|
Perspektiver på udviklingen og anvendelsen af Environmental Management Accounting 3 Udvikling i EMA-forskningen
Denne del af rapporten giver en beskrivelse af, hvilke udviklingstendenser der er at spore inden for EMA-forskningen. Kapitlet tager udgangspunkt i den viden, som er indsamlet i det internationale forskningsnetværk EMAN (Environmental Management Accounting Network). I det første afsnit om metode vil det kort blive beskrevet, hvorfor denne tilgang er valgt. Resten af kapitlet er opdelt efter de forskningsområder, der er identificeret i analysen. De omfatter både metodemæssig forskning og mere anvendt forskning. For det første har en del af forskningen fokuseret på selve miljøomkostningerne og metodeapparatet omkring EMA. Forskningen har især fokuseret på definition af miljøomkostninger samt metoder til at opgøre disse. Dette beskrives i afsnit 3.2 Miljøomkostninger. Dernæst har megen forskning fokuseret på den konkrete anvendelse af EMA eksemplificeret ved en række casestudier, der beskrives i afsnit 3.3. Fokuset på anvendelsen af EMA i praksis fortsættes i forskningen om selve opbygningen af EMA systemer, som beskrives i afsnit 3.4. Til slut i kapitlet beskrives den videre udvikling af EMA imod et bæredygtigheds fokus i afsnit 3.5 Sustainability Management Accounting, samt initiativer til fremme af EMA i afsnit 3.6 om Standarder og myndighedsinitiativer. 3.1 MetodeDen anvendte metode bygger på en litteraturgennemgang af de publikationer, der er blevet præsenteret på de fire sidste EMAN-konferencer på henholdsvis: Handelshøjskolen i Århus, University of Glochestershire i England, Erasmus University i Rotterdam, Holland og på Wuppertal Institute i Wuppertal, Østrig. Disse publikationer er offentliggjort i fire bøger udgivet af SIM og Kluwer Academic Publications. Litteraturgennemgangen har haft til formål at afdække udviklingstendenser, samt hvor forskningen inden for EMA befinder sig. Følgende publikationer er gennemgået:
Der henvises til de enkelte bidrag fra disse publikationer i teksten og i litteraturlisten i kapitel 6. Baggrunden for, at disse publikationer er valgt til identificering af forskningstendenser indenfor EMA, er:
Tilsammen betyder dette, at EMAN-publikationerne er velegnede til på forholdsvis kortfattet vis at give det nødvendige overblik over den væsentligste forskning inden for EMA. 3.2 MiljøomkostningerEt vigtigt emne inden for EMA er miljøomkostninger, hvordan disse kan defineres, opgøres, fordeles, og hvordan de opfører sig i forhold til andre omkostningstyper. Derfor har mange bidrag fokuseret på dette emne. Der er som regel tale om to primære problemer med hensyn til miljøomkostninger. Den første er, hvordan disse skal defineres. Er der kun tale om de omkostninger, som virksomheden afholder for at afhjælpe forurening, dvs. rensningsteknologi, bortskaffelse af affald mv.? Hvilke omkostninger i forbindelse med miljøinvesteringer skal medtages? Hvad med omkostninger til drift af miljøledelsessystemet osv.? Der er i den forbindelse ikke tale om, at man nærmer sig en entydig definition af, hvad miljøomkostninger er. Generelt er det de beslutninger, der skal træffes på baggrund af informationerne, som styrer definitionerne af miljøomkostningerne (Rikhardsson et al 2004). Da EMA er et internt beslutningsværktøj, er dette logisk, men dette ville ikke kunne anvendes ved ekstern rapportering af disse omkostninger, hvor der er behov for ensartethed og standardisering. Det andet problem handler om, hvordan disse omkostninger skal registreres og bruges. Skal datafangst, opgørelser og rapportering integreres i et informationssystem? Hvad med registrering af faste omkostninger? Hvordan skal man allokere disse til omkostningsobjekter? 3.2.1 Definition af miljøomkostningerSelvom der ikke kan (eller skal) fremvises en entydig definition af miljøomkostninger, kan der på baggrund af litteraturen opstilles nogle kategorier, hvori miljøomkostninger kan klassificeres (Willequert et al 1999, Bouma et al 1999, Jasch 1999, Giraldi 1999, Kim 2002, Loew 2002; Burritt 2004; Wendisch & Heupel 2004):
