Bo Elling. MILJØVURDERINGER - også en kamp mellem viden og interesser. 1. Indledning

Transkript

1 Bo Elling MILJØVURDERINGER - også en kamp mellem viden og interesser 1. Indledning Miljøvurdering er et internationalt institutionaliseret redskab til vurdering af effekterne på miljøet ved realiseringen af visse projekter, planer og programmer. Egentligt burde det betegnes miljøkonsekvensvurdering. På dansk hedder det vurdering af virkningerne på miljøet (VVM), i forbindelse med planlægning og vedtagelse af projekter og strategisk miljøvurdering (SMV), i forbindelse med udarbejdelsen af fysiske planer, programmer og lovforslag. Både VVM og SMV er implementeret i dansk lovgivning på grundlag af EU-direktiver. På engelsk er kaldes de henholdsvis Environmental Impact Assessment (EIA) og Strategic Environmental Assessment (SEA). Environmental Impact Assessment blev introduceret og gjort obligatorisk i visse tilfælde med verdens første egentlige miljølov, National Environmental Policy Act, i USA i Den omfattede fra starten såvel projekter som planer, programmer og policies, i tilfælde af at disse blev enten vedtaget af, økonomisk finansieret af eller krævede godkendelse af det føderale politiske system. NEPA definerer miljøvurdering som a systematic, interdisciplinary approach which will insure the integrated use of the natural and social sciences and environmental design arts in planning and decision-making which may have an impact on man s environment (NEPA 1969, Section 102 (2)). I denne forståelse er miljøvurdering altså en videnskabelig tilgang til planlægning, men den er interdisciplinær, overskrider en snæver naturvidenskabelig forståelsesform med inddragelse af design og planlægning, og anlægger desuden et bredt miljøbegreb, som også omfatter det menneskeskabte miljø i tillæg til det fysisk-biologiske. En anerkendt definition præsenteres af Wathern i 1988; det år hvor EIA skulle være implementeret i alle EU-medlemslande: EIA can be described as a process for identifying the likely consequences for the biogeophysical environment and for man s health and welfare of implementing particular activities and for conveying this information, at a stage when it can materially affect their decision, to those responsible for sanctioning the proposals. [ ] (Wathern 1988: 6). Foruden at være i overensstemmelse med NEPA-definitionen, lægger Wathern vægt på identifikationen af sandsynlige effekter og at vurderingen gennemføres og præsenteres for beslutningstagerne så den har mulighed for at påvirke deres endelige beslutning. Som vi skal se i det følgende afspejles begge definitioner fuldt ud i EU-direktivernes forståelse og krav til processen. I nutidens offentlige debat fokuseres især på de økonomiske konsekvenser af politikker eller indgreb på miljøområdet, når der tales om miljøvurdering. Det er blevet tidens trend at stille spørgsmålet hvad kan bedst betale sig. Men sjældent ledsaget af et for hvem, under forudsætning af hvad og med henblik på hvad. Det tages implicit for givet, at de økonomiske vurderinger er til alles bedste, og at det er til alles bedste, at handle primært ud fra økonomisk effektivitet. Alligevel ved de fleste hvor svært det er at sætte beregninger af økonomiske fremtidsforløb op og hvor usikre, upålidelige eller tilfældige sådanne beregninger kan være. I virkelighedens verden er sådanne vurderinger oftest et led i kampen om at præge forståelsesformerne og de deraf følgende nødvendigheder for handling uden at interesser og fordele bringes til klarhed og diskussion. 1

2 I det følgende vil det blive sandsynliggjort, at miljøvurdering i den internationalt institutionaliserede forstand netop er et redskab til at undgå sådanne fortielser eller fordrejninger og samtidig vil den faktiske anvendelse af redskabet blive sat i kritisk belysning. 2. Historisk baggrund, legalt og teoretisk grundlag Historisk baggrund NEPA fastlægger en række principper for processen, som skal gøres gældende for at vi kan tale en miljøvurdering. De kan sammenfattes til principperne om: dokumentation, procedure, alternativer, offentlighed, og væsentlighed (Elling 1996; 2003). Sidstnævnte kom først rigtigt med i 1978, jf. nedenfor. Princippet om dokumentation indebærer at miljøvurderingen skal munde ud i en redegørelse for de formodede effekter på miljøet dokumenteret i forhold til eksisterende viden og data. Redegørelsen skal lægges frem for borgerne til kommentering og forslagsstillelse (offentlighed) og der ikke må træffe en endelig beslutning før dette har fundet sted, således at resultaterne af vurderingen og borgernes kommentarer kan indgå i beslutningsgrundlaget. Beslutningstagerne er frit stillede i forhold til miljøvurderingen, men de skal begrunde hvorledes de i redegørelsen nævnte sandsynlige miljømæssige konsekvenser er taget i betragtning, herunder hvorledes effekterne tænkes imødegået eller nedsat. Derfor skal redegørelsen også indeholde alternative fremgangsmåder og deres påvirkning af miljøet. Endelig skal redegørelsen omfatte både negative og positive effekter på miljøet på såvel kort som langt sigt. I praksis kom miljøvurdering i USA især til at omfattet projektniveauet. Et meget stort antal sager samt omfanget af enkeltsager gjorde det imidlertid ofte praktisk umuligt for myndighederne at tage miljøhensynet i betragtning, både tidsmæssigt og mht. at overskue og håndtere de relevante miljøeffekter. 1 Situationen resulterede i en reformering af systemet i 1978, der indebar: a) en screeningprocedure til udvælgelse af projekter med væsentlige miljøeffekter, jf. nedenfor, b) en såkaldt scoping-procedure således at redegørelsen kun skulle indeholde væsentlige miljøpåvirkninger efter nøjere fastsatte kriterier for væsentlighed, c) en begrænsning på redegørelsens omfang, samt endelig d) at den skulle indeholde et ikke-teknisk resume, som redegjorde for de væsentlige miljøpåvirkninger i almindeligt sprogbrug, samt desuden for fejl og mangler ved vurderingen grundet i f.eks. mangel på viden, data eller metodiske muligheder. Disse principper og krav er også blevet videreført i de regelsæt som de fleste af verdens lande, samt de betydeligste internationale organisationer som FN, Verdensbanken, WTO og IMF, har indført for anvendelsen af miljøvurdering. Indenfor det sidste 10-år har de samme lande og organisationer også etableret regelsæt for miljøvurdering af såkaldt strategiske beslutninger: planer, programmer og, i nogle tilfælde, politikker, der formodes at have væsentlige indvirkninger på miljøet. I Europa gik de fleste landes vej til miljøvurdering over 1970 ernes forskellige planlægningsmodeller, hvor projektvurderinger blev underordnet en sammenfattende fysisk planlægning og miljøbeskyttelse samt begrænset til ekspertafgørelse i henhold til en fastsat lovgivning 2. Da en europæisk harmonisering af miljøreguleringen af både miljømæssige og konkurrencemæssige grunde blev 1 Der var flere eksempler på at redegørelsen for et enkelt projekt kunne fylde 2-3 hyldemeter. 2 Et eksempel herpå er den danske Kapitel 5 godkendelse af forurenende virksomheders driftsforhold i henhold til miljøbeskyttelsesloven, hvor der ikke var offentlighed i godkendelsen, men en klageadgang for visse berørte borgere og institutioner. 2

