Zusammenfassung
Im folgenden sollen Methoden, die in der (betriebswirtschaftlichen) Literatur zur Lösung umweltschutzorientierter Planungsaufgaben vorgeschlagen werden, unter Nutzung entscheidungstheoretischer Kategorien charakterisiert werden. Zunächst wird dazu ein Überblick über die Behandlung umweltschutzorientierter Aspekte in der Betriebswirtschaftslehre gegeben.490 Dabei wird keinesfalls der Anspruch vertreten, die verschiedenen Ansätze in umfassender Weise vorzustellen und im Detail miteinander zu vergleichen. Nachdem sich betriebswirtschaftliche Veröffentlichungen in diesem Bereich anfänglich auf die isolierte Darstellung einzelner Ansätze beschränkten, finden sich inzwischen zahlreiche Übersichten, in denen wesentliche Ansätze kurz vorgestellt werden.491 An dieser Stelle soll es deshalb primär darum gehen, die im Rahmen der vorliegenden Arbeit einer detaillierten Analyse unterzogenen Instrumente in einen größeren Zusammenhang einzuordnen, ihre Auswahl zu begründen und ein Kriterienraster vorzustellen, an dem sich ihre systematische Analyse orientieren kann.
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Literatur
Das geschieht in Anlehnung an Baumann; Schiwek (1996).
Vgl. z. B. Meffert; Kirchgeorg (1992), S. 101 ff.; Günther (1994), S. 261 ff.; Pfnür (1995), S. 138 ff.; Müller (1993), S. 126 ff.; Stahlmann (1994), S. 156 ff.; Schaltegger (1994), S. 117 ff.; Stahlmann (1994), S. 156 ff.; Tarara (1997), 5.47 ff.; Kirchgällner (1995), Hopfenbeck (1998), S. 923 ff., Hoffmann (1999), S. 75 ff. sowie Schaltegger; Kempke (1996), S. 149 ff.
Vgl. z. B. Zwehl (1973), S. 729 ff.; Hanssmann (1976) oder Lange (1978a). Eine Ausnahme bildet Müller-Wenk, der bereits 1978 die Ökologische Buchhaltung als neuartiges Instrument konzipierte. Vgl. Müller-Wenk (1978).
Vgl. z. B. Freimann (1990).
Zu einer ähnlichen Systematik vgl. Schaltegger (1994) S. 127 ff.
Wie im weiteren Verlauf zu zeigen sein wird, ergeben sich wesentliche Defizite bestehender Ansätze gerade daraus, daß dieser enge Zusammenhang nicht beachtet wird.
Im Detail wird diese Problematik im weiteren Verlauf unter Bezug auf einzelne beispielhaft ausgewählte Instrumente behandelt.
Vgl. Der Rat von Sachverständigen für Umweltfragen (1990), insbes. S. 31 ff.
Vgl. Schaltegger; Sturm (1994), S. 31 ff.
Vgl. Garbe (1992), S. 16 ff.
Vgl. Sirkin.; Hjouten (1993), S. 4 ff.
Die Bezeichnung Stoff-und Energiebilanzansärze verwendet Kreikebaum als Oberbegriff für Instrumente, deren Basis die Erfassung stofflicher und energetischer Ströme in physikalischen Größeneinheiten ist, die also Umwelteinwirkungen nicht monetär beschreiben. Stoff-und Energiebilanzen dagegen stellen in der Terminologie Kreikebaums einen speziellen Ansatz aus der Klasse nicht-monetär ausgerichteter Instrumente dar. Auf diese Stoff-und Energiebilanzen im engeren Sinne wird hier Bezug genommen. Vgl. Kreikebaum (1992), S. 257 ff.
Vgl. Lonergan; Cocklin (1985), S. 134 f. und Shopley; Fuggle (1984), S. 25 ff.
Vgl. Mildner (1984).
Vgl. Pfriem (1986), S. 212 f.; Günther; Wagner (1993), S. 150 und Freimann (1984), S. 3 ff.
Vgl. Annightlfer; Altenburg (1989), S. 16 ff.
Vgl. Roth (1992), insbes. Kap. 4, Kloock (1992), S. 929 ff., hier: S. 933 oder Piro (1994), insbes. S. 58 ff.
Vgl. Müller-Wenk (1978) oder Müller-Wenk (1991).
Vgl. Schaltegger; Sturm (1994), S. 145 ff.
Vgl. Ahbe; Braunschweig; Müller-Weak (1990).
Vgl. Sutter; Hofstetter (1989).
Vgl. Schmidt-Bleek (1994), S. 99 ff.
Vgl. Eyerer; Dekorsy; Schuckert (1990) und Mauch; Schaefer (1996).
Vgl. Halley; Pfriem (1992), S. 91 ff.
Vgl. Roth (1992), insbes. Kap. 5. Kloock bezeichnet diese Form der Umweltkostenrechnung als „Umweltschutzorientierte Nutzen-Kostenrechnung“ oder „Umweltnutzen-(Umwelt)kostenrechnung”, vgl. Kloock (1992), S. 933.
Vgl. z. B. Seidel; Behrens (1992), S. 148; Clausen; Halley; Strobel (1992) sowie die Beiträge in Seidel; Clausen; Seifert (1998).
Umweltschutzorientierte Ziele im weitesten Sinne. Vgl. Abschnitt 3.3.2 dieser Arbeit.
Vgl. Hallay; Pfriem (1992).
Vgl. Schaltegger; Sturm (1994).
Vgl. Wicke (1993), S. 328 ff.
Vgl. Verordnung Nr. 1836/93 des Rates der Europäischen Gemeinschaften über die freiwillige Beteiligung an einem Gemeinschaftssystem für das Umweltmanagement und die Umweltbetriebsprüfung. Siehe auch Freimann (1997) und Wagner (1997), S. 198 ff. sowie Jasch (1998).
Vgl. Haasis (1996), S. 209 ff. sowie Haasis; Rentz (1992), S. 235 ff. und Kurbel; Rautenstrauch (1997).
Vgl. Schaltegger (1994), S. 125 f.
Vgl. Deutsches Institut für Normung (1996); Deutsches Institut für Normung (1996a); Deutsches Institut für Normung (1996b); Deutsches Institut für Normung (1997); Deutsches Institut für Normung (1998); Deutsches Institut für Normung (1998a) und sowie Butterbrodt (1997), S. 30 ff.
Vgl. Schmidt-Bleek (1994).
Vgl. Schaltegger; Sturm (1994).
Vgl. Heijungs et al. (1992).
Die Zuordnung der Instrumente zur Klasse der monetär oder der nicht-monetär bewertenden Ansätze ist nicht immer eindeutig, denn der CML-Ansatz wie auch die umweltschutzorientierte Kosten-Nutzenrechnung kombinieren Elemente beider Klassen. Anstatt eine dritte Klasse „gemischter Bewertungsansätze“ zu definieren, wird hier eine Zuordnung der Ansätze zu der jeweils überwiegenden Bewertungsform vorgenommen. Im Falle des CMLAnsatzes ist das die nicht-monetäre Bewertung, denn eine Monetarisierung wird lediglich im Zusammenhang mit der letzten Aggregationsstufe und auch dort nur am Rande angesprochen. Die umweltschutzorientierte KostenNutzenrechnung wird den monetären Verfahren zugeordnet, weil sie logisch auf anderen, von denselben Autoren konzipierten, rein monetär bewertenden Systemen aufbaut und diese enge Beziehung auch deutlich in der Art der Strukturierung und Verrechnung der Daten zum Ausdruck kommt.
