EESTI MAAÜLIKOOL Põllumajandus- ja keskkonnainstituut Mari Sisask KESKKONNAMÕJU HINDAMISE ALTERNATIIVIDE VÕRDLE- MISMETOODIKATE ANALÜÜS PÄRNU- JA VILJANDIMAAL 2009-2015 AJAVAHEMIKUL TEHTUD ARUANNETE PÕHJAL THE ANALYSIS OF EVALUATION METHODOLOGIES OF ENVIRON- MENTAL IMPACT ASSESSMENT ALTERNATIVES WHAT BASED ON REPORTS HAVE BEEN CARRIED OUT IN THE PERIOD OF 2009-2015 PÄRNU AND VILJANDI COUNTY Magistritöö Maastikukaitse ja -hoolduse õppekava Juhendaja: lektor Olavi Hiiemäe, MSc Tartu 2016
LÜHIKOKKUVÕTE Töö eesmärk on välja selgitada, milliseid metoodikaid ja kui palju keskkonnamõju hindamises alternatiivide võrdlemiseks on kasutatatud ning uurimiseks valitud aruannete analüüsi tulemusel kas kinnitada või ümber lükata hüpotees, et keskkonnamõju hindamise aruannete alternatiivide võrdlusmetoodika on ebaühtlane ja ebaselge. Töös teostati keskkonnamõju hindamise alternatiivide võrdlusmetoodikate analüüs. Analüüsi kvalitatiivne uurimuse osa hõlmas teadmiste kogumist nii varajasemate uuringute tulemuste kui ka teadustekstides välja toodud probleemide põhjal, samuti õigusaktide regulatsioonidel teema kohta. Analüüsi kvantitatiivne uurimuse osa keskendus kogutud probleemide põhjal grupeeringute tegemisele ning nende võrdlemisele analüüsitavate keskkonnamõju hindamise aruannetega, mis teostati Pärnuja Viljandimaal ajavahemikul 2009. 2015. erinevate ettevõtete poolt. Teema on oluline, kuna keskkonnamõju hindamine on üks peamisi keskkonnakaitse meetmeid ning selle efektiivsuse tagamiseks peaks alternatiivide võrdlemismetoodikate käsitlus olema võimalikult selge ja ühetaoline üle riigi. Nagu näitavad käesoleva töö tulemusedki on varieeruvus, põhjendamatus ja ebaselgus alternatiivide hindamismetoodika erinevate osade puhul küllaltki suur aruanneti, seega on see oluline valdkond, millega tegeleda keskkonnakaitse efektiivsemaks muutmisel. Töö eesmärk ei ole ühtegi aruannet kritiseerida ega vigu otsida, kuna arvatavasti annab iga ekspertgrupp oma parima hindamisel ja võrdlemisel, kuid väga raske on hoida ühtset ja selget joont, kui millestki juhinduda ei ole. 2
ABSTRACT The aims of study to find out what methodologies, and how much have been used to compare the environmental impact assessment alternatives in selected reports, and through the analysis, either to confirm or refute the hypothesis that the evaluation methodologies of alternatives are inconsistent and unclear in reports of EIA. The study based on analysis of documents and reports. The topic is important because the environmental impact assessment is one of the main environmental protection measure and to ensure the effectiveness of this approach in evaluation methodologies of environmental impact assessment alternatives that should be as clear and uniform as possible across the country. As the results of the study will show this variability, and uncertainty about the substance of the alternatives evaluation methodology of different parts of the reports, rather large, so this is an important area to address the effectiveness of the protection of the environment. The objective of the report is not to criticize any experts, probably each expert group assess and compare their best about the treatment of alternatives, but it is very difficult to maintain a consistent and clear line, if something is not guided. 3
Sisukord LÜHIKOKKUVÕTE... 2 ABSTRACT... 3 Lühendite ja tähiste loetelu... 5 Sissejuhatus... 6 1. KESKONNAMÕJU HINDAMISE ALTERNATIIVIDE SAAMINE JA NENDE VÕRDLEMISEKS KASUTAVAD MEETODID... 9 1.1 Alternatiivide tekkimine ja eesmärk protsessis... 9 1.1.1 Reaalsed ja ebareaalsed alternatiivid... 12 1.1.2 Ülevaade keskkonnamõju hindamist reguleerivatest õigusaktidest Euroopa Liidus ja Eestis ning nende sidusus alternatiividega... 13 1.2 Alternatiivide võrdlemiseks kasutatavad hindamismetoodikad... 15 1.2.1 Mõjuvaldkondande ehk kriteeriumite käsitlus alternatiivide võrdlemises... 17 1.2.2 Kasutusel olevad alternatiivide hindamismeetodid... 20 1.2.3. Kasutusel olevad alternatiivide hindamismeetodid Eestis... 22 2. MATERJAL JA METOODIKA... 27 3. TULEMUSED JA ARUTELU... 29 3.1 Alternatiivide võrdlusmetoodikad aruannetes... 29 3.1.1 Alternatiivide arv, nende saamise põhjendatus ja lahti seletamine aruannetes... 29 3.1.2 Hindepallide skaalad mõju olulisusest, meetodid mõjude hindamiseks ja alternatiivide võrdlemiseks... 31 3.1.3 Sotsiaal-majanduslike ja looduskeskkonna mõjuvaldkondade vaheline tasakaal... 37 3.1.4 Lühi- ja pikaajalised mõjude käsitlemine ja alternatiivide paremusjärjestus... 40 3.2 Arutelu alternatiivide võrdlusmetoodikate parendamiseks... 42 KOKKUVÕTE... 48 Kasutatud kirjandus... 50 THE ANALYSIS OF EVALUTION METHODOLOGIES OF ENVIRONMENTAL IMPACT ASSESSMENT ALTERNATIVES WHAT BASED ON REPORTS HAVE BEEN CARRIED OUT IN THE PERIOD OF 2009-2015 PÄRNU AND VILJANDI COUNTY... 57 Lihtlitsents lõputöö salvestamiseks (avaldamise tähtajatu piirang) ning juhendaja(te) kinnitus töö kaitsmisele lubamise kohta... 59 4
Lühendite ja tähiste loetelu EIA Environmental Impact Assessment ELN Euroopa Liidu Nõukogu EP Euroopa Parlament KeHJS - Keskkonnamõju hindamise ja keskkonnajuhtimissüsteemi seadus KMH keskkonnamõju hindamine KSH keskkonnamõju strateegiline hindamine NEPA National Environmental Policy Act (Riiklik Keskkonnapoliitika õigusakt) 5
Sissejuhatus Keskkonnamõju hindamine on kavandatava tegevusega kaasnevate keskkonnamõjude välja selgitamine enne tegevusloa andmist. Keskkonnamõju hindamise protsess kujunes välja eelmise sajandi teisel poolel vajadusest ettevõtjate ja teiste arendajate planeeringute ja kavandatavate tegevuste puhul rohkem arvestada looduskeskkonnale avaldavate mõjudega võttes arvesse lisaks looduslikele nii majanduslikke kui kultuurilisi aspekte, et vältida hilisemaid konflikte. Keskkonna mõju hindamine sai alguse Ameerika Ühendriikides, kuid õigepea levis sealt edasi Euroopasse ja teistesse arenenud riikidesse ja tänaseks on levinud üle maailma. KMHs nähti uusi võimalusi ennetada ohte ja vältida kahjusid nii keskkonnale ja elurikkusele kui ka majanduslikult nii ettevõtetele kui ka avalikkusele laiemalt. Keskkonnamõju hindamine on oluline informatsiooni kogumise, kirjeldamise, hindamise ja teadvustamise protsess, mis omab endas etappe ja töö metoodikat. Alternatiivide võrdlemine hindamismeetoditega moodustab ühe olulisema sisulise osa KMH protsessist, mis määrab suuresti aruande kvaliteedi ja hinngangu olulisuse otsustajale ning järelvalvajale. Eestis reguleerib KMH protsessi seadus, aga hindamismetoodikat, ei reguleeri ükski õigusakt, seega antud valdkond on paljuski meelevaldne ja sõltuv juhteksperdist, kes protsessi juhib ja lõpuks aruande koostab, lähtudes juhenditest ja välja kujunenud praktikast, kuidas on võimalik protsessi läbi viia. Paraku ei täida hinnangud ja analüüsid sageli keskkonnamõju hindamise aruannetes loodetud tulemusi, mille najale saaks toetuda otsustaja loa andmisel ja järelvalvaja hilisema seire teostamisel. Tihti jääb aruanne selgusetuks ja üheks selle põhjuseks on kavandatava tegevuse ja selle alternatiivide võrdlemisel kasutatavad võrdlemismetoodikad ja sellele tuginevad hinnangud. 6