3 nødvendig omkring 1980 viste det sig vanskeligt at harmonisere de nationale planlægningssystemer. Principperne for miljøvurdering kunne derimod implementeres i og tilpasses de enkelte landes miljøregulering. Direktiv 85/337/EEC gjorde miljøvurdering obligatorisk for medlemslandene i Legalt grundlag Direktivets præambel fastslår, at dets centrale hensigt er at tilvejebringe et bedre miljø, samt sikre lige konkurrencebetingelser indenfor fællesskabet. Vurderingen af de sandsynlige effekter på miljøet af et givet projektforslag skal ske på at videnskabeligt grundlag og med befolkningens aktive medvirken. Eksisterende videnskabelig og teknologisk viden skal inddrages i muligt omfang. At befolkningens synspunkter, prioriteringer og værdier skal indgå i vurderingen af sandsynlige konsekvenser, tydeliggør, at miljøvurderingen må fortolkes som en policy-proces, der etableres på et videnskabeligt grundlag. Miljøvurdering er ikke videnskabelig forudsigelse, men netop vurdering. Direktivet indeholder nøjere retningslinier for vurderingens forløb, herunder borgerdeltagelse, samt for om et givet projekt er omfattet af miljøvurderingskravet (screening), samt for beslutning om vurderingens omfang og indhold (scoping). Uklarheder omkring netop screening og scoping afstedkom udstedelsen af Direktiv 97/11/EC, som præciserer og supplerer Direktiv 85/337/EEC. Ifølge direktiv 97/11/EC skal afgørelsen af, om et projektforslag er omfattet af miljøvurderingskravet, hvis det ikke er anført på listen over obligatoriske projekttyper (Annex 1), men er anført på en Annex 2-liste, ske ved en vurdering fra sag til sag, i henhold til givne kriterier for hvorledes væsentlige virkninger kan forudses (Annex 3). Kriterierne omfatter: a) oplysninger om projektet, b) oplysninger om det omgivende miljø (hvori projektet implementeres), samt c) karakteristikker af potentielle virkninger på miljøet. Medlemslandene skal fastlægge regler for en sådan screening. Hovedprincippet er, at hvis screeningen sandsynliggør væsentlige virkninger på miljøet af et givet forslag skal der foretages en miljøvurdering. Direktiv 97/11/EC fastlægger desuden regler for anvendelse af scoping, hvortil et Annex 4 præciserer hvilke oplysninger, der skal inddrages i vurderingen: 1) en beskrivelse af projektet, 2) hvilke alternativer bygherren har vurderet og begrundelsen for det valgte, 3) en beskrivelse af det påvirkede miljø, 4) en beskrivelse af projektets sandsynlige væsentlige effekter på dette miljø, 5) en beskrivelse af mulige foranstaltninger til at forhindre, reducere eller opveje de pågældende effekter, 6) et ikke-teknisk resume af vurderingen, og 7) fejl og mangler ved vurderingen. Direktiv 2001/42/EC blev vedtaget i 2001 for at gøre nøjagtig de samme principper gældende for vedtagelse af fysiske planer og programmer. Direktivet var motiveret af, at alternativer ved projektvurderinger ikke altid kunne inddrages, fordi den forudgående planlægning i visse tilfælde havde fastlåst mulige alternativer, som således ikke ville være miljøvurderet. Desuden faldt visse handlinger udenfor projektvurderingskravene, selv om de kunne have væsentlige virkninger på miljøet. Det kunne f.eks. være tilfældet ved repetition af handlinger, som enkeltvis ikke havde væsentlige virkninger, men som tilsammen ville afstedkomme det 3. Direktiv 2001/42/EC er således et forsøg på at udfylde et hul i planlægningskæden således at alle potentielle handlinger indenfor planlægningshierarkiet, der påvirker miljøet væsentligt, kan være omfattet af miljøvurderingskravet. Teoretisk grundlag 3 Jf. nedenfor om såkaldte kumulative effekter. 3

4 Da miljøvurdering ikke er videnskabelig forudsigelse, men alligevel baseres på et videnskabeligt grundlag, har det i mange år været diskuteret hvilken rolle videnskaben bør spille i miljøvurderingsprocessen. I hvilken udstrækning kan der alternativt skitseres en proces, hvor læg-viden, værdidomme, dialog mellem forskellige synspunkter og interesser kan siges at udgøre hovedkernen i processen? Der har været opstillet forskellige modeller eller teorier vedrørende denne diskussion og jeg vil skitsere nogle overvejelser og en model udarbejdet af Cashmore i Ved hjælp af en analyse af EIA litteratur og forskellige teorier om forholdet mellem videnskab og beslutningsprocesser indenfor f.eks. policy-analysis and risk management når han frem til fem forskellige opfattelser af videnskabens rolle i EIA. De fem opfattelser ser han igen som repræsenterende to forskellige paradigmer om EIA: EIA som applied science og EIA som civic science, vel bedst oversat med EIA som anvendt videnskab og som læg-viden. De fem opfattelser af EIA placeres indenfor paradigmerne i forhold til i hvor høj grad de vægter naturvidenskabelige metoder (EIA som anvendt videnskab) og i hvor høj grad de vægter involvering af interesseparter og værdidomme (EIA som læg-viden). Opfattelserne skal kort skitseres for at vise spændvidden i hvad, der forstås ved at gennemføre en miljøvurdering på videnskabeligt grundlag samt med borgerdeltagelse, jf. Figur 1. Indenfor paradigmet anvendt videnskab ser han to opfattelser dominere. Mest udpræget er den analytiske videnskabs model. Den ser videnskabelig metode og positivistisk epistemologi som fundamentet for EIA teori og praksis. EIA er ikke nødvendigvis videnskab i sig selv, men baseret i videst muligt omfang på videnskabelige principper. Som sådan kan en EIA-sag betragtes som en forskningsproces, hvor de videnskabelige målsætninger må defineres, litteratur gennemgås, modellering og eksperimentel bearbejdning gennemføres, handlingsanbefalinger fremsættes og monitering initieres. Principielt på samme måde baseret på videnskabelig metode og positivistisk epistemologi er modellen for miljømæssigt design knap så rigidt opfattet som en lukket forskningsproces. Den ses mere som en teknokratisk proces, der fuldt ud integrerer EIA i projektdesignet og i formuleringen af den politiske hensigt med designet. Inddragelse af borgerne og interesseparter en del af en bredere planlægningsproces, mere end det er et formål sig selv. Figur 1 Videnskabens rolle i EIA ifølge Cashmore. 4