Dieses Konzept wird in Anlehnung an Baumann; Schiwek (1996a), S. 4 ff. dargestellt.
Vgl. Corsten (1998), S. 198 ff.
Vgl. Blom (1989), S. 49; Dhalla; Yuspeh (1976), S. 102 und Zehbold (1995), S. 9.
In der Literatur finden sich aber auch Ansätze mit drei, fünf oder sechs Phasen. Eine ausführliche Übersicht findet sich bei Höft (1992), S. 18 ff.
Vgl. Höft (1992), S. 40 f. und Nieschlag; Dichtl; Hörschgen (1988), S. 170 f.
Die Kritik des Lebenszykluskonzeptes beschränkt sich auf die im Rahmen der Diskussion von Ansätzen des ökologischen Produktlebenszyklus relevanten Aspekte. Zu einer ausführlichen Kritik vgl. z. B. Dhalla; Yuspeh (1976), S. 104 f. und Höft (1992), S. 41 f.
Vgl. Dhaka; Yuspeh (1976), S. 105 und Frese (1986), S. 125.
Vgl. Haft (1992), S. 16 ff.
Pfeiffer und Bischof fassen diese drei Zwischenstufen mit dem Begriff Produktionsprozeß zusammen. In dieser Arbeit wird der Begriff Produktion nur für Prozesse der materiellen Zustandstransformation verwendet. Vgl. Pfeiffer; Bischof (1981), S. 141.
Auf Basis des erweiterten Produktlebenszyklus nimmt Back-Hock eine Differenzierung sowohl der Kosten bzw. Auszahlungen als auch der Erlöse bzw. Einzahlungen in verschiedene Kategorien vor und ordnet diese Kategorien ihrem zeitlichen Anfall gemäß auf der Zeitachse an, wobei positive Erfolgs-bzw. Zahlungsgrößen im ersten und negative Größen im vierten Quadranten des kartesischen Koordinatensystems abgetragen werden. Vgl. Back-Hock (1992), S. 706 ff. und Back-Hock (1988), S. 25 ff.
Zur folgenden Erläuterung der Phasen des integrierten Produktlebenszykluskonzeptes vgl. Pfeiffer; Bischof (1981), S. 137 ff.
Einige Autoren verwenden den Begriff „Integrierter Produktlebenszyklus“, ihr Konzept ist aber inhaltlich dem „Erweiterten Produktlebenszyklus” zu subsumieren. Vgl. z. B. Back-Hock (1992), S. 706 ff.; Corsten; Rieger (1994), S. 223 oder Strebel; Hildebrandt (1989), S. 103
Nach Pfeiffer; Bischof(1981), S. 136.
Etwa dem Entsorgungszyklus nach Horneber, dem ökologisch erweiterten, differenzierten Produkt-und Technologielebenszyklus nach Fischer und dem Reduktionszyklus nach Corsten und Rieger. Vgl. Horneber (1992) sowie Horneber (1995), S. 114 ff., Fischer (1995), S. 153 ff.; Corsten; Rieger (1994), S. 223 ff. Siehe auch Baumann; Schiwek (1996a), S. 4 ff. und Baumann (1999), S. 54 ff.
In einer früheren Veröffentlichung verwendet Strebel den Begriff Rückstandszyklus noch in einer anderen Bedeutung. Er bezeichnet damit die vermaschten Output-Input-Beziehungen von Produktionsstufen mit ihren Vor-und Folgestufen. Vgl. Strebel (1987), S. 104.
Zur folgenden Darstellung des Rückstandszyklus vgl. Hildebrandt (1993), S. 219 ff. und Strebel; Hildebrandt (1989), S. 102 ff.
Nach Hildebrandt (1993), S. 249.
Hildebrandt (1993), S. 225.
Vgl. Hildebrandt (1993), S. 229.
Vgl. Hildebrandt (1993), S. 232. Hildebrandt zeigt zwar die Möglichkeit auf, in der grafischen Darstellung die Emissionen unterschiedlicher Schadstoffeinheiten separat darzustellen. Das von ihm für diesen Zweck gewählte Beispiel stellt aber in mehrfacher Hinsicht einen Sonderfall dar. Zunächst ist die grafische Darstellung durch die Beschränkung auf nur drei Schadstoffarten noch übersichtlich; bei einer Ausweitung der Schadstoffanzahl dürfte en während der Phasen des Rückstandszyklus` durch das Objekt verursachter SchadstoffaustoB [SE/ZE] die Obersichtlichkeit verloren gehen. Darüber hinaus wird die Betrachtung auf die Produktionsphase beschränkt und für diese wird angenommen, daß die Mengen der drei Schadstoffarten zu jedem Zweitpunkt in einem gleichbleibenden Verhältnis zueinander stehen. Vgl. Hildebrandt (1993), S. 252 f.
Nach Hildebrandt (1993), S. 250.
Sag Die Darstellung der Formeln zur Berechnung der Rückstandszyklusemissionen entspricht inhaltlich, nicht aber formal den Ausführungen von Strebet und Hildebrandt. Um die Analyse des Rückstandszyklus auch im Vergleich zu den anderen hier vorzustellenden Ansätzen zu erleichtern, werden zum Teil andere Symbole verwendet.
Hildebrandt (1993), S. 228
Vgl. Abschnitt 5.2.1.2.1.
Auch: „material intensity per service-unit“. Vgl. Schmidt-Bleek (1994), S. 97.
Schmidt-Bleek (1994), S. 37.
Schmidt-Bleek (1994), S. 99.
Vgl. Schmidt-Bleek(1994), S. 24.
Schmidt-Bleek (1994), S. 24
Schmidt-Bleek (1994), S. 100
Schmidt-Bleek (1994), S. 100
Schmidt-Bleek; Liedtke (1995), S. 18.
Schmidt-Bleek (1994), S. 102.
Der Lebenszyklus umfaßt dabei die Phasen Herstellen, Gebrauchen (Betreiben, Warten, Reinigen), Reparieren, Wieder-oder Weiterverwenden, Sammeln, Sortieren und Entsorgen sowie Transporte als Bindeglieder zwischen den einzelnen Phasen. Vgl. Schmidt-Bleek (1994), S. 109.
Vgl. auch Liedtke (1997).
le nach Fragestellung sind auch andere Bezugsgrößen denkbar: Der in einer Region pro Periode gemessene Materialinput kann beispielsweise auf Wohlstandsmaße wie das Bruttosozialprodukt bezogen werden. Das Ergebnis wird dann als Materialproduktivität der Region während dieser Periode bezeichnet. Vgl. Schmidt-Bleek (1994), S. 127.
In diesem Zusammenhang ist die ebenfalls am Wuppertal Institut für Klima, Umwelt, Energie entwickelte „betriebliche Kosten-und Massenrechnung“ zu erwähnen, die eine Erfassung und Verrechnung betrieblich verursachter Massenströme in Anlehnung an die der herkömmlichen Kostenrechnung zugrundeliegenden Prinzipoien vorschlägt und insbesondere die Konzeption eines Massen-Kontenrahmen sowie die Verwendung einer Massenarten-, einer Massenstellen-und einer Massenträgerrechnung unter Differenzierung in Einzel-und Gemeinmassen vorsieht. Vgl. Liedtke; Orbach; Ron (1997).