Viimastel aastatel on Eestis KMH kvaliteedi teemalisi diskussioone olnud piisavalt palju, et teadvustada probleemi olemasolu. Kaasatud on nii eksperdid kui ka arendajad ja otsustajad ning järelvalve teostajad. Välja toodud on iga osapoole puudusi ja nõrkusi. Kuna KMH protsess koosneb erinevatest etappidest, nagu avalikustamised, on protsessis lisaks sisulisele mõju hindamisele palju emotsionaalsust. SA Säästva Eesti Instituudi poolt 2010. aastal tehtud uuring Keskkonnamõju hindamise praktika ja asjaosaliste ootused toob välja KMH protsessi osapoolte arvamused kitsaskohtadest ja jagab väljatoodud argumendid kolme valdkonda: emotsionaalseteks, sisulisteks ja korralduslikeks. Sisuliste ja korralduslike probleemidena on välja toodud järgmised argumendid: KMH kvaliteet on madal; mõju hindamise metoodika ebaselge; täpsustada KMH ja KSH kriteeriume; KMH tulemusi ei arvestata otsustamisel. Samal aastal tehtud teinegi uuring Keskkonnamõju hindamise tõhusust määravad tegurid, mille tulemus näitas, et suuremateks puudusteks on kavandatavate tegevuste ebapiisav kirjeldamine, millest tuleneb eeldatavate mõjude ebapiisav käsitlemine ja alternatiivsete lahenduste ühekülgne analüüs (Peterson 2010a,2010b). Töö autor on lähtuvalt eelpool mainitud probleemidele tuginedes otsustanud analüüsida keskkonnamõju hindamise alternatiivide võrdlemismetoodikaid, mis hõlmavad reaalsete alternatiivide hulka, kavantatud tegevusega kaasnevate erinevate mõjuvaldkondade (sotsiaalmajanduslike ja looduskeskkonna) olulisuse määramist, neile antavate kaalude ning hindepallide andmist ja hindamismeetodite võrdlust, et jõuda selgusele, millised on puudused ja mida võiks paremini teha KMH ja KSH protsessi alternatiivide hindamise etapis. Tuleb mainida, et töös kasutatakse sõna alternatiiv ja alternatiivid kavandatava tegevuse ja selle kõrval võrreldava teiste võimalike tegevus- ja asukohavariantide puhul, kuna keskkonnamõju hindamise protsess on alguse saanud ingliskeelsest ühiskonnast, kus alternative tähendab ühte võimalikku varianti või valikut mitmest, kuigi eesti keeles tähendab alternatiiv kas-see-või-teine. Ja kuna seadusandluses nii Euroopa Liidu tasemel kui ka Eestis ei ole kuskil mainitud mõne muu sõnaga kavandatava tegevusega võrreldavaid võimalikke tegevus- või asukohavariante kui alternatiiv ja alternatiivid, siis samuti ei muuda töö autor selle mõiste kirjapilti. Siiski esineb Euroopa Liidu eesti keelde tõlgitud Direktiivis sõna 7
variant, kuid seda ainult kaks korda (DIREKTIIV 2014/52/EL, art.5 lg 1 p d), lg 2). Samuti tuleb märkida, et sõnad hindamis- ja võrdlemismetoodika on töös käsitletud sünonüümidena. Töös kasutatud keskkonnamõju hindamise aruanded pärinevad 2009-2015 aastal Pärnu- ja Viljandimaal läbi viidud KMHdest ja KSHdest ning uuritud on aruannetes olevate alternatiivide käsitlust ja nende hindamismetoodikat kvalitatiivse ja kvantitatiivse uurimismeetodi kaudu. Töö esimeses osas antakse kirjanduslik ülevaade teema aktuaalsusest ja reguleeritusest kirjandusallikate ning õigusaktide poolt, milles puudub autori enda arvamus, kõik on pärit kirjandusallikatest vastavalt viidetele. Töö teine osa kirjeldab materjali ja metoodikat, millele toetudes on töö uurimus läbi viidud ning saadud tulemused. Kolmas osa keskendub saadud tulemustele ja nende põhjal järelduste tegemisele ning arutelule teema kohta. Teema kohta oleks uurida palju, kuid lähtuvalt eelnevalt rõhutatud probleemistikule keskkonnamõju hindamises, otsustati uurida üksnes alternatiivide võrdlemismetoodikat aruannetes. Seega lähtudes püstitatud hüpoteesist, et alternatiivide hindamine on ebaühtlane ja ebaselge, on töö eesmärgiks saada vastused järgmistele küsimustele: 1) Kui palju ja milliseid metoodikaid on alternatiivide võrdlemiseks aruannetes kasutatatud? 2) Milline on valdkondade/kriteeriumite suhe sotsiaal-majandusliku ja looduskeskkonna vahel ning kui palju on võetud arvesse mõjude hindamisel lühi- ja pikaajalisust, lisaks on koostatud alternatiivide paremusjärjestus? 3) Millised on võimalused alternatiivide võrdlemismetoodika parendamiseks? Tänan juhendamise eest Olavi Hiiemäed, kes suunas mind valitud teemale ja probleemidele keskkonnamõju hindamise valdkonnas. Samuti olen tänulik Pärnu Keskkonnaameti Pärnu- Viljandi piirkonna keskkonnakorralduse spetsialist Toomas Kaldale, kes informeeris mind teema olulisusest ja andis lisamaterjali analüüsimiseks. Samuti tänan eelkaitsmise komisjoniliikmeid Valdo Kuusemetsa ja Pille Tompsonit ning õppekava juht Kalev Seppa nõuannete eest. 8
1. KESKONNAMÕJU HINDAMISE ALTERNATIIVIDE SAAMINE JA NENDE VÕRDLEMISEKS KASUTAVAD MEETODID 1.1 Alternatiivide tekkimine ja eesmärk protsessis Keskkonnamõju hindamine sai alguse 1969.aastal Ameerika Ühendriikides, kui võeti vastu Riiklik Keskkonnapoliitika Õigusakt, mida tuntakse lühendi NEPA järgi. NEPA eesmärk oli luua õiguslik alus kohustamaks tegevuste planeerimisel hindama keskkonnamõjusid. Keskkonnamõju hindamine seisneb hindamisprotsessis, mis viiakse läbi enne kavatsetud tegevuse elluviimise alustamist ja kujutab endast erinevaid etappe, mida viivad läbi spetsialistid ja eksperdid, et anda informatsiooni otsustajatele, nagu poliitikud, investorid ja ametnikud kavandatud tegevusega kaasnevatest mõjudest keskkonnale: nii sotsiaal-majanduslikest, looduskeskkonna kui ka kogukonna vaatepunktist (Glasson et al. 2008:28-33). KMH projekti ja protsessi efektiivseks täitmiseks ning läbiviimiseks on kasutusel erinevad metoodikad, mis hõlmavad endas omakorda meetodeid, kuidas midagi saadakse ja hinnatakse. Protsessi etapid saab jagada seitsmeks erinevaks osaks, mis sisaldab endas erinevaid ülesandeid, alustades mõjukomponentide ja -ala kindlaks määramisega, taustauuringute tegemisega, mõju ulatuse prognoosimisega ning KMH kavandamisega vastavalt sellele. Nimelt nendes alguse etappides selgitatakse välja teostatavate alternatiivide arv ja võimalikkus ning valdkonnad, skaalad ja kriteeriumid, mille alusel alternatiivseid lahendusi võrreldakse konkreetses valdkonnas avaldava mõju alusel ( Morris, Therivel 2009:4-18). Mõiste alternatiiv on keskkonnamõju hindamise menetluses kohati segadust tekitanud. Eriti selles osas, et iga kord on vaja kaaluda 0-alternatiivi, ehk mitte-midagi-tegemist (status quo säilitamist) ning et alternatiive peaks välja pakkuma rohkem kui kaks. Sõna alternatiiv on eesti keeles enamasti ainsuses ja selle sisu on valiku tegemine emma-kumma ehk kahe võimaluse vahel. Inglise keeles märgib sõna alternative aga valiku tegemist paljude võimaluste vahel ja 9