5 Indenfor paradigmet læg-videnskab ser han tre dominerende opfattelser. Modellen om tilvejebringelse af information ser en klar forskel på en EIA og videnskab. EIA er et beslutningsværktøj, styret af tids- og ressourcemæssige begrænsninger samt udført i en atmosfære af politiske kontroverser og uenigheder mellem borgerne og andre interesser. EIA en betragtes som en analytisk proces, styret af best-practicable videnskabelige teknikker, forudsigelser på grundlag af undersøgelser af alternative udviklingsmuligheder, ekspertvurderinger og modelleringsteknikker, frem for af egentlige videnskabelige undersøgelser i det konkrete tilfælde. Involvering af borgerne sker gennem høringer og således begrænset til énvejs-kommunikation. Participations-modellen derimod, ser borgerdeltagelsen som en indholdsmæssig videnskabelig proces, som har til formål at gøre EIA processen responsiv og gennemsigtig, samt at inddrage en vifte af samfundsmæssigt eksisterende prioriteter og værdier. Det indholdsmæssige resultat af processen er væsentligere end en videnskabelig præcision og metodik. Da der lægges vægt på den rådslagning og frigørelse af viden, som borger- og interesseparters involvering kan afstedkomme, vægtes på samfundsvidenskabelige teknikker som f.eks. forhandlet scoping, lokale rådgivningskomiteer, borgerjuryer og lokale konsekvensvurderinger. Samfundsvidenskabelig teori ses ikke som noget, der er tilføjet en teknisk proces, men som en integral del af EIA teori, hvad angår videnskabens rolle i miljøvurdering. Endelig er miljømæssig governance en model, der anser miljøvurdering som et beslutningsværktøj, der skal tilvejebringe empowerment af borgere og interesseparter, et egalitært samfund og en styrket opfattelse af bæredygtig udvikling. EIA skal være inkluderende, deliberativ og participatorisk. En ramme for forhandling og kompromis. Modellen har udgangspunkt i såkaldt post-modernistiske positioner og epistemologisk kan den karakteriseres som social-konstruktivisme. Videnskab skal nyttiggøres indenfor EIA ikke bare af den tekniske elite for at tilgodese den politiske elite, men for at empower alle interesseparter og borgere. 5

6 Cashmores modeller viser således et meget bredt spektrum af opfattelser hvad angår videnskabens rolle i miljøvurdering og dermed i videre forstand teorier om hvad en miljøvurdering bør anskues som eller rettelig hvad, der kan opnås ved at anvende den i planlægningsprocesser foruden en forbedring af det menneskelige og fysiske miljø. Det sidstnævnte kunne også formuleres således, at opfattelsen af, hvad der er det bedste miljø for menneskene er meget forskelligt, at tilvejebringelsen heraf hviler på meget forskellige opfattelser af den bedste metode hertil, samt endelig, at disse ting i højeste grad afhænger af den videnskabsopfattelse som lægges til grund. Således kan der ikke umiddelbart peges på en fremgangsmåde eller opfattelse som er bedre ende andre, men at de forskellige opfattelser praktiseret vil give meget forskellige resultater. Anskuet på den måde kan det også siges, at der er en række alternative handlingsmuligheder til rådighed ved anvendelsen af miljøvurdering, og at et valg heraf må afhænge af, hvad man vil opnå i det enkelte tilfælde eller af de interesser, som er involveret i de konkrete planprocesser. Herigennem bliver det tydeliggjort, at en miljøvurdering ikke blot er anvendelse af viden, videnskabelig eller læg-viden, men i sig selv er en kamp mellem viden om og interesser i en given sag. 3. Implementering og virkemidler mulige procedurer I Danmark blev Direktiv 85/337/EEC implementeret i Planloven med virkning fra juni 1989 og der med blev miljøvurdering af visse projekter en del af regionplanlægningen 4. Hver enkelt miljøvurdering skulle behandles som et regionplantillæg efter reglerne herfor i Planloven, herunder krav om høring af offentligheden og endelig beslutning om godkendelse af Amtsrådet. En ændring af Planloven i 1991 indførte en såkaldt forudgående offentlighed ved tilvejebringelse af region- og kommuneplaner. Amter og kommuner skulle inden en planrevision, helt eller delvis, indkalde ideer og forslag til planlægningen fra borgerne. Sådanne forslag blev gjort obligatorisk for myndighederne at inddrage i planlægningen. Myndighederne måtte i givet fald begrunde offentligt hvorfor et forslag ikke fandtes relevant at inddrage. Da reglerne også var gældende for regionplantillæg indførtes således to offentlighedsfaser i forbindelse med en miljøvurdering. Det var noget enestående i Europa ja i hele verden og har siden påkaldt sig meget opmærksomhed, og mange opfordringer til efterfølgelse. Netop Danmark havde ikke opfyldt reglerne om en vurdering fra sag til sag om et projekt på Annex 2 skulle miljøvurderes, hvilket blev påklaget af EU-kommissionen. Derfor indførtes i 1994 en særlig screening-proces, der betød at kommunerne i visse tilfælde blev inddraget i disse screeninger, også selv om det fortsat var de amtslige myndigheder, der skulle foranstalte miljøvurderingen 5. Indtil 1991 kunne klager over amtsrådenes godkendelser indklages til Miljøministeren, men fra 1992 tillagdes det Naturklagenævnet at træffe afgørelser i sådanne klager. Naturklagenævnet har 3 faste medlemmer med juridiske kompetencer, herunder formanden, samt i alt yderligere 7 medlemmer udpeget af de politiske partier repræsenteret i folketinget. Denne klageadgang til et politisk sammensat organ understreger således processens karakter af en politik-proces. 4 Dette skete gennem miljøministeriets bekendtgørelse nr. 446 af 23. juni 1989, senere afløst af bekendtgørelse nr. 903 af 17. december 1991 og endelig med nye regler for screening afløst af bekendtgørelse nr. 847 af 30. september Jf. Kapitel 2 3 i bekendtgørelse nr. 847 af 30. september