Dem Ansatz liegt tatsächlich eine mehrdimensionale Ergebnisdefinition zugrunde, etwa e,,,, als zur Erstellung einer Serviceeinheit von Produktart n benötigter Materialeinsatz der Art m mit m = 1(1)M, wobei M die Anzahl der verschiedenen Materialarten und damit die Dimension des Ergebnisvektors angibt, durch den eine Produktart beschrieben wird). Diese Mehrdimensionalität wird aber bei der Ableitung der Präferenzordnung ignoriert, indem nicht unmittelbar miteinander vergleichbare Mengenangaben addiert werden.
Es handelt sich um die Firma Roco Conserven Rorschach (Schweiz). Vgl. Müller-Wenk (1978), S. 54 ff.
Dabei handelt es sich um die evangelischen Akademien Bad Boll, Hofgeismar und Tutzing.
Braunschweig beschreibt den Einsatz der Ökologischen Buchhaltung in St. Gallen, Bern und Zürich. Vgl. Braunschweig (1988), insbesondere Kapitel VI, VII und VIII.
Vgl. Müller-Wenk (1978), S. 23.
Das hat über die größere Praktikabilität hinaus auch den Vorteil, daß auf diese Weise für den Hersteller ein Anreiz zur Produktion solcher Produkte entsteht, die während der Konsumphase einen möglichst geringen „Umweltverbrauch“ haben. Müller-Week (1991), S. 13 ff., hier: S. 17 sowie Müller-Wenk (1978), S. 27 ff.
Vgl. Müller-Wenk (1978), S. 69 ff.
Vgl. Müller-Wenk (1978), S. 18.
Vgl. Müller-Wenk (1978), S. 22 und S. 28 f.
Vgl. Müller-Wenk (1978), S. 18. In neueren Veröffentlichungen werden diese Einwirkungsarten teilweise ergänzt und umgruppiert; so differenzieren Braunschweig und Müller-Wenk grundsätzlich zwischen „Entnahme von Bodenschätzen inkl. Energieträger“, „Entnahme von nicht an Energieträger gebundener Energie”, „Entnahme von Pflanzen und Tieren“, „Entnahme von Wasser, eventuell auch von Luft”, „Beanspruchung von Landoberfläche in einer nicht dem natürlichen Geschehen entsprechenden Art“, „Abgabe von Stoffen an Luft, Gewässer, Boden”, „Abgabe von Abwärme an Luft oder Gewässer“, „Abgabe von Schall” und „Abgabe von Strahlungen“. Vgl. Braunschweig; Müller-Wenk (1993), S. 36 ff.
Die AeK (Aquivalenzkoeffizienten, Anm. der Verf.) müssen von dritter Seite (Staat, internationale Organisationen) allgemeinverbindlich festgelegt werden.“ (Müller-Wenk (1978), S. 24)
Für eine Reihe von Umweltgütern wurden vom Schweizer Umweltbundesamt Äquivalenzkoeffizienten berechnet. Vgl. Ahbe; Braunschweig; Müller-Wenk (1990), S. 34. Zu eränzenden Berechnungen vgl. Braunschweig; Müller-Week (1993), S. 145 ff.
Vgl. Müller-Wenk (1978), S. 35 ff.
Vgl., auch zum folgenden, Müller-Wenk (1978), S. 40 ff.
Die folgende Darstellung entspricht inhaltlich, nicht aber formal den Ausführungen Müller-Weeks. In Vorbereitung auf die möglichst einheitliche Analyse der verschiedenen Instrumente werden zum Teil andere Symbole verwendet. Der von Müller-Wenk eingeführte, für alle Äquivalenzkoeffizienten gleiche dimensionslose Korrekturfaktor, der die Äquivalenzkoeffizienten in eine besser handhabbare Größenordnung transformiert, wird weggelassen, weil er lediglich für die praktische Durchführung von Bedeutung ist, die theoretische Analyse aber eher behindert.
Diese Dimension weist Mülle-Wenk dem Aquivalenzkoeffizienten anstatt der sich formal eigentlich ergebenden Dimension [I/ME] zu.
Vgl. Abschnitt 2.4.3.
Abweichend von der ursprünglichen Konzeption so auch Müller-Wenk (1991), S. 19.
Müller-Wenks Argumentation zufolge bringt der sich bei einem Überschreiten von 90% des Grenzwertes ergebende Äquivalenzkoeffizient von 9/Fk so erhebliche Belastungen einzelner Konten der Ökologischen Buchhaltung mit sich, daß „die Unternehmen alles daran setzen werden, gerade bei diesen Einwirkungen möglichst hohe Reduktionen zu erzielen“ (Müller-Wenk (1978), S. 4). In Bezug auf eine isolierte Betrachtung einzelner Einwirkungsarten ist eine solche Argumentation durchaus sinnvoll. Werden die so berechneten Äquivalenzkoeffizienten aber der Aggregation aller Einwirkungsarten zu einer Maßzahl für die Umweltschädlichkeit des Unternehmens bzw. einzelner Unternehmensbereiche zugrunde gelegt, so ergeben sind daraus nicht immer sinnvolle Ergebnisse.
Vgl. Ahbe; Braunschweig; Müller-Wenk (1990), S. 22 f.
Vgl. Braunschweig; Mütter-Wenk (1993).
Die Linearisierung wird auch damit begründet, daß eine lineare Funktion eine Folge verschiedener s-förmig verlaufender toxikologischer Schadensfunktionen approximieren kann. Vgl. Ahbe; Braunschweig; Müller-Wenk (1990), S. 23. Zum Verlauf toxikologischer Schadensfunktionen vgl. auch Abschnitt 5.2.3.2.3.2.
Dyckhoff; Rüdiger (1997) bezeichnen den Ansatz Müller-Wenks als ein Beispiel für einen mit Hilfe linearer Funktionen ermittlelten Öko-Index (Dyckhoff; Rüdiger (1997) S. 63). Sie zeigen allgemein, daß ein Index, für den strenge Monotonie und Additivität gefordert wird, nur mit Hilfe einer solchen Funktion ermittelt werden kann.
Diese Interpretation liegt aufgrund der Erläuterungen Müller-Wenks nahe. Zwei alternativ denkbare Auslegungen, die den Äquivalenzkoeffizienten als nicht weiter differenzierten Multiplikator betrachten, der entweder einen Normierungsfaktor zur Vorbereitung einer ungewichteten Aggregation oder einen Gewichtungsfaktor für nicht normierte Merkmalsausprägungen darstellt, werden im Anhang zur vorliegenden Arbeit erörtert. Dabei wird deutlich, daß die für die erste Interpretation genannten Kritikpunkte im wesentlichen auch für die beiden anderen Auslegungen gelten, wenn sie auch teilweise durch die aggregierte Betrachtung weniger deutlich herausgearbeitet werden können. Theoretisch bzw. aus formaler Perspektive ist noch eine vierte Interpretation denkbar, nach der der erste Term in der Formel zur Berechnung des Äquivalenzkoeffizienten als Gewichtungsfaktor und der zweite Term als Normierungsfaktor verstanden wird. Inhaltlich aber ist eine Normierung mit dem Quotienten aus tatsächlicher und maximaler Inanspruchnahme einer Ressource bzw. eines Umweltmediums und eine Gewichtung mit dem Kehrwert der Differenz aus maximaler und tatsächlicher Inanspruchnahme wenig sinnvoll. Diese Möglichkeit soll deshalb nicht weiter vertieft werden.
