Кашулин, Н. А. Рыбы малых озер Северной Фенноскандии в условиях аэротехногенного загрязнения / Н. А. Кашулин ; Рос. акад. наук, Кол. науч. центр, Ин-т проблем пром. экологии Севера. - Апатиты : КНЦ РАН, 2004.

Поэтому использование только биохимических показателей при разовом апробировании, когда неизвестны характер и уровни нагрузки, не может дать однозначного ответа при широких межвидовых и даже межпопуляционных вариациях этих показателей, зависимости их от нормальных физиологических процессов в организме (Coello, Khan, 1996; Beyer, 1996; Olsson et al.,1996; Peridns et al., 1997). Тем не менее биохимические методы раскрывают механизмы токсичности того или иного вещества, что создает фундамент для понимания процессов, происходящих на более высоких уровнях организации биологических систем. Хорошо известно, что структурная и функциональная организация экосистем, обеспечивающая их стабильность во времени и устойчивость к изменениям внешней среды, в том числе и под воздействием антропогенных факторов, определяется биологическим разнообразием (Алимов и др., 1997). Поэтому изменение видовой структуры экосистем может служить показателем изменений условий обитания и может быть использована для оценки антропогенных нарушений (Karr, 1987; Karr, Dudley, 1981; Fausch et al., 1990). В ранних исследованиях антропогенно нарушенных водных экосистем обнаружено, что некоторые таксоны были избыточны в деградирующих водах, и высказывалось предположение, что и другие водоемы, где эти толерантные организмы были многочисленны, также деградировали (Wilhm, 1975). Однако тот факт, что толерантные виды присутствуют как в загрязненных водоемах, так и в недеградирующих обусловило то, что исчезновение чувствительных таксонов более часто используется для измерения деградации, особенно когда доступны только данные "отсутствие-присутствие" (Chandler, 1970; Washington, 1984). Более поздние исследования с использованием рыб в качестве индикаторов нарушенности водных экосистем были основаны на оценке присутствия или относительного изобилия отдельных видов (Ryder, Edwards, 1985) или групп видов (Berkman, Rabeni, 1987; Hourigan et al., 1988). Обычно исследователями чаще выбирается вид-индикатор на основании снижения численности в загрязняемых участках или водоемах (Hellawell, 1977; Cross, Moss, 1987; Rutherford et al., 1987), чем на основе экспериментальных тестированиях чувствительности к определенным стрессам (Karr et al., 1990). Развитие идей мониторинга биоразнообразия эволюционировало: это не просто отслеживание видового состава (списка видов), но и оценка доли видов по численности или по биомассе (Соколов, Решетников, 1997). На первом этапе исследований предлагается определять таксономическое разнообразие: списки видов основных групп растений и животных, различные простые показатели разнообразия (индексы доминирования, показатели выровненности видов и т.п.). На втором этапе проводится выделение доминантных видов и выяснение их функциональной роли в этих экосистемах, оценка биомассы и численности основных видов, анализ внутрисистемных связей и роли абиотических факторов в динамике численности популяций, определение основных потоков энергии. То есть понятие "вид-индикатор" заменяется на "доминирующие виды" основных групп, что не вполне понятно, так как их ценность использования в качестве индикаторов антропогенного воздействия вызывает сомнение. Эти виды, как правило, наиболее адаптированы к данным нормальным условиям окружающей среды и наиболее резистетны к ее изменениям. Так, сиги оз.Имандра встречаются во всех очагах загрязнения этого водоема, а иногда и дают вспышку 87