7 I 1993 indførte regeringen via et statsministerielt cirkulære et sammenligneligt regelsæt for miljøvurdering af lovforslag og andre regeringsforslag, der forelægges folketinget 6. På daværende tidspunkt var dette enestående i verden fordi det indebar fuld offentlighed omkring miljøvurderingens indhold og det har internationalt siden stået som en model for hvorledes miljøvurdering faktisk kunne gennemføres på politik-området (Elling og Nielsen 1998). I 1999 implementeredes Direktiv 97/11/EC i Planloven. Hovedsageligt bevirkede det en udvidelse af antallet af projekter for hvilke VVM er obligatorisk (Bilag 1) og en udvidelse af antal projekter hvor det skal vurderes fra sag til sag om en VVM er nødvendig (Bilag 2), samt at forskellige tilladelser til projektimplementering skal gives samtidigt. Behandlingen af screeningens resultat bliver desuden mere formel, da amterne alene skal træffe afgørelsen samt gøre det muligt for borgene at påklage den til Naturklagenævnet. I 2004 implementeredes endvidere Direktiv 2001/42/EC i Danmark gennem lov om miljøvurdering af visse planers og programmers virkning på miljøet 7. Baggrunden for at direktivet ikke blev implementeret gennem Planloven, men via en selvstændig lovgivning, var at det skulle dække alle plantyper. Men det har givet uklarhed i forhold til Planlovens procedureregler, at direktivet ikke samtidig blev implementeret i planloven. Loven har fundet udstrakt anvendelse indenfor den fysiske planlægning, specielt lokalplaner, kommuneplaner, samt sektorplaner og regionplaner (Elling 2005b). Strukturreformen fra 2007 afskaffede amterne og dermed regionplanerne, men kan også siges at have forstærket kravet til kommunernes anvendelse af miljøvurdering i den fysiske planlægning. I henhold til de principper og krav for en miljøvurdering, der er beskrevet ovenfor kan proceduren for en EIA såvel som en SEA skitseres som i Figur 2. Figur 2 Procedure for EIA og SEA (vedlagt som Powerpoint) Proceduren beskriver processen som lineær, fremadskridende fra trin til trin med endelige beslutning og annoncering som afslutning. Første trin er et forslag til et projekt eller en plan. Næste trin er screeningen. Hvis myndighederne på grundlag af screeningen vurderer, at forslaget ikke medfører væsentlige miljøpåvirkninger og således ikke anser en miljøvurdering for nødvendig, skal dette offentliggøres med begrundelsen herfor. Denne beslutning kan påklages af borgerne til Naturklagenævnet. Hvis screeningen afslører, at en miljøvurdering er nødvendig, skal det i tredje trin scopingen fastlægges hvilke forhold, der formodes at forårsage væsentlige påvirkninger af miljøet og derfor skal inkluderes i miljøvurderingen. Borgerne skal gives mulighed for at stille forslag hertil gennem en forudgående offentlighed. Dernæst foretages i fjerde trin selve vurderingen af påvirkningerne på miljøet. Resultatet fremlægges i redegørelsen for vurderingen af virkningerne på miljøet til offentlig høring som det femte trin i processen. Resultaterne af den offentlige høring vedlægges med myndighedens kommentar redegørelsen for vurderingen af miljøpåvirkningerne og fremlægges derefter for beslutningstagerne, som dernæst som det sjette trin foretager den endelige beslutning og godkendelse af miljøvurderingen samt øvrige nødvendige godkendelser for forslagets 6 Statsministeriets cirkulære nr. 31 af 26. februar 1993, senere afløst af Statsministeriets cirkulære nr. 12 af 11. januar Lov nr. 316 af 1. maj 2004 om vurdering af visse planers og programmers virkning på miljøet. 7

8 realisering. Det sidste trin i miljøvurderingen er myndighedernes annoncering af beslutningen og fremlæggelsen heri af hvorledes beslutningstagerne har taget vurderingen af de væsentlige påvirkninger af miljøet i betragtning. Den højre del af figur 2 illustrerer denne detaljering af den offentlige hørings rolle. Redegørelsen for de sandsynlige miljøpåvirkninger sendes til offentlig høring. Svar og kommentarer fra denne høring indgår derefter i en bearbejdelse af projektet eller planforslaget, som sammen med redegørelsen for virkningerne på miljøet, fremlægges for beslutningstagerne. En alternativ procedure, hvor offentligheden og alternativer kan involveres i alle trin af vurderingen frem til den endelige redegørelse for miljøpåvirkningerne, er skitseret i Figur 3. Figur 3 Alternativ procedure - alle trin inddrager offentligheden og alternativer (vedlagt som Powerpoint) Endelig er en procedure hvor planudarbejdelse og miljøvurdering er gennemført integreret illustreret i Figur 4. Figur 4 Integreret planudarbejdelse og strategisk miljøvurdering (vedlagt som Powerpoint) I forhold til Figur 2, som viser en lineær miljøvurderingsproces, der er add-on dvs. gennemført efter eller på grundlag af et i princippet færdigt projekt- eller planforslag, er således Figur 3 og Figur 4 illustrationen af en procedure hvor planlægnings- og miljøvurderingsproces er integreret i ét forløb og hvor processen altså er med indbygget feedback eller i dialog mellem de deltagende parter i de enkelte trin i proceduren. De her skitserede modeller for en miljøvurdering tydeliggør hvad der allerede er udtrykt ovenfor, at en miljøvurdering bør opfattes som en policy-proces, hvor videnskabelig viden indgår som et grundlag for processen i det omfang den kan dokumenteres. Hertil foretages vurderinger af sandsynlige miljøeffekter i forhold til eksisterende viden og erfaringer, samt baseret på hvilke værdier og prioriteringer, mv. som tilføres processen gennem den deltagende offentlighed. 4. Historik og kritik Frem til 1994 gennemførtes i Danmark i alt ca. 26 VVM er især koncentreret på store transportog energianlæg (Elling 1994). Kvaliteten var meget svingende og typiske mangler var dokumentation af behovet for pågældende anlæg, belysning af alternativer, illustration og vurdering af potentielle miljøeffekter. Vurderingerne indskrænkedes ofte til om effekterne kunne holdes indenfor gældende grænseværdier. Borgerdeltagelsen var omfattende, men myndighederne blev kritiseret for ikke at tage hensyn til resultaterne af de offentlige høringer (Elling 1994). En miljøvurdering af det kulfyrede Nordjyllandsværk blev i begyndelsen af 1990 erne erklæret ugyldig af Naturklagenævnet, fordi alternativer forslået af borgere ikke blev taget i betragtning og hele vurderingsprocessen måtte gå om. Sagen gav anledning til ændringen af Planloven i 1991,hvor reglerne om behandling af alternativer blev præciseret, samt gjort obligatorisk for myndighederne at forholde sig til forslag fremsat under den forudgående offentlighed. 8