Vgl. auch hierzu Abschnitt 2.4.3 dieser Arbeit
Zu weiteren Einwänden gegen die Verwendung linearer Funktionen im Zusammenhang mit der Bewertung vgl. z. B. Haasis (1996), S. 195 f.
Vgl. Dekant; Vamvakas (1994), S. 33.
Vgl. Dekant; Vamvakas (1994), S. 35 ff.
Nach Dekans; Vamvakas (1994), S. 35
Vgl. Fuhrmann (1994), S. 123 f.
Diese Erkenntnisse können an dieser Stelle nur stark verkürzt dargestellt werden. Aufgrund methodischer Probleme (wie etwa der nur bedingten Übertragbarkeit von in Versuchen gewonnenen Ergebnissen auf den Menschen bzw. die im betreffenden Ökosystem lebenden Empfängerorganismen, der Vernachlässigung von Synergieeffekten sowie der mit der Festlegung von Schwellenwerten verbundenen Subjektivität) können experimentell bestimmte toxikologische Dosis-Wirkungs-Beziehungen im übrigen nicht als absolut gesichert gelten. Vgl. Behrens (1999), S. 365 ff.
Die hier angesprochenen Austauschverhältnisse beziehen sich auf normierte Teilschadenswerte. Bei Kenntnis des Austauschverhältnisses je zweier Teilschadensgrößen und Kenntnis der Tranformationsfaktoren lassen sich auch für die eigentlichen Ausgangsdaten, die als Ergebnismerkmale erhobenen Verbrauchs-und Emissionsmengen verschiedener Stoffarten, Austauschverhältnisse ermitteln. Auch diese Austauschverhältnisse sind konstant und gelten über den gesamten Wertebereich der Ergebnisvariablen: Die Verbrauchs-bzw. Emissionsmengen je zweier Stoffarten lassen sich in einem Verhältnis gegeneinander austauschen, das dem umgekehrten Verhältnis ihrer mit den Transformationsfaktoren multiplizierten Gewichtungsfaktoren (also ihrer Äquivalenzkoeffizienten) entspricht.
Vgl. Schaltegger; Sturm (1994), S. 152 f.
Vgl. Schaltegger; Sturm (1994), S. 145 ff.
Vgl. Schaltegger; Sturm (1994), S. 163 ff. Die Darstellung der Formeln zur Berechnung der Qualitätszielrelationen entspricht inhaltlich, nicht aber formal den Ausführungen von Schaltegger und Sturm. Um die Analyse der verschiedenen Instrumente zu vereinheitlichen, werden zum Teil andere Symbole verwendet.
Diese Dimension wird von Schaltegger und Sturm für den eigentlich dimensionslosen Gewichtungsfaktor festgelegt. Schadschöpfungseinheit wird im folgenden mit SSE abgekürzt.
Ein Mol entspricht 6.022 x lü23Teilchen. Vgl. Schaltegger; Sturm (1994), S. 165.
Schaltegger; Sturm (1994), S. 163.
Schaltegger; Sturm (1994), S. 201.
Mögliche Entscheidungsgegenstände sind nach Schaltegger und Sturm Prozesse und Produkte, Investitionen sowie Strategien. Vgl. Schaltegger; Sturm (1994), S. 201ff.
Bei Entscheidungsobjekten, die anhand von Deckungsbeitrags-und Schadschöpfungsänderungen zu beurteilen sind (z. B. bei Investitionen in Umweltschutztechnologien), werden Entscheidungsregeln formuliert, die sowohl
positive als auch negative Änderungen beider Größen berücksichtigen. Alternativen, die mit einer Verringerung des Deckungsbeitrags bei gleichzeitiger Erhöhung der Schadschöpfung verbunden sind, sind zu eliminieren. Bei einem Vergleich von Alternativen, die jeweils positive Deckungsbeitragsänderungen bei gleichzeitiger Verringerung der Schadschöpfung bewirken, ist die Alternative optimal, die den (negativen) Quotienten aus (positiver) Deckungsbeitragsänderung und (negativer) Schadschöpfungsänderung minimiert. Auch bei Alternativen, die eine Schadschöpfungsverringerung nur über eine Verringerung des Deckungsbeitrags erzielen können, ist der (in diesem Fall positive) Quotient zu minimieren. Sind beide Veränderungen positiv, so ist der Quotient zu maximieren. Um Alternativen, die aus den beiden zuletzt genannten Gruppen stammen, miteinander zu vergleichen bzw. eine Rangfolge unter ihnen aufstellen zu können, ist nach Schaltegger und Sturm ein „Metaentscheid“ zwischen Maximierung des Deckungsbeitrags oder Minimierung der Schadschöpfung zu treffen. Vgl. Schaltegger; Sturm (1994), S. 211. Zu einer näheren Analyse der Eco-Rational Path Method vgl. Abschnitt 5.2.4.2.2.
Vgl Schaltegger; Sturm (1994), S. 182 ff.
Vgl. Schaltegger; Sturm (1994), S. 206 ff.
Lediglich die Beurteilung der Punkte, die auf den Parallelen zur Deckungsbeitrags-bzw. Schadschöpfungsachse liegen, unterscheidet sich.
Zu deutsch etwa umweltschutzorientierte Lebenzyklusanalyse von Produkten oder umweltschutzorientierte Produktiinienanalyse. Da eindeutige deutsche Bezeichnungen noch nicht vorliegen, wird auf die Verwendung deutscher Übersetzungen far das Konzept und deren Teilkomponenten im folgenden verzichtet, um nicht zu einer weiteren Begriffsverwirrung beizutragen. Zu den Problemen einer international uneinheitlichen Terminologie in den Umweltwissenschaften im allgemeinen vgl. Balzer; Markert; Oehlmann (1997).
Zu den beteiligten Instituten zählt unter anderem auch die Society of Environmental Toxicology and Chemistry (SETAC), mil deren bereits 1990 vorgestellten Konzept eines Life-Cycle Assessment bzw. Life-Cycle Impact Assessment das CML-Ansatz große Ähnlichkeit insbesondere im grundsätzlichen Aufbau (Gliederung in Inventory, Classification und Valuation) aufweist. Vgl. Society of Environmental Toxicology and Chemistry und SETAC Foundation for Environmental Education, Inc. (1990); Society of Environmental Toxicology and Chemistry (1992) sowie Society of Environmental Toxicology and Chemistry und SETAC Foundation for Environmental Education, Inc. (1993).
Vgl. Heijungs et al. (1992), S. 58.
Das CML unterscheidet grundsätzlich zwei Arten der im Rahmen der „Evaluation“ einzusetzenden multikriteriellen Analyse, nämlich qualitative Verfahren, die auf Daten nominalen oder ordinalen Skalenniveaus basieren, und quantitative Verfahren, die auf intervall-oder verhältnisskalierte Daten zurückgreifen. Bei der Erarbeitung methodischer Richtlinien beschränkt man sich jedoch auf die quantitativen Verfahren, da die im Zusammenhang mit der erstgenannten Gruppe zu diskutierenden Fragen weniger methodischer als vielmehr prozedualer oder ablauforga-nisatorischer Art sind. Vgl. Heijungs et al. (1992), S. 105 f.
Vgl. Heijungs et al. (1992), S. 7.
