后院大小，并对紧凑和扩展场景进行了估算。后院大小的变化是在郊区水平上估计的，因为新住宅物业的增加是变化的来源，所以在单个物业水平上测量后院大小的变化是不可能的。布里斯班的建筑没有地图，所以我们建立了线性回归模型，从总物业面积中预测后院的大小，使用300个单住宅(y= 1.2x- 0.76x，r²= 0.977,P< 0.001)和300个多住宅物业(y= 1.28x- 1.14,r²= 0.866,P< 0.001)。然后，我们使用这些回归关系，从当前条件下的城市中每个住宅物业的物业规模，以及在所有房屋添加到研究区域后的紧凑型和扩散型城市增长场景中，估计后院的规模。我们计算了研究区域每个郊区住宅的平均后院面积。然后，我们计算了研究区域每个郊区每户平均后院面积的比例变化(当前和未来每户平均后院面积的差值除以当前每户平均后院面积)。

公共绿地的变化

我们利用我们开发的土地使用数据层，计算了在当前条件下，住宅附近的每个物业的公共绿地数量，并针对紧凑和扩展场景。对29,091个住宅物业随机抽样(每个郊区10%或至少20个住宅物业)，模拟住宅周围公共绿地提供的变化，以直接衡量在城市增长情景下不受开发影响的家庭居民所经历的变化。公共绿地的变化直接从我们开发的土地利用数据层计算出来。在紧凑的场景中，只有现有的住宅物业被开发，因此整个研究区域的土地使用分类没有变化(即，城市公共绿地的数量没有变化)。而在扩张情景下，绿地被转化为住宅用地，随着时间的推移，住宅用地增加而公共绿地减少。

我们将公共绿地的可达性定义为每个抽样住宅物业半径500米内(始于物业中心)的总面积，包括公园和公共花园、自然保护区或任何其他以植被为主的表面(包括未被指定为公园、花园或自然保护区的可开发绿地)。住宅500米内的公共绿地数量是当地政府对城市地区当地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)的分析的支持，该分析表明，住宅500米内的公共公园覆盖面积显著影响布里斯班城市居民的公园使用。在城市扩张情景下，将所有房屋添加到研究区域后，我们计算了每个样本住宅物业500米内公共绿地总面积的比例变化(当前和未来公共绿地总面积之差除以当前公共绿地总面积)。然后，我们计算了在两种城市增长情景下，每个郊区每个住宅物业的公共绿地数量的平均比例变化

家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和Dudík 2008)中预测了当前的鸟类分布模型(有关当前和预测的物种分布模型的开发和验证的详细信息，请参见Sushinsky等人，2013)。根据土地利用地图的变化计算环境变量的变化。对于目前的条件以及紧凑和扩展的发展场景，我们通过对每个物种的栖息地适宜性估计应用一个平衡遗漏率和误差率(Liu et al. 2005)的阈值，预测了整个研究区域每200米像素内每种物种的存在或缺失。

利用物种存在/消失的预测和用于模拟绿地供应变化的住宅物业的相同随机样本，我们在当前条件下，以及在紧凑和扩展的城市增长情景下，估计了每个样本住宅物业半径500米内的鸟类物种丰富度。对于每一个随机采样的住宅物业，我们计算鸟类物种丰富度，即从物业中心开始的500米缓冲区内的物种存在(涵盖所有36个物种)的总和。我们选择了500米的半径作为一个合理的区域，在这个区域里，人们可以在家庭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，因为它的值有助于对缓冲区的总丰富度估计。我们计算了在每个随机采样的住宅物业半径500米内鸟类物种丰富度的比例变化(当前物种丰富度和预测物种丰富度的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物业的物种丰富度的平均比例变化。

接触自然和社会经济梯度的改变

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)，其中较高的值表示相对优势较高的地区(澳大利亚政府统计局，2006年)。它的计算使用了一些变量，如教育水平、收入和获得服务的机会。对于整个研究区域的每个郊区，我们计算了IRSAD的平均值。在每一种生长情景下，我们利用斯皮尔曼相关系数测试了IRSAD与后院面积、住宅周围公共绿地供应量和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测试IRSAD指数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