on seepärast kasutusel mitmuses (alternatives). Ebaselguse vältimiseks kasutatakse KeHJS-is mõistet reaalsed alternatiivsed võimalused (KeHJS: -d 13, 20). Alternatiivsete võimaluste väljapakkumisel ja võrdlemisel on aluseks võimalus saavutada kavandatava tegevuse eesmärgid nii, et ei tekiks olulist negatiivset keskkonnamõju. Parim alternatiivne võimalus on see, mis saavutab eesmärgi olulist negatiivset keskkonnamõju tekitamata (Peterson 2007: 66). 1980ndateks oldi Ameerika Ühendriikides Keskkonnakvaliteedi Nõukogus aru saadud, et alternatiivid on KMH aruande tuumik. Terve KMH kvaliteet sõltub paljuski alternatiivide käsitlusest ja alternatiivide olemasolust ning nende hulgast. Alternatiivid kavandatud tegevusele võivad luua võimaluse hoopis parema lahenduseni jõudmiseks kui algselt plaanitu. Alternatiivide olemasolu ja nende võrdlemine annab arendajale võimaluse kaaluda erinevate lahenduste vahel. Samuti tõstab see KMH kvaliteeti otsustusprotsessis, kuna otsustaja saab valida mitme erineva tegevuse vahel ja ka inimesed, kes ei osale otseselt otsustusprotsessis, saavad näha, kuidas on jõutud lahenduste ja järeldusteni, et mis on parem/halvem ja miks on parem/halvem (Glasson et al. 2008:28). Seetõttu saab väita, et ilma alternatiivide analüüsita pole KMH-d sisuliselt olemas. Tegevuse määratlemisel saab valida erinevad viisid eesmärgi saavutamiseks, lisaks soovitud tegevuse eri lahendusvariandid. Need kõik moodustavadki alternatiivid. Nende formuleerimisel tuleks lähtuda põhimõttest, et mitte üksiki võimalik lahendus ei jääks märkamata. Alternatiivide esitamisel ja käsitlemisel võetakse arvesse nii nende maksumust, teostatavust ja eesmärgipärasust. Seega võib lõpuks jääda analüüsimisse ainult piiratud arv alternatiive, mis vastavad seatud eesmärki(de)le (Keskkonnamõju 2002:19). Kavandatava tegevuse eesmärkide seadmisel ei tohiks teadlikult eirata ega jätta kõrvale ühtegi reaalset teostatavat alternatiivset tegevust. Alternatiivide võimalikud eri lahendused võivad seisneda nii asukohas, ulatuses ja suuruses kui ka tehnoloogias. Algselt tuleks kirja panna kõik alternatiivlahendused ja neid analüüsides jätta võrdlusesse ainult oluliselt erinevad. Kindlasti peaks alternatiive olema rohkem kui kavandatav tegevus ja selle mittetegemine ehk nullalternatiiv (Keskkonnamõju 2002:19-20). Euroopa Komisjoni poolt on välja antud KMH kvaliteedi kontroll-leht, milles on välja toodud hea KMH aruande tunnused ja üheks selliseks tunnuseks on alternatiivide selge võrdlus. 10
Kontroll-leht on jagatud seitsmesse ossa ja üheks oluliseks osaks, mis näitab KMH aruande kvaliteeti on alternatiivide kirjeldus, mis peab vastama teatud tasemetele, et olla piisavalt avatud (Keskkonnamõju 2005:12,14). Alternatiivide olemasolu KMH protsessis pole ainult soovitus, vaid see on protsessi osa, mis aitab kaasa säästva arengu edendamisele luues võimalused kasutada keskkonnasäästlikumaid lahendusi alternatiivsete variantidena nii asukoha kui tehnoloogia valdkonnas (Bond et al, 2010:7-10). Jätkusuutliku arengu kindlaks osaks on iga arenduse ja tegevuse puhul keskkonnasõbralike alternatiivide olemasolu, mis arvestavad erinevate huvipoolte ja laiema avalikkusega. Seega on tegevuse keskkonnasäästlikumad ja erapooletud alternatiivid iseloomulikud tõeliselt jätkusuutlikule arendusele (Deakina, Reid 2014:42-48; Morrison-Saunders, Retief 2012:35). Kuigi jätkusuutlikuse hindamine ja selle mõiste sisu on veel küllaltki ebamäärane, võib pidada selle hindamise oluliseks osaks kavandatud projektidele alternatiivide tekkimist, kirjeldamist ja nende võrdlemist, mis annavad olulise panuse otsustamis-protsessi juurde parima võimaliku lahendusena (Morrison-Saunders, Pope 2013:56). Alternatiivide eesmärk, nagu juba öeldud, on minimeerida kavandatud tegevusega keskkonnale ebasoodsat mõju või seda leevendada edendades seejuures jätkusuutliku maailma kuvandit (Morrison-Saunders, Retief 2012:35). Siiski tuleb märkida, et alternatiivide arv oleneb paljuski käesolevast projektist ja reaalsetest võimalustest ning reguleerivatest aktidest. Alternatiivid ei tohiks kunagi olla pelgalt ideed, samuti peaks olema alternatiivide võrdlemisel käsitletud kõik kriteeriumid või mõjuvaldkonnad, mida alternatiivid mõjutavad. Lisaks sellele on oluline teatud arenduste, näiteks tuulikuparkide ja tuumajaamade rajamisel hinnata ka maastiku visuaalset mõju (Glasson et al. 2008:94-95). Järgnevalt vaadeldakse peamisi alternatiivide hindamisse jäämise valiku põhimõtteid ja nende käsitlemist reguleerivaid õigusakte Euroopa Liidus ja Eestis. 11
1.1.1 Reaalsed ja ebareaalsed alternatiivid Alternatiivid esitatakse KMHs kavandamisel enamasti kahes etapis. Kõigepealt kaalutakse kõiki mõeldavaid alternatiive. Seda võidakse teha nii ühisaruteludel, ekspertide individuaalse töö korras kui ka üldsuse poolt pakutu läbiarutamise teel. Esialgses alternatiivikogumis on kindlasti selliseid, mis hiljem osutuvad teostamatuks, ning sellest on vaja valida töösse jäävad alternatiivid. Kriteeriumid, mille alusel enamasti tehakse valik alternatiivide kasuks või kahjuks on järgmised: vastavus õigusaktidega kehtestatud nõuetele; tehniline teostatavus; parim võimalik tehnika; maksumus Käsitlusse võetud alternatiivid peaksid kõik vastama eespool loetletud nõuetele ja olema võimalikud saavutamaks eesmärgi eri lahendusi (Põder 2005:39-40). Ebareaalsed alternatiivid tuleb kõrvaldada juba keskkonnamõju hindamise kavandamise algul. On võimalik, et vahepeal muutunud asjaolude tõttu muutub mõni alternatiiv ebareaalseks hindamise ajal või selle lõpus. Sellisel juhul on õige see edaspidisest käsitlusest kõrvaldada. Kõrvalejäetud alternatiivid