9 Screeningproceduren fra 1994, samt udvidelsen af den danske liste om projekttyper for hvilke miljøvurdering var obligatorisk (Bilag I til bekendtgørelse 847) og listen om for hvilke typer projekter, det skal vurderes fra sag til sag om en miljøvurdering er nødvendig (Bilag II til bekendtgørelse 847), betød et stærkt stigende antal screeninger og en sluttelig stigningen i antallet af VVM er. Dette vedrørte især husdyrbrug, især svinefarme, og nye vejanlæg eller vejudvidelser. Fra 1999 til 2001 sker der en voldsom stigning i antallet af screeninger af husdyrbrug, hvor antallet pr. år er henholdsvis 79, 77 og For andre typer anlæg var antallet ca. 270 pr. år. I begge tilfælde er det kun en brøkdel af disse screeninger, der ender med en VVM-pligt, således at det samlede antal VVM er årligt ikke stiger (Miljøministeriet, Landsplanafdelingen 2003). Screeningen blev således et væsentligt redskab til reduktion af det endelige antal gennemførte miljøvurderinger 8. Det er ikke ensbetydende med at lovgivningen er overflødig eller omgås, men kan tværtimod være udtryk for screeningsprocessens bidrag til, at bygherrerne foretager reduktioner af deres projekter eller modificerer dem så de forventelige miljøpåvirkninger ikke vurderes som væsentlige. Herigennem kan lovgivningen reducere miljøpåvirkninger selv om der ikke foretages miljøvurderinger i mange tilfælde. Siden regeringen i 1993 indførte ordningen med miljøvurdering af lovforslag har andelen af lovforslag pr. år, der er vedlagt dokumentation af forslagets miljømæssige påvirkninger, været på %. I 1993 havde en stor andel af lovforslagene (73 %) ikke tilknyttet bemærkninger om miljøpåvirkninger overhovedet og kun ca. 14 % bemærkninger om at der ikke forventedes miljømæssige konsekvenser af lovforslaget. I 2004 var disse tal lige omvendte. Den faktiske anvendelse af miljøvurdering af lovforslag har altså været stabilt stigende siden ordningens indførelse og foretages i dag i forbindelse med ca. 90 % af lovforslagene 9. En evaluering af ordningens anvendelse fremhæver den positive virkning på lovbehandlingen i folketinget (Elling 1999, Elling 2005a). Hvor et lovforslag var ledsaget af en miljøvurdering af rimelig god kvalitet, blev folketingsbehandlingen stærkt forbedret, mht. debatten af de miljømæssige konsekvenser. Modsat medførte et fraværet af en miljøvurdering en forsimplet og floskelagtig folketingsdebat om følgerne for miljøet af de pågældende forslag. Dog viste evalueringen, at vurderingerne næsten udelukkende medtog positive virkninger på miljøet, hvorimod negative virkninger enten var stærkt nedtonede eller helt udeladt. Anvendelsen af strategisk miljøvurdering (SMV) siden implementeringen i 2004 har især omfattet fysiske planer (Elling 2000; 2005b). Lokalplaner er stærkt dominerende, men også kommuneplaner er omfattet. Regionalt har fysiske planer som f.eks. vandindvindingsplaner og råstofplaner været miljøvurderet. Ifølge Kommunernes Landsforenings beregning 10 skal der p.a. foretages ca screeninger af lokalplaner, hvoraf de ca. 180 vil resultere i en SMV. Hertil kommer et betragteligt mindre antal kommuneplaner og kommuneplantillæg, i alt ca. 20. Strukturreformen har givetvis betydet en del usikkerhed og når planlægningsprocesserne i de nye kommuner kommer til at funge- 8 De seneste tal fra år 2006 (Jf. Kommunernes Landsforenings opgørelser) bekræfter en øget anvendelse af VVM, men også screeningens stærkt reduktion i antallet af sager. I årene frem til 2006 foretages ca screeninger af husdyrbrug, hvoraf ca. 100 førte til VVM. Herforuden udførtes screeninger pr. år på andre anlægstyper hvoraf ca. 100 blev til VVM. 9 Tal i henhold til Miljøministeriets Landsplanafdeling, jf. også Elling 2005a. 10 Beregning fra vicekontorchef Maj Green, KL 9