在紧凑型和扩张型发展情景下，后院的大小、公共绿地的提供和家庭周围的物种丰富度都发生了变化，但变化的幅度以及空间和社会经济分布在两种情景之间有很大的差异。在城市尺度上，在两种发展方案下，人们体验自然的机会几乎所有指标都出现了下降(只有紧凑发展下的公共绿地供应保持不变)。扩展开发的住宅平均后院面积减少了0.03% (SE = 3.63, n = 385,281)，住宅500 m内公共绿地面积平均减少了17.85% (SE = 0.15, n = 29,091)，住宅500 m内物种丰富度平均减少了3.74% (SE = 0.04, n = 29,091;图1)。在紧凑型发展模式下，每户住宅平均后院面积下降3.45% (SE = 4.40, n = 300,639)，住宅500 m范围内公共绿地覆盖面积没有变化，住宅500 m范围内物种丰富度平均下降0.82% (SE = 0.02, n = 29,091;图1)。无序发展导致后院面积的下降可以忽略不计，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散乱型发展方案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平均每户后院面积下降了(0.0002%至23.17%之间)，然而，在扩散型开发中，只有35%的郊区的平均每户后院面积下降了(0.02%至53.63%之间)。65%的郊区的每户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%的郊区的每户平均后院面积下降超过5%，而16%的郊区的每户平均后院面积在蔓生发展中下降超过5%(图2)。在紧凑型发展中，下降的程度在城市中分布相对均匀，而在蔓生发展中最大的下降趋向于集中在城市的外边缘(图2)。总体而言，尽管紧凑型发展导致整个城市每个住宅的平均后院面积下降，但与无序发展相比，下降的幅度更小，在整个城市的分布更均匀(图2)。

在整个研究区域，住宅周围的公共绿地的提供急剧下降(图3)。紧凑型城市增长下的住宅开发不需要公共绿地的开发，然而，59%的城市周围可开发绿地被转化为住宅用地。随着发展的扩大，94%的郊区住宅500米内的公共绿地平均面积下降，其余6%的郊区公共绿地供应没有变化(图3) 住宅周边500米内绿地面积的平均降幅超过5%，60%的郊区住宅周边绿地供应量的平均降幅超过10%(图3)。住宅周边绿地供应量的平均降幅最大的集中在城市外围和河边(图3)，那里有最可开发的绿地。扩散式开发方案需要开发绿色空间，导致城市居民住宅周围公共绿地供应大幅减少，然而，紧凑型开发方案在不改变住宅周围公共绿地供应的情况下，容纳了相同的住宅增长。

在两种城市增长情景下，住宅周围的物种丰富度都发生了变化，但在紧凑型发展下，这些变化的幅度和空间异质性就不那么明显了(图4)。在紧凑型发展中，大多数郊区(56%)住宅周围500米范围内的物种丰富度平均下降不到2%，约26%的郊区住宅周围的物种丰富度平均成比例增加或没有变化(图4a)。这与大面积的发展形成了鲜明的对比，其中大多数郊区(61%)的物种丰富度平均下降了2%或更多，只有7%的郊区住宅周围的物种丰富度平均成比例增加或没有变化(图4b)。此外，住宅周围物种丰富度的最大下降集中在城市的外缘(图4b)，这些远郊也经历了住宅周围公共绿地数量最严重的下降(图3)。尽管在两种开发方案下，住宅周围的物种丰富度都有所下降。住宅周围物种丰富度下降速度较慢，且呈现出较均匀的空间格局，且发展紧密(图4)。

在城市无序发展的背景下，城市公共绿地供给和物种丰富度的变化在空间上呈不均匀分布。随着发展规模的扩大，住宅周边500 m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)。在500 m内(每郊区)鸟类物种丰富度的平均比例变化与IRSAD指数呈显著正相关(r = 0.144, n = 165, p = 0.032;图5b)与扩展发展。这与紧凑发展形成鲜明对比，在紧凑发展中，IRSAD指数与家庭周围物种丰富度的平均比例变化之间没有显著相关性(r = -0.026, n = 165, p = 0.370)。后院大小的变化与社会经济梯度无关;在紧凑型(r = -0.012, n = 165, p = 0.066)或扩张型(r = -0.019, n = 165, p = 0.405)发展条件下，每户平均后院面积与IRSAD的比例变化均无显著相关性。因此，在无序发展的环境下，城市中更弱势的地区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。

人们接触自然的更大的下降集中在城市的社会经济弱势地区，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，在扩张型发展下，新增住宅总数(每个郊区)与IRSAD指数(r = -0.1966, n = 165, p = 0.005)之间存在显著负相关，但与紧凑型发展之间不存在相关(r = -0.0338, n = 165, p = 0.333)。总的来说，我们的研究结果表明，紧凑型发展模式在城市发展过程中更好地保持了人们对自然的体验，也有助于确保任何减少都能在社会经济梯度中均匀分布。