ja nende väljajätmise põhjused tuleb dokumenteerida, et hilisematele võimalikele järelepärimistele saaks anda asjakohaseid vastuseid (Põder 2005:40). Reaalsed alternatiivid peaksid üksteisest eristuma. Alternatiivsete võimalustena käsitletakse tavaliselt asukohaalternatiive ja tehnoloogilisi alternatiive. Võimalusel saab käsitleda samuti kavandatava tegevuse alternatiive, sest teatud eesmärgi saavutamiseks võib olla erinevaid võimalusi. Samuti on alternatiivide püstitamise eelduseks see, et arendaja on põhimõtteliselt valmis kõiki pakutud alternatiive rakendama. Seega on alternatiivi reaalsus seotud kavandatava tegevuse ning sellega seotud olulise negatiivse keskkonnamõju ärahoidmiseks vajalike vahendite rahalise väärtuse ja nende hankimiseks kuluva ajaga. Arendaja jaoks ebareaalsest alternatiivist ei saa kohe loobuda, vaid alternatiivide võrdlemisel selgubki erinevate alternatiivide reaalsus. Maksumus võib olla üks hindamiskriteeriumidest, kuid mitte 12
ainuke. Alternatiivi reaalsuse puhul arvestatakse nii keskkonna-, sotsiaalseid kui majanduslikke aspekte (Peterson 2007:67). 1.1.2 Ülevaade keskkonnamõju hindamist reguleerivatest õigusaktidest Euroopa Liidus ja Eestis ning nende sidusus alternatiividega Eesti õigussüsteemi reguleerivad Euroopa Liidus vastu võetud direktiivid, millest peab lähtuma iga liikmesriik oma õigusaktide loomisel. Õigusnormidel on oluline osa asjade kohustuslikuks muutmisel või hea tava järgimisel, samuti rikkumisel. Kui millegi kohta pole kehtestatud normi, siis ei saa seda rikkuda (Narits 2007). Euroopa Liidu õigusaktidest reguleerib KMH protsessi Euroopa Parlamendi ja Nõukogu Direktiiv 2011/92/EL, mida on muudetud Direktiiviga 2014/52/EL, et viia KMH protsess jätkusuutlikule arengule vastamaks ja arvestada inimtervise ja keskkonna kõrgetasemelist kaitset (EP, ELN 2011, 2014). Sellest tulenevalt peavad liikmesriigid kohaldama oma õigusaktide ja normide loomisel järgmisi põhimõtteid: Projekti arendaja esitatav keskkonnamõju hindamise aruanne peaks sisaldama kõnealuse projektiga seotud ja arendaja uuritud mõistlike alternatiivide kirjeldust, sealhulgas vajaduse korral kirjeldust sellest, kuidas praegune keskkonnaseisund tõenäoliselt muutub, kui projekti ellu ei viida (alusstsenaarium); sel viisil on võimalik parandada keskkonnamõju hindamise protsessi kvaliteeti ning võtta keskkonnaküsimusi arvesse projekti kavandamise varajases etapis (DIREKTIIV 2014/52/EL: (31)). Kui nõutakse projekti keskkonnamõju hindamist, koostab ja esitab arendaja keskkonnamõju hindamise aruande. Arendaja peab esitama vähemalt järgmise teabe: ülevaade arendaja uuritud mõistlikest alternatiividest, mis on projekti ja selle erisuste seisukohast asjakohased, ning lühikokkuvõte valitud variandi valimise põhjustest, võttes arvesse projekti keskkonnamõju; arendaja uuritud ja kavandatava projekti ja selle erisuste seisukohast mõistlike alternatiivide kirjeldus (näiteks projekti kavand, tehnoloogia, asukoht, maht ja ulatus) ning peamised põhjused valitud variandi eelistamiseks, sealhulgas keskkonnamõju võrdlus (DIREKTIIV 2014/52/EL: Art.5 lg 1, 2) 13
Eesti õigusaktidest reguleerib alternatiivide esitamist ja hindamist: Keskkonnamõju hindamise ja keskkonnajuhtimissüsteemide seadus (2016), mis sätestab järgnevates paragrahvides KMH alternatiivide käsitlust - 3 1, 13, 20, 29, 32, 40, 44, 45 -, mis kõik käsitlevad reaalsete alternatiivide ja nende meetmete rakendamise olulisust ja nõudeid KMHs ja KSHs. Oluline roll KSH tekkimisel ja selle alternatiivide käsitlusel on Planeerimisseadusel (2015), mida sätestab seaduse 1. Seaduse eesmärk ja reguleerimisala 1 lg 1 järgi on, et käesoleva seaduse eesmärk on luua ruumilise planeerimise (edaspidi planeerimine) kaudu eeldused ühiskonnaliikmete vajadusi ja huve arvestava, pikaajalise, tasakaalustatud ruumilise arengu, maakasutuse, kvaliteetse elu- ning ehitatud keskkonna kujunemiseks, soodustades keskkonnahoidlikku ning majanduslikult, kultuuriliselt ja sotsiaalselt jätkusuutlikku arengut (Planeerimisseadus 2015, 1 lg 1). Seadus käsitleb üleriigilisi, maakonna- ja detailplaneeringuid. Seaduse 2 lg 3 ütleb, et käesolevast seadusest tulenevalt kehtestatakse menetlus nõudeid, mida omakorda reguleerib Haldusmenetlusseadus, kuid keskkonnamõju strateegilise hindamise aruande koostamist ja nõudeid reguleerib Keskkonnamõju hindamise ja keskkonnajuhtimissüsteemide seadus (Planeerimisseadus 2015, 2 lg 3). Piiriülese keskkonnamõju hindamiseks on Soomes Espoos 25. veebruaril 1991. aastal sõlmitud välisleping Piiriülese keskkonnamõju hindamise konventsioon (2001,art.9 ja Lisa II), mis sätestab riikide vaheliste keskkonnamõju hindamise printsiibid arvestades majanduslikke ja looduskeskkonna ning sotsiaalseid tegureid. Konventsioonis on käsitletud alternatiivide leidmise vajadust ja Lisa II sätestab, mida kindlasti peab KMH dokumentatsioon sisaldama ning alternatiivide olemasolu kavandatavale tegevusele ja nende kirjeldus on kindlalt selline teema, mis peab olema KMHs käsitletud. Eesti ühines sellega 2000ndate aastate alguses. Selleks võttis vastu seaduse Piiriülese keskkonnamõju hindamise konventsiooniga ühinemise seadus (2002). Väiksemal määral reguleerivad keskkonnamõju hindamise protsessi menetlemist ja loa andmist lihtseadustena Looduskaitseseaduse 22 p2, 32 lg 5 ja 70 1 (2015). Jäätmeseadus 79 1 lg 3 ja 100 lg 6 (2016), Keskkonnaseadustiku Üldosa seadusen 11 lg 2, 26 lg 3 p 6, 43 lg 14
3, 57 lg 3, 59 lg 5 p1(2015), Maapõue seaduse 34 lg 1 p 19, 75 lg 7 (2015), Veeseaduse 22 7 lg 7 p. 2, 22 9 lg 3 1, 33 6 lg 3 p4 ning 5 2.ptk 34 5 lg 1 p 1 (2016). Nimetatud seaduste paragrahvid sätestavad, millal tuleb arvestada keskkonnamõju hindamist, kuidas menetleda protsessi ja millal on keskkonnalubade jaoks vaja alustada keskkonnamõju hindamist, et vältida keskkonnakahjusid. Keskkonnamõju hindamise protsessi algatamise ja selle olulisusele viidatakse Keskkonnamõju hindamise ja keskkonnajuhtimissüsteemi seadusele, millest tuleb kohustus teatud kaalutlustingimustel algata protsessi menetlemine, kuid oseselt alternatiivide kohta ei ole öeldud midagi nimetatud neljas seaduses, kuid siiski on Looduskaitse seaduses nõutud leevendavaid meetmeid (Looduskaitseseadus 2015, 71 1 ). Lisaks eelnimetatud seadusetele on madalama astme õigusaktina määrus Tegevusvaldkondade, mille korral tuleb anda keskkonnamõju hindamise vajalikkuse eelhinnang (2015, 1), mis täpsustab, milles tuleb rakendada Keskkonnamõju hindamise ja keskkonnajuhtimissüsteemi seaduse 6 lõikes 2 (2016) esitatud tegevusvaldkondade loetelu, mille korral tuleb anda keskkonnamõju hindamise vajalikkuse eelhinnang selle kohta, kas tegevusel on oluline keskkonnamõju. Otseselt ei ole määrus seotud alternatiividega, kuid kui vastavas valdkonnas kavantatud tegevus on olulise keskkonnamõjuga tuleb alustada keskkonnamõju hindamise protsessi ja leida kavandatud tegevusele alternatiivid, mis leevendaksid negatiivseid mõjusid või hoiaksid selle üldse ära (määrus Tegevusvaldkondade 2015, 1). 