10 re forventes antallet af SMV er på andre planer end lokalplanerne at stige kraftigt. SMV vil også indgå i udarbejdelsen planer, som forestås af de nye regioncentre. Hvad angår tidsforbruget og effekten af VVM blev den seneste evaluering offentliggjort i 2003 (Christensen, et al 2003). En VVM tager i gennemsnit 22 måneder. Industrisager varer gennemsnitligt 13 måneder, husdyrbrug 18 måneder og infrastruktursager op til 2,5 år. Reguleringens væsentligste effekt kan ses i forhold til, at der for halvdelen af alle sager sker ændringer i projekterne allerede før indsendelse af ansøgning alene fordi bygherren ved, at projektet skal igennem en VVM. Under VVM en sker der yderligere ændringer i 90 % af sagerne (heraf ca. 1/6 store eller radikale ændringer) (Christensen, et al 2003). VVM processen sikrer altså en afgørende dialog mellem ansøger og myndighederne. Borgerdeltagelsen er en væsentlig faktor. I de to offentlighedsfaser rejses, ifølge evalueringen, i gennemsnit 47 diskussionspunkter i infrastruktursager, 10 for industrianlæg o.l. og 7 for husdyrsager. Om kvaliteten i øvrigt er evalueringen dog fåmælt. Andre vurderinger af VVM ser det som et problem, at bygherrer og myndigheder i høj grad kontrollerer og styrer VVM sagernes indhold og problemstillinger (Elling 2003). Reguleringen holdes derved indenfor traditionelle miljøbegreber og sagerne bliver instrumentelle, dvs. rettet mod en effektiv implementering af de foreslåede projekter, med mindst mulig miljøeffekt i forhold hertil. Alternativt kunne reguleringen sigte efter en højere grad af helhedsorientering, hvor etiske og æstetiske værdier fik en større vægt og ikke blot indgik i godkendelsesgrundlaget, men medvirkede til udformningen af de pågældende projekter. Eksempelvis ved at bæredygtighedskriterier eller etiske principper i øvrigt påvirkede prioriteringen af kollektive transportformer frem for individuelle eller medvirkede til realiseringen af en mere bæredygtig energiproduktion, frem for blotte effektivitetsbetragtninger. Herved kunne miljøet blive en værdi, som skal beskyttes, i stedet for som nu, at være et middel til at realisere et givet projekt, en plan eller en politik (jf. Elling 200: ). I Box 1 vises hovedforløbet i en noget usædvanlig VVM-anlægssag, som både er meget langvarig og kompliceret pga. meget følsomme naturværdier uanset valgt alternativ, men også pga. følsomme borgere, der kæmper mod påvirkningen af henholdsvis naturværdier og det menneskelige bymiljø, og som medfører langvarige protestaktioner, der slutteligt medfører en politisk begrundet løsning frem for den af eksperterne anbefalede løsning. Box 1: Motorvejen Aarhus-Herning Anlæg - I 1987 beslutter den trafikministeren at bede Vejdirektoratet om at undersøge bl.a. mulighederne for anlæg af motorvejen Aarhus-Herning - I 1989 anbefaler Vejdirektoratet at bygge en 4-sporet motorvej Aarhus-Herning - I august 1990 vedtager folketinget en projekteringslov om motorvejen Aarhus-Herning - I 1993 vedtager folketinget at bygge to stykker motorvej Aarhus-Låsby og Bording-Herning Behovsundersøgelser/Linieføringsundersøgelser - I laver firmaet Nellemann behovsundersøgelser, der viser at en motorvej vil være en stor erhvervsmæssige gevinst for hel området - I 1992 laver COWI-consult linieføringsundersøgelser for Vejdirektoratet, som undersøger 4 alternativer der alle går nord om Silkeborg og anbefaler en linieføring gennem den fredede Gudenådal nord om Silkeborg, da de øvrige alternativer rummer alt for sårbare naturværdier Borgermøder - Der afholdes en meget lang række borgermøder i og omkring Silkeborg fra efteråret 1990 og frem til i dag. Nogle er et led i Vejdirektoratets VVMundersøgelser i 2002 og 2006, de fleste er på eget initiativ ag borgere og er deciderede protestmøder mod de fremlagte forslag - Under et borgermøde i forbindelse med VVM-undersøgelsen i 2002 fremsætter en borger forslag om at kombinere Resendallinien med Ringsvejslinien, et forslag som senere fører til den nye VVM-undersøgelse i 2006 VVM-undersøgelser - I 2002 laver vejdirektoratet VVM-undersøgelse af to alternativer, Ringvejslinien og Resendallinien, som udpeger Resendallinien som foretrukne - Vejdirektoratet gennemfører en VVM-undersøgelse af den såkaldte Kombilinie, som udpeger Resendallinien som den mest hensigtsmæssige Protestaktioner - Fra foråret 1990 aktioneres af forskellige borgerinitiativer med motorvejen stiftes protestorganisationen Jyder Mod Overflødige Motorveje for at aktivere mod anlæg af motorvejen. Organisationen afholder i utal af protestaktioner i årerne derefter, jf. 10

11 - Borgerne forenes om at være imod anlæggelsen af motorvejen, men modstand mod at påvirke det menneskelige miljø (bymiljøet) eller naturmiljøerne, som er et enten eller, deler dem Vejdirektoratets beslutning - Vejdirektoratet anbefaler i foråret 2006 at anlægge Resendallinien Politisk beslutning - Statsministeren beslutter i oktober 2006 at se bort fra Resendallinen og arbejde videre med en løsning, der skal tage udgangspunkt i Kombilinien Kilder: Rationalitet i miljøvurdering - udviklingstiltag i et internationalt perspektiv Som det fremgår af Cashmores s modeller har miljøvurdering i sit udgangspunkt været afgørende præget af en rationalistisk planlægningsmodel. I en sådan fastsættes målet for en planlægningsproces i form af ønskede udviklingsresultater og herefter analyseres hvilke midler og alternativer, der bedst opnår de ønskede målsætninger. Resultaterne af analysen implementeres derefter i planlægningsprocessen. Rationalitet er således et spørgsmål om den mest effektive måde at opnå planlægningens mål. Ved miljøvurdering vil målet være at få viden om og dernæst opnå en afvejning af positive og negative effekter på det berørte miljø, som tilsammen giver den bedst mulige miljøsituation efter projektimplementeringen. Denne rationalistiske planlægningsopfattelse er blevet problematiseret i forhold til andre tilgange, som f.eks. vægt på økonomisk effektivitet (Söderbaum) i reduktionen af miljøpåvirkninger, eller vægt på legale forhold som f.eks. rettigheder både hvad angår forsvaret for eksistensen af forskellige miljøer og forskellige befolkningsgruppers ret til deltagelse i processen (Marsden). I takt med at miljøvurdering også er blevet udvidet til at omfatte planer, programmer og politiker er spørgsmålet om rationalitet i vurderingen blevet mere komplekst og tilspidset. Skal rationaliteten ses i forhold til på forhånd opstillede målsætninger, eller i forhold til den videst mulige involveringen af forskellige interesser og værdier i vurderingen (policy-analysen), eller skal den ses i forhold til opnåelsen af den størst mulige konsensus omkring en beslutning. Udviklingen har ført til formuleringen af såkaldt post-rationalistiske tilgange, hvor vægt på dialog og læring i miljøvurderingsprocessen fremhæves frem for effektiviteten i opnåelsen af opstillede mål. Dialog og læring kan føre til nye forståelser af miljøpåvirkninger og bidrage til identifikation af ønskelige mål. En konsensus-orienteret tilgang (Healey; Sager) lægger vægt på et kommunikativt rationalitetsbegreb ifølge hvilket, der kan etableres kommunikative rum, hvor der ses bort fra magt og position og udelukkende søges resultater i forhold til fremsatte argumenter. Argumenterne må tale for sig selv uafhængigt af hvem, der fremsætter dem. Også policy-analysen fremhæver betydning af dialog. Den vil inddrage flest mulige interesser, skabe fremkommelige løsninger bygget på viden og værdier og demokratisk beslutningstagen, frem for blot videst muligt miljøbeskyttelse (Kørnøv og Thissen). Fischer har overfor sådanne synspunkter forsvaret en systematisk rationalistisk planlægningstilgang (Fischer 2003). Han hævder, at retfærdighed i forhold til opstillede planmål og prioriteringer har større betydning end at flest muligt kan udtale sig og blive hørt. Hans pointe er, at alle borgere alligevel ikke har samme mulighed for at udtale sig og heller ikke samme indsigt i problemstillingerne. Derfor må planlæggerne kunne afveje forskellige spørgsmål efter rationelle principper og i forhold til lovgivningen, samt politikerne desuden prioritere politisk i forhold til det råderum som lovgivningen tillader dem. Han kalder dette for regulativ retfærdighed frem for kommunikativ retfærdighed. I overensstemmelse hermed ønsker han, at kommunikativ miljøvurdering primært praktiseres 11