Der Begriff „Produktinnovationsprozeß“, auf den das CML die Anwendung der „Improvement Analysis” beschränkt, ist offensichtlich im weitesten Sinne zu verstehen und etwa auch auf die Variation der Eigenschaften bereits vorhandener Produkte auszudehnen - etwa wenn es darum geht, die Anforderungen im Rahmen einer Zertifi zierung zu erfüllen oder die eigenen Produkte in einer zur Verbraucherinformation erstellten LCA nicht umweltschädlicher als Konkurrenzprodukte erscheinen zu lassen.
Vgl. Heijungs et al. (1992), S. 115.
Auf die beiden Methoden, mit deren Hilfe eine „Improvement Analysis“ unterstützt werden kann, die „Dominance Analysis” und die „Marginal Analysis“, soll an dieser Stelle nicht eingegangen werden. Vgl. Heijungs et al. (1992), S. 115–122.
Wie bei den bereits dargestellten anderen Ansätzen entspricht auch hier die Darstellung der im Rahmen der „Classification“ und der „Evaluation” vorgenommenen Berechnungen zwar inhaltlich, nicht aber formal den Ausführungen des CML. In Vorbereitung auf die zusammenhängende Analyse mehrerer verschiedener Instrumente wird eine einheitliche Symbolik angestrebt.
Vgl. Heijungs et al. (1992), S. 19.
Vgl. Heijungs et at. (1992), S. 34 ff.
Vgl. Heijungs et al. (1992), S. 22 ff.
Vgl. Heijungs et al. (1992), S. 52 ff.
Vgl. Heijungs et al. (1992), S. 68. Die Arbeitsbedingungen sind als eine Art „Merkposten“ zu verstehen, der darauf verweist, daß auch die Gesundheit der innerhalb des betrachteten Unternehmens arbeitenden Menschen von Relevanz ist. Indem dieser Begriff in die Liste der relevanten Probleme aufgenommen wird, soll auf die Notwendigkeit einer unternehmensinternen Analyse hingewiesen werden, die analog zu der umweltorientierten Analyse in die Bereiche Humantoxizität, Lärm, Geruch, Strahlung, Sicherheit differenziert werden kann. Diese interne Analyse wird allerdings im CML-Ansatz nicht weiter vertieft.
Auf Dimensionsangaben wird an dieser Stelle verzichtet, da die einzelnen in die Summe eingehenden „Environmental Interventions“ in unterschiedlichsten Dimensionen gemssen werden.
Der Quotient t wird im CML-Konzept nicht explizit als „Abiotic Depletion Factor“ bezeichnet; diese R mA Bezeichnung wird hier in Analogie zur Betrachtung der biotischen Ressourcen gewählt.
Das für den CML-Ansatz typische Prinzip, wenn möglich naturwissenschaftlich fundierte Modelle heranzuziehen, in Ermangelung von genauen Kenntnissen jedoch an den erforderlichen Stellen mit Vereinfachungen zu arbeiten, die aber jeweils deutlich gemacht und an deren Beseitigung gearbeitet wird, läßt sich anhand der Toxizität verdeutlichen. Die Autoren unterscheiden hier ganz klar zwischen dem intendierten und einem provisorischen Modell, das aufgrund (noch) fehlenden Datenmaterials vorläufig zu verwenden ist.
Vgl. Heijungs et al. (1992), S. 87
Die hier erörterten Parameter wie,Classification Factor“, „Exposure Factor” und „Effect Factor“ werden vorn CML als „provisorische” Faktoren bezeichnet, weil sie nicht Ausdruck des angestrebten theoretisch in allen Aspekten fundierten und mit allen erforderliche Daten versehenen Modells sind, sondern Bestandteil eines behelfsmäßigen Modells, das durch die derzeit noch beschränkte Kenntnis von Wirkungszusammenhängen sowie die nur eingeschränkte Verfügbarkeit geprägt ist. Der Zusatz „provisorisch“ wird im folgenden der Einfachheit halber nicht mitgeführt.
Die Dimensionen der drei Faktoren werden im folgenden hergeleitet.
Die je Kilogramm Körpergewicht aufgenommene bzw. zur Exposition kommende Menge ist in der Toxikologie ein gebräuchliches Maß für die Dosis eines Stoffes. Vgl. Greim; Deml (1996), S. 3.
Das CML macht für den Fall, daß TCL-Werte nicht verfügbar sind, Alternativvorschläge zur Ermittlung des Exposure Factors, die statt der TCL-Werte andere, sich nicht ausschließlich auf die Stoffaufnahme durch Inhalation beziehende Grenzwerte verwenden. Der Übersichtlichkeit halber wird auf deren Darstellung hier verzichtet. Vgl. Heijungs et al. (1992), S. 90 ff.
Die Berechnung der Klassifikationsfaktoren fìr Wasser ist der fir Luft beschriebenen Vorgehensweise sehr ähnlich, beim Umweltmedium Boden sind insofern Modifikationen erforderlich, als die in den Boden emittierten Stoffe vom Menschen in der Regel indirekt (über seine Nahrung) aufgenommen werden. In diesem Fall stellt sich insbesondere die Bestimmung des „Exposure Factors“ komplizierter dar, denn es gilt, die Verteilung der Substanz im Boden und über die Nahrungskette abzubilden. Während für die Medien Luft und Wasser eine von der Art der Stoffe unabhängige, gleichmäßige Verteilung über das gesamte verfügbare Volumen unterstellt wird, so daß die betreffenden „Exposure Factors” von der Art der Substanz unabhängig sind, sind die „Exposure Factors“ fuir Boden in Abhängigkeit von der emittierten Substanz zu ermitteln.
Auf Dimensionsangaben wird an dieser Stelle verzichtet, da die einzelnen in die Summe eingehenden Umweltschadensarten in unterschiedlichsten Dimensionen gemssen werden.
Das CML gebraucht diesen Begriff nur im Zusammenhang mit dem später zu erläuternden, auf der Modellierung von „Meta-Effekten“ basierenden Ansatz zur Ermittlung der Gewichtungsfaktoren. Da aber, wie an entsprechender Stelle ausgeführt wird, alle anderen vom CML vorgestellten Methoden zur Ermittlung eines „Environmental Index” auf diesen Ansatz zurückgeführt werden können, werden die in diesen Ansätzen verwendeten Multiplikatoren grundsätzlich als „Evaluation Factors“ bezeichnet. So werden nicht nur die Parallelen zu den in der vorgelagerten Prozeßphase verwendeten „Classification Factors” deutlicher, sondern es wird insbesondere auch eine Verwechslung mit den als „Weighting Factors“ bezeichneten Parametern vermieden, die im Zusammenhang mit dem auf Nachhaltigkeitsniveaus basierenden Gewichtungsansatz verwendet werden.
Etwa durch die Frage folgender Art: „Ist der Treibhauseffekt wichtiger als der saure Regen? Wenn ja, um wieviel Prozent?“
Die Möglichkeit, mehrere dieser Zielgrößen zu kombinieren, wird zwar erwähnt, ihre konkrete Ausgestaltung, insbesondere die Lösung des sich bei Verwendung mehrerer Zielvariablen letztendlich wieder stellenden Aggregationsproblems aber wird offen gelassen. des CML-Konzepts
Je nach Umweltschadensart arbeitet das CML mit unterschiedlich vielen Hierarchieebenen. So wird der Problembereich „Humantoxizität“ nach den Umweltmedien Luft, Wasser und Boden differenziert, bevor für jedes Medium die einzelnen Einwirkungsarten (d. h. in diesem Fall die Schadstoffemissionen) betrachtet werden. Die Differenzierung nach Umweltmedien läßt sich alternativ auch auf der Ebene der Oberkriterien vornehmen, indem nicht ein Problembereich „Humantoxizität” mit drei Teilbereichen gebildet wird, sondern von vornherein auf der übergeordneten Ebene drei Problembereiche unterschieden werden. Von dieser zweiten Darstellungsform soll im folgenden ausgegangen werden, da sich auf diese Weise die formate Ableitung der Präferenzordnung einfacher darstellen läßt, weit die Anzahl der Kriterienebenen nicht in Abhängigkeit von den Schadensarten variiert, son-dem einheitlich mit zwei Kriterienebenen gearbeitet wird.