1.2 Alternatiivide võrdlemiseks kasutatavad hindamismetoodikad Keskkonnamõju hindamine on olemuslikult mõjude hindamine, mis omab endas juba eespool mainitud etappe, mille jooksul selguvad võimalikud alternatiivid, mida hakatakse omavahel võrdlema. Enne alternatiivide võrdlemist hinnatakse mõjusid, mis kavandatud tegevusega kaasnevad ja selleks kasutatakse erinevaid meetodeid, nagu kontrolllistid (checklists), ulatuskaardid (scorecards), võrgustikud ja skeemid (networks and flowchart), matemaatilised/statistilised mudelid, kaardid ja GIS-tarkvara (Morris, Therivel 2009:6-7). 15
Protsessi oluliseks osaks on hindamismetoodika, mis võib hõlmata endas oluliselt mõjutavate keskkonna valdkondade määratlemist ja kriteeriumite seadmist ning nendele kaalu leidmist. Oluline on valdkondi ja kriteeriume omavahel võrrelda, et leida adekvaatne kaal valdkondade mõjude olulisusele. Teise olulise osana on kavandatud tegevusele alternatiivide leidmine, et minimeerida keskkonnale tekitavat kahju või olulist ebasoodsat mõju. Kolmanda olulise osana saab käsitleda alternatiivide võrdlemist valitud ja kirjeldatud hindamismeetodi põhjal ning valitud ja seatud kriteeriumite ja nende kaalude põhjal ( Morris, Therivel 2009:6-9). Palju on viimasel kümnendil uuritud KMH hindamismetoodikaid, kuidas oleks parem hinnata ja mida hinnata. Alternatiivide käsitlusel on oluline roll KMH protsessis ja nende käsitlemist reguleerivad delikaatselt erineval tasemel õiguslikud aktid (Dendena, Corsi 2015:974). Meetodite võrdlus ja ühe eelis teiste ees on olnud uuritav teema juba üle kümne aasta, kuid siiski on ühe eelised teise ees ja teise eelised ühe ees sõltuvad sellest, millisele arendusele tehakse keskkonnamõju hindamist (Anton et al 2004: 3-7). Selle välistamiseks on tehtud uurimusi ja ühe uue meetodina keskkkonnamõju hindamisel on katsetatud matemaatilist D numbrite meetodit, mis rakendamisel peaks kaotama ja vähendama valdkondade olulisuse hindamisel ning kriteeriumite määramisel ähmasust ja teadmatust etapist, kus omastatakse kriteeriumitele kaal ja mille järgi hiljem hinnatakse alternatiive (Deng et al. 2014:640-642).Välja arendatud on teinegi matemaatilisel loogikal põhinev meetod, millega arvutatakse välja erinevate keskkonnamõju komponentide väärtus. Matemaatiline funktsioon koosneb väärtustest, mis kaotavad hägususe ja lihtsustavad ning kiirendavad hindamist (Peche, Rodríguez 2009:282). Sagedasemaid meetodeid kuidas alternatiive võrreldakse on erinevad maatrikstabelid. Neist Üks enam levinud meetodeid, mida kasutatakse keskkonnamõju alternatiivide hindamisel ja võrdlemisel on multi-kriteeriumite meetod, kuid samas on selle meetodi osad ja võtted rakendatud samuti teistesse (ala)meetoditesse (Huang et al 2011:3585). Uurimise all on olnud samuti meetodid, mis hindavad projektide ja selle protsesside jätkusuutlikkust võttes arvesse alternatiivseid lähenemisi kavandatud tegevusele. Keskkonnamõju 16
hindamise meetodite puhul on täheldatud, et jätkusuutlikkuse hindamiseks sisaldub meetodites piisavalt palju tunnuseid, mida ei saa rahasse panna ja seetõttu on kaheldav KMH meetodite kasutamine jätkusuutlikkuse hindamiseks (Angelakoglou, Gaidajis 2015:738-744). 1.2.1 Mõjuvaldkondande ehk kriteeriumite käsitlus alternatiivide võrdlemises Alternatiivide paremusjärjestusse seadmiseks tuleb nendega kaasnevad mõjud muuta võrreldavaks. Kõige lihtsam on, kui kõiki mõjusid oleks võimalik väljendada ühesugustes väärtustes. Kuna see on enamasti võimatu, kasutatakse mõjude võrdlemiseks mitmesuguseid meetodeid (Põder 2005:79). Olulise argumendina erinevate alternatiivide käsitlemiste ja hindamiste uurimuste tulemusel on välja toodud, et alternatiivide olemasolu ja nende adekvaatne võrdlemine protsessis võib vähendad osapoolte vahelisi vaidlusi ja vastuseise (Wessels et al, 2015:187). Siiski on ühe teise uurimuse puhul ilmnenud, et kumulatiivse hindamise praktikas, kus on esindatud nii looduskeskkonna kui ka sotsiaal-majanduslikud mõjud on liiga vähe pööratud tähelepanu inimese tervisele. Kuna andmeid on vähe ja liigne mõjude koondamine võib jätta kõrvale arenduse mõju tervisele ja heaolule tuleks uurida ühe mõjuvaldkonnana inimese tervist ja heaolu konkreetsete näitajatega, kui palju on heide ja saaste õhku, vette jne. (Harris et al, 2009:313-315) Täpsemaid mõjuvaldkondi, mida mõjutavad kõik projekti alternatiivid, on võimalik prognoosida erinevatel viisidel. Selleks kasutatakse juba eespool mainitud kontroll-liste, GIStarkvara jms., mis aitab määrata oluliselt mõjutavaid valdkondi alternatiivide poolt. Täpsemate ja usaldusväärsemate kriteeriumite saamiseks hinnatakse selgelt kirjeldatud meetodi kaudu mõjusid ehk kriteeriume, mille järgi hakatakse hiljem alternatiive võrdlema ( Morris, Therivel 2009:6-7). Väga olulisel kohal KMH/KSH aruannetes on mõju ennustamine ja mõju hindamine ning selleks valitud meetod(id). Mõjud jagunevad omakorda otsesteks ja kaudseteks ning kumulatiivseteks ehk mõjude kombinatsiooniks (viimane Natura 2000 hindamises). Meetodid ja- 17