Med hensyn til udgifter, der registreres i økonomisystemet, fokuseres der på omkostningskategorier, som ideelt kan identificeres af både miljøafdelingen og økonomiafdelingen (Jasch 2004). Samarbejdet mellem disse to afdelinger er vigtigt, når det drejer sig om EMA, da EMA ikke kan udføres af afdelingerne hver for sig. Miljøafdelingen har det miljømæssige perspektiv og forståelse for virksomhedens miljøpåvirkninger, økonomiafdelingen har det økonomiske perspektiv og forståelse for de økonomiske systemer og procedurer. De omkostningskategorier, der er blevet foreslået som nogle, der kan forene de to perspektiver, er (Jasch 1999; 2004; Kokubu & Nashioka 2004):
3.2.2 Registrering af miljøomkostningerEn udviklingstrend er, at fokus er flyttet fra definitionsspørgsmålet til registreringsproblematikken og økonomisystemer, da den overordnede definition af forskellige typer miljøomkostninger efterhånden er fastlagt. Når det kommer til selve opgørelsen og registreringen i den enkelte virksomhed, kan det til gengæld være svært at opstille generiske definitioner og omkostningskategorier. Det skyldes, at forskellige virksomheder både kan have forskellige typer af miljøomkostninger og vedligeholdelsesomkostninger mv. . I offentligt tilgængelige miljøregnskaber er det selvsagt vigtigt, at der er tale om entydige definitioner, men med hensyn til økonomistyring er det vigtigt, at de informationer, der indsamles, er beslutningsrelevante og giver mening for virksomhedens ledelse. I litteraturen kan derfor spores stigende fokus på:
Med hensyn til omkostninger, der ikke registreres i økonomisystemet, har fx Howes (1999) beskrevet, hvordan en produktionsvirksomhed kan beregne omkostningerne ved deres miljømæssige eksternaliteter – dvs. de samfundsmæssige omkostninger, som deres miljøpåvirkninger forvolder. Der har altid været en debat om, hvordan eksternaliteter kunne prisfastsættes, og metoder som "Willingness to pay" og "Willingness to accept" har været anvendt. Der er dog store metodemæssige usikkerheder forbundet med brugen af disse koncepter. Hvordan svarer man fx på spørgsmålet: "Hvad skal virksomhed X betale dig, således at den må udlede XX tons substans Y?" Howes bruger derimod en anden metode, der bygger på at beregne de omkostninger virksomheden ville have, hvis den skulle genoprette eller undgå miljømæssige påvirkninger. Det vil sige fx at total rense spildevand, skifte til fornybare energikilder for at minimere røggasudledninger. Alt andet lige er metoden at foretrække over andre metoder på grund af færre metodemæssige uklarheder og kunne eventuelt være en måde at opgøre eksternaliteter på, der er relevant for ledelsen. Problemet med mange af forsøgene inden for opgørelser af eksternaliteter (i fysisk eller monetær form) fx i forbindelse med ISO 14031-arbejdet med præstationsindikatorer er, at beslutningsrelevansen ofte forsvinder. Ledere, som skal træffe beslutninger her og nu inden for nogle snævert afgrænsede økonomiske rammer, kan ofte ikke tillade sig at tage hensyn til disse informationer, hvis virksomhedens miljøpåvirkninger i øvrigt er inden for lovens grænser, og denne hensyntagen ikke kan bruges i konkurrenceøjemed. 3.3 Cases og praktiske problemstillingerDer er en del undersøgelser, hvor der er sendt spørgeskemaer ud til virksomheder for at få deres vurdering af fx, om EMA skaber værdi, andelen af miljøomkostninger, forholdet mellem produktionsprocesser og miljøomkostninger mv. (Bouma et al 1999). Denne type undersøgelser er, gode til at give overblik over problemstillingen, men problemet er, at de ofte plages af lave svarprocenter og tvivl om svarenes validitet. Der tales ofte om, hvad respondenterne "mener", "føler" og "anser", men der er ikke mange konkrete eksempler på opgørelser af miljøomkostninger, vurdering af værdi eller anbefalinger til virksomheder i relation til konkrete problemstillinger. I det praktiske fokus har case-studier spillet en central rolle, hvor der graves dybere, end det er muligt i de øvrige studier. Giraldi (1999) beskriver et projekt i en virksomhed, hvor der blev sat kroner og øre på