12 når det drejer sig om miljøvurdering af politikker, som er mest afhængige af kommunikation, hvorimod miljøvurdering af projekter udelukkende baseres på en rationalistisk tilgang. Dermed anser han planlæggerens rolle i miljøvurderingen som afhængig af det givne planlægningsniveau. Han ser planlæggeren som ekspert og tekniker i vurdering af projekter og programmer, som advokat (for miljøet) i vurderingen af planer og som formidler i vurderingen af politikker (Fischer 2003). Med henvisning til Foucault er en vægtning af den kommunikative rationalitet blevet kritiseret for at være naiv, da der aldrig kan etableres kommunikative rum, der er frie for magt (Richardson 1996; 2004). I den forbindelse fremhæves Habermas begreb om kommunikativ rationalitet for at være baseret på en ideal talesituation, hvor der kan etableres såkaldt herredømmefri rum. Et sådant syn på Habermas begreb om kommunikativ rationalitet mener jeg imidlertid er en fejltagelse og en sammenblanding af hans teori om kommunikativ rationalitet og hans diskursetik. Habermas inddeler rationaliteten eller fornuften, som vi jo også kalder den i tre forskellige former: den kognitivt-instrumentelle, den moralsk-praktiske og den æstetisk-ekspressive. I den moderne verden er de forankret normativt, dvs. etablerede på grundlag af hvad de involverede individer kan blive enige om indbyrdes. De er altså intersubjektive og etablerede kommunikativt, modsat f.eks. metafysiske eller religiøse dogmer (Elling 2003). For rationaliteten er det ikke afgørende om denne kommunikation foregår i et magtfrit rum mellem ligestillede individer, men at individerne er nødt til at kommunikere for at koordinere deres handlinger. Derfor etableres de forskellige fornuftsformer afhængigt af i hvilken forbindelse handlekoordineringen foregår. I de økonomiske og politiske systemer er normen etableret i forhold til systemernes formål og målopnåelsen er afhængigt af den kognitivt-instrumentelle fornuft i handlingen. Det samme gælder for ekspertsystemet videnskab, hvorimod ekspertsystemerne moral og kunst baserer sig på henholdsvis den moralsk-praktiske og den æstetisk-ekspressive rationalitet. Handlinger i den sociale verden, som Habermas betegner livsverdenen, er derimod ikke målorienterede, men orienterede mod gensidig forståelse og baseret på den kommunikative fornuft, som er den basale fornuftsform hvoraf alle de tre ovennævnte fornuftsformer er specialtilfælde (Elling 2003). I den virkelige verden, når vi har at gøre med en miljøvurdering af et projekt eller en plan, vil der være personer eller interesser, der er målorienterede i forhold til hvad der skal opnås med miljøvurderingen (bygherren: implementering af projekt/plan med størst mulig effektivitet; myndighederne: implementering af projekt/plan med størst mulig beskyttelse af miljøet) og der vil være personer, der er forståelsesorienterede i forhold til hvad der skal opnås med miljøvurderingen (borgerne: størst mulig indsigt i konsekvenserne af implementeringen som kan lede en beslutning). Der vil være både målorienterede instrumentelle, videnskabelige, etiske og æstetiske hensigter involveret. Derfor er det væsentligt, at alle de nævnte rationalitetsformer lægges til grund for beslutningen og ikke kun en enkelt af dem. F.eks. den kognitivt instrumentelle fornuftsform, som jo er den rationalitetsform, der alene lægges til grund for beslutninger i en rationalistisk målorienteret planlægningsproces. I sidste instans er det herfra, at kritikken af den sidstnævnte planlægningsform stammer. Men at kalde alternativet hertil for post-rationalistisk er en misforståelse, da en sådan alternativ planlægningsform jo stadigvæk baseres på rationalitet. Bare ikke en ensidig kognitiv-instrumentel rationalitetsform, men netop alle de nævnte rationalitetsformer tilsammen. Den må være ikkeinstrumentel og baseret på kommunikativ rationalitet. Endvidere kan det vises, at de etiske og æstetiske rationalitetsformer ikke kan bringes ind i processen via systemerne, heller ikke ekspertsystemerne, da de derved vil instrumentaliseres, men netop kun kan bringes ind i processen fra livsverdenen (Elling 2003). Det betyder i sidste instans gennem borgernes aktive deltagelse. 12