gunevad nii kvalitatiivseks, mis hindavad mõju ulatust neutraalne, kerge, keskmine, tugev, - kui kvantitatiivseks, mis hindab ja mõõdab arvulisi suuruseid, näiteks paaride võrdlus ja Delpi - meetod. Käsitlemisse peab võtma kõik märkimisväärsed mõjuvaldkonnad, et hinnata ükskõik millise meetodi abil kõiki (mõju)kriteeriume, millele on alternatiividel mõju. Piir täpsuse ja arusaadavuse vahel on kerge kaduma ja teaduslik lähenemine kriteeriumite käsitlemisel puudub ( Morris, Therivel 2009:8-9). Sellegipoolest on praktikas levinud võrdsete kriteeriumite olemasolul nende mitte hindamine, kuid selline võrdsustamine põhineb subjektiivsusel, mida keskkonnamõju hindamise protsessis on niigi palju (Keskkonnamõju 2002:30-31). Subjetiivsuse vältimiseks oluliste kriteeriumite määramisel on kasutusel the Avian and Bat Assessment Quality Index (ABAQI), mis hindab terve KMH kvaliteeti ja olulise osana ka kriteeriumite määramist, sest hinnates selle meetoditega mõjukriteeriumite arvestamist, kaotatakse subjektiivsuse ja millegi tähtsa kõrvalejätmise võimalus (Chang et al, 2013). Siiski pole selline kvaliteedi kotrollimine tavaks ja paljuski sarnanevad kriteeriumite võrdlemise meetodid alternatiivide võrdlemisele, mida vaadeldakse 1.2.2 peatükis. 1.2.1.1 Sotsiaal-majanduslikud ja looduskeskkonna kriteeriumite osakaal ja hindamine protsessis Sotsiaal-majanduslike mõjude arvestamine on kuulunud KMH protsessi juurde juba algusest peale (NEPAst), seega on nende arvestamine mõjukriteeriumite hindamisel olulise tähtsusega. Siiski on KMH protsessi puhul muutunud aja jooksul tähtsaimaks erinevate osapooltega suhtlemine ja huvigruppide ootuste ärakuulamine ning tegelike mõjude hindamine ja andmete kogumine, uuringute tegemine on jäänud tahaplaanile, mis peaks olema peamine tegevus (Dendena, Corsi 2015:967-968). Kui rääkida väga olulise keskkonnamõjuga tegevustest, mis on vajalikud inimestele piirkonnas majandusliku heaolu säilitamiseks, nagu Eestis põlevkivi kaevandamine, siis on ühe lahendusena projekti eri keskkonna mõjude eraldi hindamine. Kavandatud tegevuse puhul 18
jagatakse lõplikke kriteeriumite leidmiseks keskkond kaheks. Enne seda määratakse veel indikaatorid ja süsteem, mida üldse säärane tegevus võib mõjutada. Hindamises on 1) looduskeskkond füüsikalised-keemilised-bioloogilised mõjusid ja 2) makrokeskkond, mis hõlmab nii sotsiaalset, poliitilist kui ka majanduslikku mõju. Edasi saab valida sobiva hindamise süteemi ja meetodi. Selline lähenemine peaks kaotama sotsiaal-majanduslike ja looduskeskkonna kriteeriumite hindamisest hägusust (Renjin, Zhenjie 2015:205-206). Olemas on ka tõendusliku-põhjenduse-metoodika evidential reasoning (ER), kus esialgu jagatakse mõjud nelja rühma: 1)füüsikalised/keemilised, 2)bioloogilised/ökoloogilised, 3)sotsiaalsed/kultuurilised, 4)majanduslikud/tehnilised, hinnatakse iga rühma olulisi keskkonna indikaatoreid ja seejärel tehakse modelleerimist, asjakohaseid kontrollliste, põhjalikku kirjanduslikku uurimust, ekspertide diskussioone, et välja selgitada iga rühma kõige olulisemad mõjuvaldkonnad, mis võetakse kriteeriumitena lõplikkusse hindamisse. Sellisel meetodil kriteeriumite määramisel KMHs on selge eelis kõikide teiste meetodite ees (Wang et al, 2006). Sotsiaalmajanduslikust analüüsist on selgunud, et tuleks enim kasutada ühesugust meetodit ja süsteemi mõjude hindamisel. Selleks oleks vaja kõigepealt muuta poliitikat nii riigi sees kui ka piiriüleste hindamiste puhul ühetaolisemaks erinevate eluvaldkondade meetmekavade kaudu (Tuhkanen, Nõmmann 2014:1-3). Tihtipeale ei ole enamus looduskeskkonna väärtustest rahas mõõdetavad ja seega ei saa sellest sõltuvat sotsiaalset mõju arvuliselt hinnata. Selle probleemi lahendamiseks on hea lahendusena kasutada ökosüteemiteenuseid, mis annab väärtuse loodusele ja selle koponentidele ning kompleksidele, seejuures arvestades nende kadumisele, korvamisele ja taastamisele minevaid kulutusi ning inimeste maksevalmidust hea keskkkonna seisundi säilitamiseks ja saavutamiseks (Tuhkanen, Nõmmann 2014:3-4). Oluline on näha ökosüsteemides tervikut ning arvestada põhjus-tagajärg seoseid, mis mõjutavad nii sotsiaal-majanduslikku kui ka looduskeskkonda. Ökosüsteemide teenuste maksumuse välja arvutamiseks on vaja kindlat ja põhjalikku meetodit (Sall et al, 2012:47). Ettevõtluse, bioloogilise mitmekesisuse ja ühiskonna sotsiaalse arengu vahel eksisteerib sünergia. Ettevõtte ökosüsteemi-hindamine on protsess, mis pöörab erilist tähelepanu 19
ökosüsteemide degradeerumise hindamisele ja hüvedele, mida ökosüsteemiteenused pakuvad. Ökosüsteemi hindamist tehakse viies etapis: 1) kavandamine, 2) planeerimine, 3) hindamine, 4) kohaldamine ja 5) kinnistamine. Igas etappis on oma töö käigud ja meetodid ning põhjus, miks midagi tehakse. Keskkonnamõju hindamise ja sotsiaal-majanduslike mõjude hindamisega seostub 3. ja 4. etapp. Hindamises saadakse vastavat metoodikat kasutades väärtused ökosüsteemiteenustele ja kõige lõpuks sooritatakse vastavusanalüüs, et kui paljusid inimesi ja ettevõtteid looduslike komponentide väärtus mõjutab. 4. etapis kohaldatkse saadud tulemusi keskkonnamõju hindamises looduslike ja sotsiaal-majanduslike kriteeriumite määramisel (Sall et al, 2012:54-56). 1.2.2 Kasutusel olevad alternatiivide hindamismeetodid Alternatiivide võrdlemises on erinevaid hindamismetoodikaid, mille kõigi eesmärk on võrrelda ja ette ennustada mõjude suurust ning olulist. Lähenemisi meetoditele on samuti erinevaid ja peamiselt kasutatakse hindamismeetodeid alles siis, kui keskkonnakriteeriumid, tegevused ja alternatiivid on paika pandud ehk teises ja kolmandas järgus KMH protsessis (Glasson et al, 2009:107). Kasutatakse peamiseid meetodid, mida kirjeldatakse järgnevalt. Leopoldi maatriks on 1971. aastal loodud kvalitatiivne hindamismeetod, mida väljendatakse maatriksi kujul. Meetod koosneb järgnevatest etappidest: 1) Mõjude ülesmärkimine ja selle suurus, mida kavandatav tegevus võib esile kutsuda 2) Iga mõju olulise hindmine, mis eelnevalt sai üles tähendatud 3) Kompleks hindamine, milles arvestakse nii mõju suurust kui ka olulisust. Mõjud jagatakse horisontaalteljele ja keskkonnafaktorid (kriteeriumid) vertikaalteljele. Hindamist alustatakse horisontaaltelje tegevusmõjudest vastandades neid iga keskkonnafaktoriga. Igasse ruutu märgitakse kaldjoonega eraldades paremale üles mõju suurus ja alla vasakule keskkonnafaktori suurus. Samuti märgitakse vastupidi üles vasakule kavandatava tegevusega kaasneva mõju olulisus ja alla paremale keskkonnafaktori olulisus, mõlema puhul väljendatakse suurust 1-10, kus 10 on suurim ja 1 väikseim, 0 ei kasutatata. Tekstina maatrik- 20