讨论

我们的分析是第一次尝试量化在不同的城市增长策略下人们体验自然的机会的变化。我们表明，城市增长的形式可能对城市居民接触自然体验的变化产生重要影响。尽管紧凑和扩张的城市增长都导致人们体验自然的机会减少，但我们的模型预测，虽然扩张的增长保留了更大的后院，但平均而言，鸟类物种丰富度和住宅周围的公共绿地供应严重下降，城市中较弱势的地区受到的影响尤其大。这些结果表明，鼓励精心规划的紧密型发展的政策可以帮助减少人们在家中体验自然的机会的减少，至少在目前像布里斯班这样的低密度城市是这样的。需要进一步的工作来探索这些结果如何可以更广泛地推广。

人们在城市中接触自然的机会往往与社会经济地位有关，更弱势的地区往往有更低的总体植被覆盖(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，树木覆盖率与社会经济地位呈正相关，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环境下，弱势地区的公共绿地和物种丰富度的下降幅度更大。越来越多的证据表明，当地生物多样性的体验增强了健康和福祉(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的健康和福祉水平有关(Davey-Smith等人，1990年，1997年，Bartley等人，1997年，Brunner 1997年)。因此，漫无边际的增长有可能扩大社会中有利部门和不利部门之间的差距，因此可以被视为一个公共卫生问题。

有几个潜在的机制驱动着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至关重要;在扩散式发展中，我们发现新增住宅总量(每个郊区)与社会经济地位之间存在显著的负相关，而在紧凑型发展中则不存在相关关系。漫无边际的发展需要可开发的绿色空间来进行新的住宅开发，在布里斯班，这导致新的住宅开发集中在城市中社会经济地位较低的地区，通常位于城市郊区。在紧凑型发展下，新的住宅增长不需要可开发的绿色空间，可以更均匀地分布在整个城市。最终，在无序发展下，这些可开发绿地的丧失导致了社会经济地位较低地区的公共绿地和家庭周围物种丰富度的大幅下降。

紧凑型城市增长在保持人们与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。绿色空间通过维持一个生态异质性更强的城市，有助于最大限度地减少城市增长对环境的影响，这反过来又支持城市尺度上更高的物种丰富度(Bryant 2006, Sandström等人2006,Sushinsky等人2013)。因此，必须仔细规划住宅发展，以确保高密度地区的居民与当地绿色空间保持适当的接触(Burton 2000)。

尽管紧凑的城市发展可能确实是最好的，在一个不断发展的城市中，尽量减少人们接触自然的改变，但必须考虑到潜在的负面影响。首先，无论城市生长形式如何，对城市发展最敏感的鸟类种类都会减少(Sushinsky et al. 2013, Soga et al. 2014, Stott et al. 2015)，一旦居住密度达到某个临界阈值，随着植被覆盖达到非常低的水平，几乎所有的鸟类种类都会减少(Tratalos et al. 2007, Evans et al. 2009)。其次，如果通过住宅填充物(Hall 2010)来实现，那么私人后院的缩小必然会伴随着住宅密度的增加，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不一定能取代后院中的互动(Barbosa et al. 2007, Forman 2008)。最后，最近的研究表明，居住在低住宅密度地区的人比居住在高住宅密度地区的人更频繁地使用公共绿地，对绿地区域更满意(Soga et al. 2015)。因此，随着城市的发展，需要谨慎的管理来平衡后院和公共绿地的使用。至少，包括改善后院生态质量的努力似乎至关重要(例如，Bryant, 2006, Smith等，2006a、b(Gaston et al. 2007, Hostetler and Drake 2009, Goddard et al. 2010)当增加房屋密度以帮助缓解敏感鸟类种类的减少，减少后院面积，以及人们对公共绿地的潜在缺乏使用或满意度时。

随着人口继续向城镇和城市集中，更多的人将面临与生活在城市相关的经验和健康风险的消失。与自然互动带来的健康和福祉益处可能有助于减轻城市居民的一些健康风险。因此，重要的是要考虑人们接触自然的方式将如何变化，以及我们如何在城市发展的过程中将任何变化最小化。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中与自然的联系，并可能避免扩大社会优势和弱势群体之间的差距，通过在整个城市的高质量绿地之间建造更高密度的住宅区。

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