13 Hvis man vil fastholde et sådant alternativ til rationalistisk planlægning må konsekvensen derfor være, at adskille vurderingsproces og beslutningsproces i stedet for at integrere dem yderligere, som anbefalet af Kørnøv og Thissen (2000). Ved en adskillelse kan vurderingsprocessen netop baseres på åbenhed, borgerdeltagelse og forståelsesorientering og ikke på forhånd fastlagte mål. Herigennem kan de forskellige værdier, interesser og konflikter omkring en implementering at et projekt eller en plan kortlægges og bringes frem i processen. Modsat netop en rationalistisk målorienteret proces, hvor disse forskelle skjules og afvejes for at bringe den instrumentelt bedste beslutningsmulighed frem til beslutningstagerne. Ved en adskillelse af de to forløb kan værdier, interesser og konflikter bringes frem i vurderingen og derefter vil beslutningen være en prioritering ud fra politiske kriterier. En beslutning som netop vil være belyst videnskabeligt, etisk og æstetisk, men i sidste instans begrundet i politiske kriterier (Elling 2003). Det afgørende i denne situation er, at den politiske beslutning må følge de videnskabelige udsagn og de etiske og æstetiske kriterier i den udstrækning de vinder opbakning i befolkningen og beslutningstagerne kan begrunde deres motiver til at se bort fra dem. Derigennem vil de politiske beslutningstagere søge legitimitet i deres beslutning og være påvirkelige af befolkningens holdninger og ønsker. De vil være under et legitimitetspres fra de engagerede borgere og påvirkes heraf i deres beslutning, hvorimod beslutningstagerne i den rationalistiske planlægningsproces vil kunne begrunde deres beslutning langt mere instrumentelt. Et eksempel herpå så vi i casen med Aarhus-Herning motorvejens gennemførelse ved Silkeborg, jf. Box 1, hvor statsministeren i sidste ende måtte gå ind i beslutningsprocessen og sikre en politisk begrundet beslutning, der kunne vinde den bredeste legitimitet i befolkningen ud fra et mangesidet rationalitetsbegreb. 6. Konklusion Den omfattende udvidelse af anvendelsen af miljøvurderingen som redskab i planlægningen og miljøregulering siden 1970 er afspejler en nødvendighed af at tage miljømæssige værdiers beskyttelse i betragtning ved stadig flere beslutningsprocesser, fordi disse værdier i et stigende omfang påvirkes af samfundsmæssige, institutionelle og individuelle handleformer. Det afspejler endvidere, at sådanne beslutningsprocesser i tiltagende grad er blevet komplekse og afgørende for mange forskellige og ofte modstridende interesser således, at en kollektiv fællesnævner ikke er ligefrem eller altid identificerbar. Derved kompliceres også de politiske beslutningers mulighed for at opnå legitimitet hos befolkningen og politikerne stimuleres til at inddrage den selv samme befolkning i beslutningsprocesserne således, at der kan afprøves forskellige muligheder og udfald, der kan vinde en vis legitimitet. Muligheder som netop ikke kan udpeges på forhånd. Ideelt set har borgerdeltagelsen i samme periode udviklet sig fra primært at være baseret på høringer til at være egentlige deltagelsesformer, hvor der sker en mere grundlæggende prægning af beslutningernes indholdsmæssige aspekter. Den er blevet til det som med et fremmedord betegnes participation frem for at være høring. Mere realistisk sagt viser behovet sig herfor med stigende styrke, for som ovenstående viser er der rigtig meget tilbage at ønske på dette punkt. Den opridsede udvikling viser desuden at miljøvurderingers tiltagende anvendelse kan tages som et afgørende signal om, at der er sket et skifte fra en tid hvor staten kunne anskues som en varetager af almenvældets tarv, herunder dets fælles miljø og naturgoder. I stedet må det erkendes, at staten i sig selv er blevet systemliggjort med deraf følgende selvstændiggjorte systemmål og midler til deres opfyldelse, inklusive et omfattende forbrug af miljøet til forskellige formål. Derfor accentueres be- 13

14 tydningen af miljøvurdering som et rum, hvor borgerne har legitime rettigheder til at udtrykke deres interesser og synspunkter i forhold til andre magtgrupper i samfundet herunder statsmagten selv. Stillet op på denne måde skulle det gerne blive klart, at en udvikling af redskabet fundamentalt må baseres på at styrke borgerdeltagelsen i miljøvurderingen og ikke mindst at styrke dens faktiske indflydelse på de derpå baserede beslutninger. Herigennem bliver det også synliggjort, at miljøvurdering ikke kun er et spørgsmål om beskyttelse af miljøet. Den er endvidere en kamp mellem viden og interesser i selve beskyttelsesmåden og om hvilket miljø beskyttelsen skal sigte på at fremme. Endelig kan den siges at være et udtryk for, at det repræsentative demokrati på nogle konkrete områder, som her miljøet, må suppleres med mere uformelle beslutningsformer, hvor værdier og mål kan sættes til debat og hvor deltagelse kan forbindes med ansvarlighed for fælles værdier. Referencer Litteratur Cashmore, M. (2004) The role of science in environmental impact assessment: process and procedure versus purpose in the development of theory, in Environmental Impact Assessment Review, 24 (2004) p Christensen, P. et al (2003) Udbyttet af VVM. Evaluering af VVM i Danmark. Hovedrapport. Udgivet af Miljøministeriet, Landsplanafdelingen. Elling, B. (1994) Miljøet og VVM-direktivet, i Samfundsøkonomen, April 1994:3, side Elling, B. (1996) Forstudie om strategisk miljøvurdering, TemaNord 1996:538, Nordisk Ministerråd, København Elling, B. (1999) Erfaringer med miljøvurderinger af lovforslag. Udgivet af Miljøministeriet, Landsplanafdelingen. Elling, B. (2000) Integration of strategic environmental assessment into regional spatial planning, in Impact Assessment and Project Appraisal, Vol. 18, No. 3 September 2000, p Elling, B. (2003) Modernitetens miljøpolitik, Frydenlund, København Elling, B.(2005a) SEA of Bills and other Government Proposals in Denmark, in Sadler, B. (ed.) Strategic Environmental Assessment at the Policy Level Recent Progress, Current Status and Future Prospects, Prague: The Regional Environmental Center, UNECE, VROM, p Elling, B. (2005b) Strategic Environmental Assessment and Land Use Planning Denmark, in Wood, C. et al (ed.): Strategic Environmental Assessment and Land Use Planning, London- Sterling, VA, Earthscan, 2005, p Elling, B. & Nielsen, J. (1998) Strategic Environmental Assessment of Policies in Denmark, Issued by the European Commission, Directorate-General, Environment, Nuclear Safety and Civil Protection, Brussels. 111 p.p. 14

15 Fischer, F. (2000) Citizens, Experts, and the Environment. The Politics of Local Knowledge, Duke University Press, Durham and London. Fischer, T. B. (2003) Strategic environmental assessment in post-modern times, in EIA-Review, 23(2) Healey, P. (1996) The communicative turn in spatial planning theory and its implications for spatial strategy formulation, in Environmental Planning, B. 23 p Kørnøv, L. & Thissen, W. (2000) Rationality in decision-and policy-making: implications for strategic environmental assessment, in Impact Assessment and Project Appraisal, 18(3), 2000: Marsden, S. (1998) Importance of context in measuring the effectiveness of strategic environmental assessment, in Impact Assessment and Project Appraisal, Vol. 16, p Richardson, T. (1996) Foucauldian discourse: power and truth in urban and regional policy making, European Environmental Studies, vol. 4, p Richardson, T. (2004) Environmental assessment and planning theory, in Hilding-Rydevik, T. and Theodórsdóttir, A. H. (ed) Planning for Sustainable Development: the practice and potential of Environmenntal Assessment, NordRegio 2004, Stockholm, p Sager, T. (1994) Communicative planning theory, Avebury, Aldershot Söderbaum, P. (2000) Ecological economics a political economics approach to environment and development, Earthscan, London Direktiver, love, bekendtgørelser og vejledninger Direktiv 85/337/EEC Direktiv 97/11/EC Direktiv 2001/42/EC Lov om planlægning no. 763 af 11. september 2002 Lov om miljøvurdering no. 316 af 1.maj 2004 Miljøministeriets bekendtgørelse no. 847 af 30. september 1994 Statsministerens cirkulære no. 159 af 16. september 1998 Vejledning i Planloven Vejledning om SMV 15