sis võib väljendada hindaja poolt kas mõju on lühi- või pikaajaline. Lisaks sellele võib (+) ja (- ) mõju hinnete juurde märkida, kas tegu on eelisega või puudusega. Hinnete andmine mõjude suurusele kui ka olulisusele põhineb subjektiivsel tiimitööl hindjatelt/ekspertidelt (Josimovic et al, 2014:44-45). Otsustus-maatriks (Pugh matrix) on kvantitatiivne meetod, mis on loodud alternatiivide võrdlemiseks kavandatud tegevusega. Maatriksis kavandatud tegevuse kõik väärtused on nullid kriteeriumite lõikes, kuid alternatiive hinnatakse skaala alusel +1, 0, -1, kas paremaks (+1), samaväärseks(0) või halvemaks (-1) võrreldes kavandatud tegevusega(0) kriteeriumi lõikes. Igat alternatiivi hinnatakse sedasi eraldi. Seejärel antakse igale kriteeriumile kaal vastavalt sellele kui oluline kriteerium on, näiteks 1-5, kus 5 on kõige olulisem. Järgmiseks korrutatakse alternatiividele antud hinded kriteeriumi kaaluga. Skaala kiriteeriumi hindamiseks alternatiivi puhul võib ka erineda, nagu -2 +2. Saadud summad igal alternatiivil liidetakse kokku ja saadaksegi paremusjärjestus (Yuan, Chen 2013:55-57). Mitmekriteeriumilised otsustuse tegemise/analüüsi (MCDM/MCDA) meetodid on kvantitatiivsed hindamisviisid. Hinnatakse alternatiive kaalutud kriteeriumitega. Tüüpiline on hierarhiline lähenemine, kus kõige pealt omistatakse kriteeriumitele kaal. Samuti arvestatakse kaalu andmisel alamkriteeriumitega, mille kaalu väärtus väljendub kriteeriumi kaalus. Kriteeriumite kaalu skooride summa üle kõikide kriteeriumite võrdub 1. Seejärel antakse mõjuskaala (näiteks -3 - +3) järgi hindeid igale alternatiivile vastavast kriteeriumist lähtuvalt (kriteeriumi kaalu ei arvestata veel). Lõpuks koondatakse alternatiivi hinne kriteeriumi kaaluga ja saadakse alternatiivide paremusjärjestused (Huang et al. 2011: 3579; Pavlickova, Vyskupova 2015:77). Sellest meetodist välja arenenud on järgmised meetodid: AHP meetod (Analytic Hierarchy Process), mida kutsutakse ka looja järgi Saaty analüüsiks, on maatrikshindamine. Protsess põhineb matemaatilistel arvutustel ja kindlatel väärtustel ning etappidel, kuidas arvutada suhtelisi pöördväärtusi kriteeriumite vahel ning arvutada nende kaal. Kasutusel on Saaty skaala, mille järgi antakse kriteeriumitele hindeid paaritivõrdluses. Järgmise etapina leitakse kriteeriumi olulisus matemaatilisel meetodil. Nii saadakse kriteeriumi osakaalud. Järgnevalt leitakse alternatiivide kaalud, mida leitakse kriteeriumite kaupa. Määratakse alternatiivide olulisus 21
samuti paaritvõrdlusmeetodil. Viimase etapina korrutatakse alternatiivi kaal vastava kriteeriumi kaaluga ja saadakse lõplik paremusjärjestus (Coyle, 2004:2-8). RIAM meetod on holistlik keskkonnamõju hindamise meetod, mis analüüsib kirjeldab kui annab ka tulemused. On enam levinud kiiretempoliste hindamiste puhul (Kuitunen et al. 2008:312). Kasutatakse nii looduskeskkonna kui ka sotsiaal-majanduslike mõjude hindamisel erinavat liiki projektide puhul. Jagades kireetiumid ja alternatiivid mõju suuruse ja olulise järgi rühmadesse andes rühmas neile kindlate väärtuste järgi hindeid. Hindamine küll ette antud väärtustes on siiski subjektiivne (Ijäs et al. 2010:84-85; Shakib-Manesh et al. 2014:51). Nimetatud hindamismetoodikad on vaid vähesed, kuid siiski ühed enam levinutest. Kasutusel on erinevaid tarkvaralahendusi,nt. ELECTRE, millega hinnatakse ja mida kombineeritakse eespool nimetatud meetoditega (Anton et al. 2004). Multikriteeriumi analüüside perekond on suur ja seal on mitmeid meetodeid, kuid ühiseks mureks on kõigi puhul piiratud arv alternatiive, mida võrrelda ükskõik kui paljude või milliste näitajatega (Zavadskas, Turskis 2010). 1.2.3. Kasutusel olevad alternatiivide hindamismeetodid Eestis Eesti alternatiivide võrdlemise meetodid on sarnased eespool mainitud kriteeriumite tähtsuse hindamise meetoditele (nt.paaritivõrdlus). Siiski on välja kujunenud mõned meetodid, mida praktikas kasutatakse enim: Järjestamine (ranking). Selleks koostatakse alternatiivide paremusjärjestus iga kriteeriumi järgi ning alternatiivi koht järjestuses oleneb ta suhtelisest hinnangust (reitingust). Järjestada võib paremast halvema poole (1. on parim, 2. paremuselt järgmine jne) või ka vastupidi alustades halvimast. Kriteeriumitele võib anda ka erineva kaalu, sel juhul on tegemist kaaljärjestamisega (weighting ranking). Kui eeldatakse, et kõik alternatiivide hindamise kriteeriumid on ühetähtsad, pole nende kaalu vaja hinnata. Kui alternatiivid on mingi kriteeriumi järgi samaväärsed, antakse neile võrdne reit- 22
ing. Alternatiivide lõpliku paremusjärjestuse määrab reitingusumma. Kaaljärjestamise korral korrutatakse iga kriteeriumi järgi saadud reiting vastava kriteeriumi kaaluga. Intervallskaalal põhinev hindamine on tõenäoliselt kõige sagedamini kasutatav alternatiivide võrdlemise viis. Mõjud tehakse võrreldavaks sel teel, et igale neist omistatakse teatav arvväärtus. Skaalade ulatus on vabalt valitav, sageli on see vahemikus 1 5, kasutada võib aga ka teistsuguse pikkusega skaalasid. Kahjulikule mõjule võib anda negatiivse väärtuse, mõju puudumise hinne on 0 ning soovitavale mõjule antakse positiivne hinne. Kui kriteeriumide kaal ei ole ühesugune, korrutatakse teatava kriteeriumi alusel antud hindepallid kriteeriumi kaaluga. Lõplik järjestus saadakse kõigi kaalkriteeriumide hindepallide summeerimisega. Paaritivõrdlus (paired comparison): kõiki alternatiive võrreldakse paarikaupa kõigi kriteeriumide alusel ning otsustatakse, kumb võrreldav on parem. Arvutustehnilistel kaalutlustel lisatakse üks fiktiivne alternatiiv, mis on kõigist halvem. Alternatiiv, mis võrdluses osutub paremaks, saab hindepunktiks 1, allajääja saab 0, võrdse paari korral saavad mõlemad 0,5. Punktid summeeritakse ning jagatakse kõigi alternatiivide punktisummaga. Saadud hinne näitab, milline on alternatiivi suhteline paremusjärjestus valitud kriteeriumi põhjal kõrgeima hinde saab parim alternatiiv. Kaalutud kriteeriumide alusel lõpliku paremusjärjestuse leidmiseks tuleb iga kriteeriumi järgsed hinded kriteeriumi kaaluga läbi korrutada. Nii saadakse iga kriteeriumi kaalutud hinne. Alternatiivide paremusjärjestuse määrab kaalutud hinnete summa. Loomulikult ei piirdu alternatiivide võrdlemismetoodikad ülaltoodud näidetega. Ka ei ole need võrdlemisviisid mõeldud spetsiaalselt keskkonnamõju hindamiseks. Tegelikult spetsiaalselt keskkonnamõju hindamiseks ei olegi olemas oma hindamismeetodit ja metoodikat. Näiteks on multikriteeriumanalüüs (multi-criteria analysis) üsna ulatuslik valdkond, mis käsitleb valikute tegemist mitmes olukorras (Põder 2005:79-85) ja nagu eelnevas peatükis kirjeldatud on multikriteeriumite analüüsi erinevad meetodid üle maailma KMH protsessis alternatiivide hindamiseks laialt levinud (Pavlickova, Vyskupova 2015:77). 23