virksomhedens affaldsstrømme. Projektet kunne fx dokumentere forholdet mellem virksomhedens produktionsomkostninger og affaldsomkostninger samt førte til fokus på tiltag i virksomhedens værdikæde med henblik på at mindske affaldsgenerering på forskellige stadier. Thurm (2002) beskriver, hvordan Siemens har indført EMA i forbindelse med deres "Zero Waste"-projekt, samt hvordan EMA er integreret i virksomhedens SAP R/3-applikation. Rikhardsson & Vedsø (2002) beskriver, hvordan EMA er blevet implementeret hos Post Danmark og DONG A/S". Montel (2002) beskriver brug af EMA på en svinefarm i Frankrig i relation til implementering af et miljøledelsessystem. Pohjola (2004) beskriver, hvordan EMA er blevet brugt i transportvirksomheder i Finland i forbindelse med et softwaresystem. Der er endvidere kommet fokus på små og mellemstore virksomheder (SMV), og en række case-studier beskriver de specielle problemstillinger, der er forbundet med implementering af EMA i SMV. SMV har alt andet lige færre ressourcer, både hvad angår økonomiske midler og personale, end større virksomheder. I de case-studier, der fokuserer på disse virksomheder, er det konklusionen, at implementering af EMA i SMV kræver andre teknikker end implementering i større virksomheder (Heupel & Wendisch 2003, Wendisch & Heupel 2004, Pilisi & Venturelli 2003, Venturelli & Pilisi 2003; 2004). Blandt andet var der blandt mange SMV umiddelbart ringe motivation til at gå i gang med EMA–projekter, da brugbarheden af disse blev anset som værende begrænset. Dog viste det sig, at de SMV, der gav sig i kast med EMA, så en række fordele, som projektet skred frem. For eksempel kunne de opgøre deres affaldsomkostninger mere nøjagtigt, hvilket førte til nogle ændringer i produktionsprocesserne. Af de mere bløde fordele viste det sig, at ledelsen nemmere kunne kommunikere med miljøfolkene i forhold til fx miljørelaterede omkostninger og investeringer. Der mangler dog stadigvæk større empiriske undersøgelser, der dokumenterer effekterne af EMA – dvs. hvad virksomheder får ud af det, om beslutningsprocesser har ændret sig, om systemer har ændret sig, hvor mange anvender EMA og i hvilket omfang mv.? Det vil sige større undersøgelser, hvorfra det er muligt at drage nogle generelle konklusioner fx i relation til brancher, virksomhedsstørrelser, geografiske områder mv. Det kan noteres, at de ældre publikationer om EMA, dvs. fra 1999, omfatter nogle empiriske undersøgelser, der har forsøgt at drage nogle generelle konklusioner om anvendelsen af EMA. De senere EMAN-publikationer, dvs. fra 2002, 2003 og 2004, indeholder for det meste case-studier og konceptuelle oplæg. 3.4 Opbygning af EMA-systemer i praksisEt emne, der er stigende fokus på, er, hvordan et EMA-system ser ud, og hvordan det kan (og om det skal) integreres i virksomhedens øvrige styringssystemer. Endvidere er der en del debat om, hvordan EMA understøttes af informationsteknologi og ikke mindst virksomhedssystemer (ERP-systemer). Bennett & James 1999 har opstillet figur 1 for, hvilke typer EMA-systemer der findes.
Figur 1: Typer EMA-systemer (Bygget på Bennett & James 1999 s. 61) Forskellen mellem systemerne baseres dels på, om de er decentraliserede – dvs. fx et system pr. anlægsområde, eller om de er integrerede, dvs. det er det samme system, som dækker hele organisationen. Den anden dimension er, om der er tale om en proaktiv miljøstrategi – dvs. hvor miljø kan forventes at spille en vigtig rolle i virksomhedens aktiviteter og konkurrencesituation, eller en reaktiv strategi, hvor virksomheden ikke i nævneværdig grad har miljø som en vigtig beslutningsparameter ud over fx at overholde offentlige miljøkrav. Udviklingsmæssigt kan der tales om to bølger EMA-systemer, som virksomheder har opbygget og implementeret de sidste år (Bennett & James 1999; Loew 2003, Burritt 2004). Disse bølger er ikke uafhængige, da den anden bølge i høj grad bygger på den første bølge. Der er heller ikke tale om, at virksomheder automatisk skal implementere anden bølge EMA-systemer. Det kommer an på, om miljø er en vigtig parameter, jf. tabel 1.