Vgl. Abschnitt 52.3.2.3 und 5.2.1.2.3.
Darin unterscheidet sich dieser Teilbereich des CML-Ansatzes auch vom Konzept der kritischen Volumina. In diesem vom damaligen Schweizer Bundesamt für Umweltschutz (heute Bundesamt für Umwelt, Wald und Landschaft) konzipierten Ansatz werden Emissionen - getrennt nach den drei Umweltmedien - mit dem Kehrwert des gültigen Grenzwertes multipliziert und über alle Schadstoffarten summiert. Man erhält für jedes zu beurteilende Objekt drei als kritische Volumina bezeichnete Indikatoren, welche die durch die emittierte Menge gerade bis zur zulässigen Grenze belastete Luft-, Wasser-bzw. Bodenmenge angeben. Eine Möglichkeit der Aggregation dieser dreidimensionalen Beurteilung zu einer eindimensionalen Größe ist nicht vorgesehen. Vgl. Bundesamt für Umweltschutz (1984).
Eine ähnliche Systematisierung findet sich bei Lange und Fischer. Sie unterscheiden zwischen „differenzierenden Ansätzen“, d. h. Kostenrechungen mit differenzierter Kategorisierung der internalisierten Umweltschutzkosten, auf der einen und „integrierenden Ansätzen”, d. h. Kostenrechnungen unter Einbezug der Umweltwirkungen, die zu externen Effekten führen, auf der anderen Seite. Vgl. Lange; Fischer (1998), S. 110 f. Auch die etwas abweichende Klassifizierung von Ansätzen der Umweltkostenrechnung nach Fichter, Loew und Seidel läßt in den Klassen „Umweltschutzkosten“ und „Potentielle Umwelt(schutz)kosten” einerseits und „Externe Umweltkosten“ andererseits die hier verwendeten Abgrenzungskriterien erkennen. Vgl. Fichter; Loew; Seidel (1997), S. 35.
Vgl. Scholz (1973); Fleischmann; Paudtke (1977); Rentz (1979).
Eine ausführlichere Darstellung und Kritik dieser Ansätze findet sich bei Kirchgäßner (1995), S. 163 ff. Zur Kritik am Ansatz von Fleischmann und Paudtke vgl. auch Wagner (1992), S. 924 f.
Kloock und Piro bezeichnen derartige Rechnungen als „interne Umweltkostenrechnungen“. Die folgenden Ausführungen beziehen sich hauptsächlich auf die am Lehrstuhl von Kloock entstandene Dissertation Roths, in der die umweltschutzbezogene Kostenrechnung ausführlich vorgestellt wird. Kloock geht in verschiedenen Veröffentlichungen auf die grundsätzliche Abgrenzung unterschiedlicher Kostenrechnungskonzepte mit Umweltschutzbezug ein, ohne jedoch deren Ausgestaltung im Detail zu diskutieren. Vgl. Kloock (1992) sowie Kloock (1993). Das Konzept Piros (Piro (1994)) unterscheidet sich vom Ansatz Roths zwar zum einen durch die formale Darstellung und zum anderen auch in einigen inhaltlichen Aspekten wie etwa der konsequenten Vermeidung sogenannter „gemischter” Kostenstellen (Kostenstellen, die sowohl prozeßbedingte als auch umweltschutzbedingte Funktionen erfüllen); im Hinblick auf die Zieloperationalisierung, die Spezifizierung der Ergebnisfunktion und die Ableitung der Präferenzen ist der Ansatz aber sehr ähnlich einzuschätzen.
Zwar hält Letmathe den „Ansatz von ökologischen Kosten, die auf der Verursachung externer Effekte beruhen“, bei „Unternehmen, die abweichend vom reinen Ziel der Gewinnmaximierung aufgrund einer entsprechenden ethischen Grundhaltung zusätzlich weitere Umweltziele verfolgen” (Letmathe (1998), S. 176), grundsätzlich flit denkbar; da er ihn aber lediglich am Rande erwähnt und keinerlei methodische Empfehlungen für die Ermittlung adäquater Wertansätze gibt, wird der Ansatz Letmathes hier als Ausprägung einer Kostenrechnung unter ausschließlicher Berücksichtigung wirtschaftlicher Ziele eingeordnet.
Vgl. Kloock (1992), S. 933
Zur Definition betrieblicher Umweltschutzmaßnahmen vgl. Roth, U.: Umweltkostenrechnung, Grundlagen und Konzeption aus betriebswirtschaftlicher Sicht, Wiesbaden 1992, S. 25.
Vgl. z. B. Kloock (1992), S. 934 und Roth (1992), S. 73. Piro wählt eine etwas andere Abgrenzung. Sie bezeichnet die Kosten, die der Gesamtwirtschaft durch Umweltinanspruchnahme bzw. Umweltbelastung entstehen, als Umweltkosten. Der Teil der Umweltkosten, die aufgrund gesetzlicher Maßnahmen von den verursachenden Einzelwirtschaften zu tragen sind bzw. gemäß dem Gemeinlastprinzip internalisiert werden, nennt sie Umweltschutzkosten. Als ökologische Kosten bezeichnet sie die um die Kosten freiwillig ergriffener Umweltschutzmaßnahmen ergänzten Umweltschutzkosten. Vgl. Piro (1994), S. 35.
Auf eine Darstellung dieser in der Literatur ausführlich diskutierten Systeme wird hier verzichtet. Vgl., stellvertretend für viele, Kilger (1993).
Roth spricht in diesem Zusammenhang vom „Untemehmungsprozeß“, vgl. Roth (1992), S. 116.
Eine umweltschutzbezogene Kostenrechnung auf Basis der Riebelschen Einzelkosten-und Deckungsbeitragsrechnung stellen Fischer und Lange vor. In diesem System werden die Umweltschutzkosten nicht in einer Arten-, Stellen-und Trägerrechnung, sondern in einer mehrdimensionalen Grundrechnung erfaßt. Vgl. Lange; Fischer (1998), S. 115 ff. Ebenfalls auf der Riebelschen Einzelkosten-und Deckungsbeitragsrechnung basiert die UmweltBudget-Rechnung nach Wagner und Janzen, die als parallel zur Kosten-und Leistungsrechnung zu führende projektbezogene Rechnung konzipiert ist. Vgl. Wagner; Janzen (1991) sowie Janzen (1996).
Vgl. Roth (1992), S. 153. Dieselbe Auffassung vertritt Kloock. Vgl. Kloock (1992), S.938. Auch NeumannSzyszka kommt zum selben Ergebnis. Sie beschäftigt sich neben der Analyse umweltbedingter Wagniskosten schwerpunktmäßig mit der Darstellung der Möglichkeiten, die innerhalb der Systematik der Kostenrechnung zum isolierten Ausweis umweltinduzierter Kosten bestehen. Vgl. Neumann-Szyszka (1994), S. 171 ff.