1.3 Keskkonnamõju hindamise alternatiivide käsitluse kitsaskohad ja puudused Kavandatud tegevuse kõrvale loodud alternatiivid võivad olla kunstlikud ja mitte täita oma eesmärki protsessis (Analysis 1996:2). Praktikast on välja kujunenud, et alternatiivid leitakse ja püstitatakse protsessi algstaadiumis, kui määratakse kindlaks projekti olulised mõjuvaldkonnad ja metoodika ning edasine tegevus. Selline väljakujunenud praktika välistab oluliste alternatiivsete lahenduste leidmise, mis võivad tekkida alles hiljem protsessi edasistes staadiumites, nagu mõjutavate keskkonna elementide kirjeldamine (Kværner et al 2005:524). Alternatiivide võrdlemiseks kasutatakse erinevaid enam levinud kvalitatiivseid ja kvantitatiivseid hindamismeetodeid. Peamine probleem on enamike meetodite puhul keskkonnamõju kriteeriumite kohta käivate andmete puudus, mille järgi ei saa sageli adekvaatselt hinnata alternatiive, eriti tootmises (Bruin et al. 2015:964). Kuigi probleem ei ole mitte ainult tootmises. Enamike hindamiste puhul on suurimaks puuduseks see, et erinevate arendusprojektide hindamisse võetud tunnused erinevad üksteisest. Taoline tunnetuslikusel põhinev hindamisvaldkondade rõhutamine ja arvestamine ütleb reaalselt väga vähe tegelikkuses esineda võivate mõjude ja tagajärgede kohta (Ijäs et al. 2010:84). Seega on üheks peamiseks probleemide põhjuseks alternatiivide käsitlemisel andmete puudus. Erinevate meetodite rakendamisel alternatiivide võrdlemiseks on adekvaatsete tulemuste saamine kui mitte võimatu, siis vähemalt raske. Andmed erinavates valdkondades on puudulikud, mis muudab alternatiivide võrdlemise keeruliseks kui mitte võimatuks (Briun et al. 2015:963). Andmete puudusega jääb enamasti ka teine väga oluline teema KMH/KSH protsessis puudulikuks, nimelt inimeste poolt keskkonnaprobleemide märkamine ja nende mõistmine või neist teadlik olemine. Oluline on see sellepärast, et avalikel aruteludel, kus peale programmi koostamist osapooled saavad tutvuda keskkonnaseisundi ja mõjudega ning välja pakkuda al- 24
ternatiivseid lahendusi kavandatud tegevusele (üks alternatiiv), võib puuduliku informatsiooni puhul sellest, millised on hetkel valitsevad ja tegevusega kaasnevad keskkonnaprobleemid, olla rahva kaasatus väike ja seega ka rohkemate alternatiivide tekkimise võimalus väiksem (Peterlin et al. 2008:539). Andmete puudusele ja pealiskaudsele käsitlemisele ei paku lahendust ka seadusandlus. Enamasti korrastataksegi protsesse ja menetlusi seadusandlusega, kuid mitte alalti ei aita see kaasa kvaliteedi tõstmisele. Oluline on sisuline tähendus, mida ei saa seadusandlusega lõputult reguleerida. Õigusaktide ja teiste regulatsioonide sõnastuses on üsna palju selgusetuks jäävat, mis mõjutab oluliselt mõjuvalkondade subjektiivset lähenemist KMH aruandest aruandesse, näiteks õigusnormi lause osa: kavandatava tegevusega kaasnevad märkimisväärsed mõjud. Selgusetuks jääb millised mõjud ja millisest piirist on mõju märkimisväärne ja mille või kelle suhtes märkimisväärne (Hansen, Wood 2016:4). Olulise puudusena KMH ja KSH puhul on subjektiivsus ekspertgrupi poolt. Nii jääbki aruande lugejale sageli ebaselgeks, kuidas on jõutud ühe mõjukriteeriumi käsitlusse võtmiseni ja teise väljajätmisele; mille järgi on määratud hindepallide skaala ja antud erinevad kaalud. Üksikutes aruannetes on öeldud, et otsuse tegemisel on kasutusel Delphi-meetod, mis hõlmab endas vastuste kogumist (ajurünnaku käigus), võrdlemist ja probleempüstitusega kontrollimist (Okoli, Pawlowski 2004, 24). Delphi-meetodi puuduseks on see, et alati ei anna ta konkreetset tulemust ja teaduslikult põhjendatust. Pigem põhineb meetod sotsiaalsel otsustusanalüüsil ja ebamäärasusel (Zhang et al 2013: 154; Dupras et al 2016:70). Alternatiivide hindamise teeb veelgi keerulisemaks leevendusmeetmete puudulik käsitlus, sest sisuliselt võivad esialgselt kavandatud tegevusele olla leevendusmeetmed alternatiivid, mis on protsessi alguses ebareaalsete tegevustena kõrvale jäänud (Sandham et al 2013:158-161). Või on alternatiive käsitletud põhjendamatult ja pole piisavalt uuritud, milliseid võimalusi tegelikult oleks kavandatava tegevuse asendamiseks või mõjude vähendamiseks võimalik teha. Alternatiivide käsitlus peaks olema täpselt samasugune protsess nagu mõju suuruse ja ulatuse kindlaksmääramine - kirjeldamine, hindamine, kaalumine ja põhjendamine, ja kui ta ka selline on KMH protsessis, siis aruannetes seda ei kajastata, seetõttu polegi selge kuidas ja millistel kaalutlustel must valgel kujul reaalsed alternatiivid saadakse (González et al. 2015:61). 25
Üheks suurimaks probleemiks tervikuna aruandeid vaadates on, et keskkonnamõju hindamise aruannete kvaliteet varieerub suurtes piirides ja seega ka alternatiivide käsitlus. Peamiseks põhjuseks peetakse seda, et järelevalvajate nõudmised keskkonnamõju hindamise programmile ja aruandele ei ole läbipaistvad ega ühtlased üle riigi (Soovitusi 2014). 26
2. MATERJAL JA METOODIKA Töös on uuritavaks materjaliks 2009.-2015. aastal Pärnu- ja Viljandimaal tehtud ja avalikustatud keskkonnamõju hindamise aruannetes kasutatud alternatiivide hindamismetoodika Antud töö eesmärgiks on olnud iga firma aruannet ainult üks kord analüüsida, mitte igat maakondades tehtud KMHd/KSHd vahemikul 2009. 2015. Ajavahemik on valitud all kümne aasta, et mitte tagasi ulatuda aega, kus KMH protsess oli veel vähe reguleeritud. Valik mitme tehtud KMH/KSH puhul ühe ettevõtte poolt tehti tingimusel, et oleks võimalikult palju erinevate kavandatud tegevuste kohta alternatiivide hindamismetoodikat. Ühtlasi, kui üks firma oli teostanud KMH maavara kaevandamise loa taotlemiseks, siis teise firma puhul ei võetud enam sellise teema KMHd vaid mõni teine tingimusel, et valiku võimalust üldse on. Selliste tingimuste seadmisel saadi, et aruandeid kokku on 12, mis on tehtud erinevate ettevõtete poolt, kes on Eestis tunnustatud KMHde ja KSHde tegijad. Aruanded on koostanud litsentseeritud juhteksperdid. 12st aruandest 10 on KMH ja 2 KSH aruannet, kuid alternatiivide võrdlusmeetodite analüüsimisel ei oma antud erinevus tähtsust. Esmalt uuriti KMH dokumentatsiooni. Analüüsiti KMH ja KSH aruannete alternatiivide käsitlust kehtestatud nõuetele erineva taseme õigusaktides, eri KMH protsessi määratlevates juhendites, eeskirjades ja aruannetes, mis on valminud nii Euroopa Komisjoni, Euroopa Parlamendi kui ka Eesti Vabariigi Valitsuse, Eesti Vabariigi Parlamendi ja Säästva Eesti Instituudi poolt. Samuti toetuti analüüsimisel töö alguses püstitatud küsimustele ja kirjanduse ülevaate koostamisel saadud informatsioonile, seega võeti arvesse erinevaid teaduslikke soovitusi ja uurimustulemusi, millest lähtuvalt saab analüüsida töös uuritud aruannete alternatiivide hindamismetoodikaid. 27