Tabel 1: Første og anden bølge EMA-systemer Mange forfattere har fokuseret på, hvordan EMA-systemer kombinerer fysiske og monetære flows med henblik på at fremskaffe økonomiske informationer, der ikke før har været synlige (Burritt et al 2002, Jasch 2002, Strobel & Redman 2002). Endvidere er der fokuseret på, hvad EMA i bund og grund indebærer – dvs. om der primært er tale om fysiske eller monetære indikatorer (Bennett et al 2002). Der er dybest set tale om den samme diskussion, der er foregået inden for traditionel økonomistyring, hvor fokus inden for de sidste år er flyttet væk fra udelukkende finansielle præstationsindikatorer til også at omhandle fysiske indikatorer. Det vil sige, at økonomistyring handler om at styre virksomhedens præstationer ved hjælp af både fysiske og økonomiske informationer. Diskussionen inden for EMA i relation til fysiske flows har som regel fokuseret på, hvad der kaldes flow cost accounting (FCA). FCA handler om at opgøre virksomhedens massestrømme både i fysiske enheder og i kroner og øre. Der opereres som regel med den værdi, der ligger i de materialer, som "strømmer" gennem virksomheden, de omkostninger, der opstår i forbindelse med bearbejdning af disse materialer, samt øvrige omkostninger, der opstår i forbindelse med fx materialerelateret transport og administration. Pointen i FCA er, at fx det affald, der smides ud, ikke blot betyder bortskaffelsesomkostninger, men indebærer også tab af materialeværdi. Derudover er der tale om de omkostninger, der påløber materialet på dets vej i produktionsprocessen som fx maskintimer, løn, transport mv., som også skal indregnes i den totale værdi, som materialet har, når det smides ud (Strobel & Redman 2002). På det sidste er diskussionen om EMA-systemer blevet udvidet til at omfatte værdikæden frem for kun at fokusere på et enkelt anlægsområde. Dette perspektiv fokuserer på materialestrømme i hele værdikæden og økonomiske opgørelser i forbindelse med disse (Orbach & Liedtke 2002). Seuring (2003) har fx set på aktørkæden i forbindelse med tekstilers livscyklus. Ikke kun med hensyn til materialestrømme, men også med hensyn til de informationsflow, der er op og ned i en værdikæde. Wolters & Danse (1999) ser på de præstationsindikatorer, der er mulige med hensyn til værdikæde for levering af kaffe fra den tredje verden til Europa. Denne undersøgelse er spændende, da den fokuserer på bæredygtig udvikling i et værdikædeperspektiv – en slags bæredygtig Supply Chain Management. Værdikædeperspektivet kan på sin vis sammenlignes med livscyklusperspektivet. Forskellen er dog, at livscyklusperspektivet fokuserer på et produkt, hvorimod værdikædeperspektivet fokuserer på en kæde af virksomheder og de materiale- og informationsstrømme, der er imellem disse (Krasowski 2002). 3.5 Sustainability management accountingBæredygtighed som bredt begreb omfatter meget mere end blot miljøaspektet. Det dækker også over økonomisk bæredygtighed og social bæredygtighed. Efterhånden som EMA bliver mere udbygget og integreret, sættes der også fokus på andre sider af bæredygtighedsbegrebet, og hvordan dette kan integreres i EMA i en form for bæredygtighedsøkonomistyring (sustainability management accounting). Van Heeren (1999) fokuserer fx på dette aspekt i forbindelse med en værdikæde, der leverer kaffe fra Costa Rica til det hollandske marked. Kaffen bliver solgt som værende bæredygtigt dyrket, og i den forbindelse har det hollandske firma, som står for importen til Holland, behov for ledelsesinformation omkring forskellige parametre i relation til kaffens kvalitet, bønderne, mellemled, arbejdsstyrkens sammensætning mv. for at kunne dokumentere, at kaffen lever op til kriteriet om bæredygtig dyrkning. Man kunne eventuelt kalde den miljømæssige del af bæredygtighedsøkonomistyring for den "nemme" del af begrebet. EMA har efterhånden en række veludviklede koncepter og guidelines, der viser, hvordan denne del kan håndteres. Den svære del er imidlertid den sociale del. Hvordan skal denne håndteres? Med hensyn til de ikke-finansielle indikatorer kan fx GRI (GRI 2002) give inspiration, da denne guideline indeholder et afsnit om sociale indikatorer som en del af en Triple Bottom Line-rapportering. GRI fokuserer dog hovedsageligt på eksterne interessenter, og det er ikke sikkert, at den interne ledelse har samme interesser eller behov. Hvis der tages udgangspunkt i GRI-frameworket, er der tale om de finansielle effekter i relation til virksomhedens sociale påvirkninger. Tabel 2 viser de elementer, som GRI indeholder med hensyn til sociale præstationsområder:
Tabel 2: GRI-frameworket og de sociale påvirkninger Hvis den traditionelle økonomistyring lægges til grund, ville denne fokusere på spørgsmål som:
Fælles for de tilgange, der hidtil er set i bestræbelserne på at indarbejde social bæredygtighed i EMA, er at der mangler fokus på virksomhedens beslutninger. (se fx Rubenstein 1999, Howes 1999, van Heeren 1999; Wolters & Danse 2002). Det vil sige helt konkret, hvilke beslutninger der forventes at bruge informationer om bæredygtighedsemner som ligestilling, samarbejde med medarbejdere i den tredje verden, uddannelse mv. Hvis der kun er tale om opgørelser for at se, om der kan beskrives noget interessant, der eventuelt kan bruges, er der risiko for, at det ikke vil føre megen integration i beslutningstagen med sig. Derimod vil det ofte mere have karakter af enkeltstående undersøgelser. Et interessant værktøj, der er blevet foreslået, er Bæredygtigheds Scorecard (sustainability balanced scorecard) (Figge et al 2002), hvor alle sider af bæredygtighed adresseres ved hjælp af en scorecard-model. De samfundsmæssige effekter medtages ved hjælp af et stakeholder-perspektiv, hvor disse deles op i direkte og indirekte stakeholders, som virksomheden har indflydelse på. Disse opdeles derefter i stakeholders i virksomhedens værdikæde, i lokalsamfundet og i samfundet som helhed. Logikken er, at det er virksomhedens afhængighed af disse stakeholders, der skal danne basis for de indikatorer, som skal bruges i det endelige scorecard. 3.6 Standarder og myndighedsinitiativerDer har været meget fokus på udviklingen af standarder og guidelines for EMA, hvilket bl.a. kan ses af, at i tre af de bøger, der er gennemgået, er der sektioner omkring myndighedsinitiativer i relation til EMA. Der er igennem årenes løb udviklet en hel del guidelines for EMA af forskere, virksomheder, som har arbejdet med EMA, samt konsulentvirksomheder, der har udviklet ydelser inden for EMA. Betydningen af sådanne standarder og initiativer afhænger bl.a. af hvilken form for organisation, som udgiver den. På det sidste er der fremkommet standarder og guidelines fra dels internationale organisationer og dels myndigheder i forskellige lande, som alt andet lige vurderes at have større vægt end dem, som udkommer fra enkelte organisationer eller forskere. Eksempler på internationale standarder er fra de Forenede Nationer (Environmental Management Accounting: Procedures and Principles 2002) samt International Federation of Accountants (International Guidance Document on Environmental Management Accounting 2005). Disse guidelines indeholder anbefalinger til, hvordan miljøomkostninger kan klassificeres og opgøres, eksempler på anvendelse, procedurer for implementering og forslag til integrering med traditionelle regnskabssystemer. Derudover har en række nationale myndigheder og organisationer udgivet vejledninger for EMA som fx den amerikanske miljøstyrelse, det japanske miljøministerium (Kokubu & Kurasaka 2002, Kokubu et al 2003, Kokobu & Nashioka 2004), den australske samt den filippinske pendant til Foreningen af Statsautoriserede Revisorer (Reyes 2002) samt de koreanske miljømyndigheder (Lee et al 2004). De danske miljømyndigheder har også sat fokus på EMA ved at støtte udviklingen af en dansk guideline og indsamling af erfaringer med anvendelsen af FN's guideline i praksis. Disse er nu tilgængelige på Miljøstyrelsens hjemmeside: www.mst.dk. 3.7 OpsummeringSamlet set viser gennemgangen af udviklingen i den internationale forskning på EMA området, at der efterhånden er etableret et begrebsapparat, hvad angår definition af miljøomkostninger, samt beskrivelse af registreringer og EMA-systemer. Samtidig har forskning og case-undersøgelser vist, at virksomheder har glæde af at anvende EMA-begrebsapparatet, og at det bruges mange steder. EMA er derfor også ved at være modent til at blive udbygget i flere sammenhænge. Den organisatoriske udbygning af EMA ses ved, at man ikke længere kun fokuserer på den enkelte virksomhed, men også søger at inddrage EMA i hele værdikæden (supply chain). Emnemæssigt er der også en udvikling i gang fra kun at fokusere på miljøaspektet til at se mere bredt på begrebet bæredygtighed og udvikle definitioner af "sociale omkostninger".
|