Roth (1992), S. 153.
Vgl., auch zum folgenden, Kirchgäßner (1995), S. 145 f.
Da z. B. Kosten der Abfalldeponierung zu den Umweltschutzkosten gezählt werden, würde eine erhöhte Inanspruchnahme knappen Deponieraums sich in höheren Umweltschutzkosten auswirken. Hohe Umweltschutzkosten sind damit nicht unbedingt ein Indikator für besonders „umweltfreundliches“ Verhalten.
Vgl. Kirchgäßner (1995), S. 180.
Verfahren zur groben Abschätzung der Umweltschutzkosten werden beispielsweise von Stölzle beschrieben. Vgl. Stölzle (1993), S. 388 ff. Vgl. auch Bundesverband der Deutschen Industrie (1979) sowie Verein Deutscher Ingenieure (1979).
Kloock (1992), S. 935
Kirchgäßner nennt ein solches Rechenwerk „externe ökologieorientierte Kostenrechnung“. Vgl. Kirchgäßner (1995), S. 133.
Vgl. Kloock (1992), S. 935
Vgl. Abschnitt 2.2.3 dieser Arbeit.
Roth (1992), S. 216.
In der Systematik von Lange und Fischer findet sich diese Rechnung in der Kategorie „Erweiterter differenzierender Ansatz auf Basis von Plankosten“. Sie stellen richtig fest, daß der Umfang der Einbeziehung externer Kosten in eine Plankostenrechnung vom jeweiligen Planungszeitraum abhängt. Vgl. Lange; Fischer (1998), S. 110 f.
Vgl. Spengler u. a. (1998), S. 147.
Spengler (1998), S. 81.
Spengler (198), S. 81.
Vgl Spengler (1998), S. 93. Laut Spengler wird in dem von ihm konzipierten System die „Vorgehensweise der Prozeßkostenrechnung auf die Ermittlung betrieblicher Umweltschutzkosten“ übertragen (Spengler (1998), S. 95).
Die beschriebenen Prinzipien ließen sich aber analog auch aus einer Grenzplankostenrechnung ableiten. Vgl. auch Fußnote 698.
Vgl. Spengler (1998), S. 93 ff. Vgl. Spengler (1998), S. 107 ff. Vgl. Spengler (1998), S. 112 ff.
Letmathe (1998), S. 209.
Letmathe (1998), S. 11
Vgl. Letmathe (1998), S. 209.
Letmathe (1998), S. 5
Vgl. Letmathe (1998), S. 6
Den Fall eines Unternehmens, das aufgrund einer „entsprechenden ethischen Orientierung“ Umweltschutzziele verfolgt, die eine Berücksichtigung externer Kosten in der Entscheidungsfindung erfordert, erwähnt er lediglich am Rande. Vg. Letmathe (1998), S. 176. Siehe auch Fußnote 647 dieser Arbeit.
Letmathe nennt hier z. B. Fleischmann und Paudtke, Kloock und Roth, Piro, Rentz, Wagner und Janzen, Neumann-Szyszka sowie Schaltegger und Sturm.
Diese Kritik ist insofern nur bedingt berechtigt, als z. B. Roth sehr wohl Kosten der Beseitigung und der Verwertung von Umweltbelastungen bzw. Umweltwirkungen berücksichtigt, diese allerdings den Umweltschutzkosten subsumiert.
Vgl. Letmathe (1998), S. 60 ff.
Vgl. Letmathe (1998), S. 69 und Abschnitt 4.5.1 dieser Arbeit.
Vgl. Letmathe (1998), S. 156 ff.
Letmathe (1998), S. 179
Verhaltensänderungen von Anspruchsgruppen können auch zu pagatorischen Kosten führen. Das ist beispielsweise dann der Fall, wenn Maßnahmen zur Kompensation einer umweltwirkungsbedingten Verschlechterung des Unternehmensimages erforderlich werden. Die Kosten dieser Maßnahmen könnten dann den Umweltwirkungen zugeordnet werden. Dieser Fall wird aber von Letmathe nur am Rande erwähnt (vgl. Letmathe (1998), S. 180). Primär interpretiert er Kosten aufgrund von Verhaltensänderungen der Anspruchsgruppen als entgangene Deckungsbeiträge und damit als Opportunitätskosten. Letmathe (1998), S. 178.
Eine klare Abgrenzung zwischen Kosten aufgrund von Verhaltensänderungen der Anspruchsgruppen und ökologischen Kosten nimmt Letmathe nicht vor. So kann es u. U. zu einem doppelten Ansatz der negativen Imagewirkungen kommen. Auch Überschneidungen mit den Kostenzuschlägen für Steuerungszwecke sind nicht auszuschließen.
Auf den in diesem Zusammenhang häufig verwendeten „Sachzielbegrift“ wird mit Verweis auf die in Abschnitt 3.3.1.2.1 diskutierte Problematik verzichtet.
Diese Aussage ist insofern nicht ganz richtig, als in der Kostenrechnung die Verbrauchsmengen nur in ihrer in Geldeinheiten bewerteten Form auf die Kostenstellen und Kostenträger weiterverrechnet werden. Den Kalkulationsobjekten werden also nicht unmittelbar Güterverbrauchsmengen zugeordnet, sondern immer Kosten als bereits bewertete Güterverbrauchsmengen. Die Trennung der Erfassungs-und Bewertungsschritte in der vorliegenden Form soll eine formal konsistente Analyse der verschiedenen Instrumente gewährleisten und insbesondere die Rolle herausstellen, die den Wertansätzen in der Kostenrechnung zukommt.
Schreiner (1992), S. 472.
Eine andere Möglichkeit besteht darin, den Gewinn als Differenz aus Erlösen und Kosten zu berechnen. Ohne diese explizit so zu begründen, sieht Spengler offensichtlich deshalb von einer solchen Vorgehensweise ab, weil die durch Kreislaufwirtschaftskonzepte zu beeinflussenden Erlöse im Verhältnis zu den ihnen gegenüberstehenden Kosten nur eine sehr geringe Bedeutung zukommt, so daß die resultierenden Gewinne in der Regel negativ ausfallen würden.
Auch hier gilt die bereits in Fußnote 692 formulierte Einschränkung: Es handelt sich nicht um eine rein mengenbezogene Zurechnung bzw. Planung. Den Kostenträgern werden vielmehr bewertete Mengen (=Kosten, hier: Einzelkosten) zugeordnet.
Strenggenommen handelt es sich auch hier nicht um reine Mengen, sondern um die nicht direkt zurechenbaren Kosten, d, h. die Gemeinkosten. Vgl. Fußnoten 692 und 695.
In der Kostenträgerrechnung werden die sich aus Einzel-und Gemeinkosten ergebenden Selbstkosten der einzelnen Kalkulationsobjekte ausgewiesen.
Vgl. stellvertretend für viele Kilger (1993), insbes. S. 297 ff. Von anderen Autoren wird die möglichst verursachungsgerechte Zurechnung von Gemeinkosten auf Kostenstellen und Kostenträger in jüngerer Zeit unter dem Stichwort „Prozeßkostenrechnung“ diskutiert (vgl. z. B. Horvath; Mayer (1989)). Auch Letmathe spricht von einer „stärkeren Prozeßorientierung der Kostenrechnung” durch die Ermittlung der Kosten der Umweltwirkungen (vgl. Letmathe (1998), S. 211). Wie Kirchgäßner feststellt, sind jedoch die „Unterschiede zwischen traditioneller Kostenrechnung und Prozeßkostenrechnung eher gradueller, denn konzeptioneller Art; prozeßorientierte Bezugsgrößen als Maßgrößen der Kostenverursachung in indirekten Bereichen stellen vielmehr lediglich eine Verfeinerung gegenüber der Bezugsgrößenwahl im Rahmen der traditionellen Plankostenrechnung dar. Wesentliche Grundgedanken dieses sicherlich nicht ganz,neuen` Systems sind bereits von KILGER vorweggenommen worden.“ (Kirchgäßner (1995), S. 128.) Vgl. auch Franz (1990), S. 109 ff.
Vgl. Kilger(1993), insbes. S. 494 ff. Vgl. Letmathe (1998), S. 89 und S. 149.
Spengler (1998), S. 136.
Vgl. Roth (1992), S. 105 f. Zur Unterscheidung pagatorischer und wertmäßiger Kosten vgl. Schweitzer; Köpper (1998), S. 33 ff. sowie Kloock; Sieben; Schildbach (1993), S. 28 ff. Zu einer abweichenden Definition pagatori-scher (und wertmäßiger) Kosten vgl. Heinen; Picot (1974), S. 345 ff. und Janschek (1988), S. 105 ff. sowie Vodrazka (1992), S. 19 ff.
Vgl. Kloock; Sieben; Schildbach (1993), S. 34.
Strenggenommen geht es nicht um das Austauschverhältnis zwischen Güterverbrauchsmengen, sondern um das Austauschverhältnis der Nutzeneinbußen, die mit dem Verbrauch unterschiedlicher Güterarten einhergehen. Aufgrund der Annahme eines konstanter Grenznutzen von genau einer „Nutzeneinheit“ je Faktoreinheit ist es aber zulässig, sich vereinfachend direkt auf die Gütermengen zu beziehen.
Zu einer abweichenden Interpretation der im Rahmen der Kostenrechnung getroffenen Annahmen Ober Präferenzen vgl. Sieben; Schildbach (1990), S. 116 f.
Schreiner (1990), S. 200
Die Möglichkeit, in betriebswirtschaftlichen Kostenauffassungen externe (oder soziale) Kosten zu berücksichtigen, wird auf allgemeinerer Ebene, also nicht speziell für umweltschutzbezogene Kosten, bereits 1974 von Heinen und Picot geprüft. Die Autoren zeigen nicht nur, daß externe Kosten in betrieblichen Kostenauffassungen berücksichtigt werden können, sondern sprechen sich auch für eine entsprechende Anpassung der Unternehmensrechnungen aus. Vgl. Heinen; Picot (1974).
Vgl. Schreiner (1990), S. 200. Vgl. Schreiner (1992), S. 473
In Anlehnung an Frese und Kloock spricht Roth von Umweltschutz als „endogenem Formalziel“. Vgl. Roth (1992), S. 74 f. und S. 48. Vgl. auch Abschnitt 3.3.1.1 dieser Arbeit.
Auch die bereits erwähnte umweltschutzbezogene Kostenrechnung auf Basis der Riebelschen Einzelkosten-und Deckungsbeitragsrechnung nach Lange und Fischer kann durch Einbezug einer „Grundrechnung der Umweltwirkungen“ zu einem „integrierenden Ansatz” ausgebaut werden. Vgl. Lange; Fischer (1998), S. 116 ff. Auch hier tritt neben die monetäre Bewertung der internalisierten Kosten eine nicht-monetäre Bewertung der durch das Unternehmen ausgelösten externen Effekte, die entsprechend der Systematik der Ausgangsrechnung, d. h. in einer mehrdimensionalen Grundrechnung, systematisiert werden.
Vgl. Roth (1992), S. 76.
Vgl. Roth (1992), S. 76. Kloock spricht in diesem Zusammenhang von umweltschutzorientierter Nutzen-Kostenrechnung oder Umweltnutzen-Umweltkostenrechnung. Vgl. Kloock (1992), S. 933.
Vgl. Abschnitt 5.3.1.1.1.1.
Vgl. Roth (1992), S. 226 f.
Zu den Rechnungszwecken der umweltschutzorientierten Kosten-Nutzen-Rechnung vgl. Roth (1992), S. 98 ff. u. S. 222.
Z. B. den Ansatz von Vermeidungs-bzw. Beseitigungskosten, den Ansatz von Schadenskosten, die Ermittlung der Zahlungsbereitschaft etc. Vgl. Roth (1992), S. 236 ff.
Vgl. Roth (1992), S. 242.
„Neben den Umweltschutzkosten können die Umweltschutznutzen mit der gegenwärtig bekannten und angewandten Technik vollständig und systematisch mengenmäßig erfaßt werden. Ihre kardinale nichtmonetäre Bewertung läßt sich ohne größere Schwierigkeiten durchfahren“ (Roth (1992), S. 228)
Vgl. Roth (1992), S. 248.
Lediglich die (unzweckmäßig erscheinende) Möglichkeit, das Umweltschutzziel nicht als Minimierungs-bzw. Maximierungs-, sondern als „Punktziel“ zu formulieren, also beispielsweise die Reduktion der betrieblichen Abfallmenge um eine genau vorgegebene Menge anzustreben, wird am Rande erwähnt, aber nicht weiter verfolgt. Vgl. Roth (1992), S. 98.
Vgl. Roth (1992), S. 247 f.
Wie oben erörtert, führt Roth als Nebenbedingung die Erzielung eines Mindestgewinns an. Die umweltschutzorientierte Kostenrechnung ist allerdings als reine Kostenrechnung und nicht als Kosten-und Leistungsrechnung konzipiert, d. h. über die Zuordnung von Erlösen auf die Bezugsobjekte werden keine Aussagen getroffen. Da betrieblichen Umweltschutzmaßnahmen, anhand derer das Verfahren hier exemplarisch analysiert wird, nur in Ausnahmefällen eigene Erlöse zuzurechnen sind, sich ihre Gewinnwirkung also auf die Kostenseite beschränkt, ist der Ersatz der Mindestgewinn-Bedingung durch eine Bedingung, die das Überschreiten eines Höchstkostenbetrags verhindert, gerechtfertigt.
Vgl. Homeber (1992), S. 24 ff. Siehe auch Baumann; Schiwek (1996a), S. 7 ff.
Vgl. Corsten; Rieger (1994), S. 223 ff. Bei Horneber (1995), S. 184 ff. findet sich ein weitgehend identischer Ansatz.
Vgl. Georgescu-Roegen (1974), S. 18 f.
Vgl. Mauch, Schaefer(1996), S. 152 ff.
Vgl. Habersatter (1991).
Lundie (1998), S. 225.
Lundie (1998), S. 220.
Vgl., auch zur Problematik der Aussage, daß diese Methode eine Lösung ohne Werthaltung des Entscheidungsträgers herzuleiten in der Lage ist, Abschnitt 4.5.2.1. Zusätzlich sieht Lundie eine „qualitative Analyse“ mit Hilfe der Upper Lower Bound Evaluation, ULBE, vor. Vgl. Lundie (1998), S. 198 ff.
Lundie (1998), S. 211.
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Schiwek, H. (2002). Literaturanalyse zur methodischen Unterstützung umweltschutzorientierter Planung in Unternehmen. In: Umweltschutzorientierte Planung in Unternehmen. Deutscher Universitätsverlag, Wiesbaden. https://doi.org/10.1007/978-3-663-11684-4_5
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