Принципово можливим і бажаним є розподіл стану макросистеми ДТ і її субструктур на "стан за умовами" та "стан за наслідками" водокористування. Такий розподіл, навіть у посередньому вигляді, власне і визначає членів детермінованих і випадкових полів (субполів) груп показників, які можуть бути залучені до оцінювання ознак зазначеного стану. Як правило, з ознаками стану за умовами водокористування пов'язують географічно- і "технічно"-детерміновані поля груп показників, а також випадкові поля груп показників, що не мають головного наслідкового за цілями районування характеру, тобто не належать до домінантної критеріальної групи показників (див. наступний текст). А проте, при спрощенні – обмеженому наборі протестованих територіальних систем, обмеженому періоді, на який розповсюджуються результати районування, застосуванні усереднених даних за період, відсутності моделювання режимів водокористування тощо – не виключений випадок, у якому може і не бути розподілу стану екосистем територіальних структур на два складники, а поєднання стану за умовами та наслідками. Тоді він оцінюється, наприклад, безпосередньо лише за екологічним станом водних об'єктів в межах зазначених екосистем, особливо якщо стан цих об'єктів задати групами показників, які "однозначно" підлягають екологічному нормуванню, і т.ін.

Рівень стану заданих субструктур районування тестується, користуючись двома принциповими підходами. З одного боку, певний рівень "стану за умовами" відповідає адекватним, найчастіше "чисельно-ознаковим", значенням обраного набору субполів, просторові субобласті яких поєднані за межами з підсистемами екосистем територіальних утворень, однорідними (квазіоднорідними) за умовами водокористування згідно з генетичними, природно-функціональними, природно-технічними, природно-технічно-функціональними особливостями цих підсистем, включаючи особливості техногенезу. При цьому, по-перше, у випадку застосування набору субполів обов'язковим є визначення домінантних типів субполів, по-друге, не виключеним є використання за необхідності вибіркових еталонних показників "стану за умовами" (див. далі). Стосовно першої тези, у [1,3], наприклад, при домінуванні гідрологічної групи показників "стану за умовами" застосовувалися генетично і природно-функціонально однорідні субполя гідрологічно-ландшафтних комплексів, при домінуванні ландшафтної групи – субполя ландшафтно-гідрологічних комплексів і т.ін. Ілюстрацією ж другої тези може бути вирізнення певних природно-технічно однорідних субструктур: за ймовірністю (ризиком) затоплення територій при повенях без об'єктної і суб'єктної "персоніфікації" можливих результатів такого затоплення, за рівнем технічного стану конструктивних елементів меліоративних систем тощо.

З іншого боку, рівень стану субструктур районування за наслідками водокористування ототожнюється з його відповідністю значенням однорідних субполів, отриманими за певним категоріями категорійно-класифікаційних схем елементів домінантної при районуванні критеріальної групи показників "стану за наслідками". За останню при комплексному підході доцільно обирати групу спільних і інтегральних показників.

Вибір чи створення щойно зазначених критеріальних категорійно-класифікаційних схем при гідроекологічному районуванні територій є самостійною задачею етапу модельної параметризації. Вона пов'язана і з визначенням з такими атрибутами процесу районування, як критична група населення та інтегральні оцінні показники екологічної безпеки (див. визнаку районування).

Вибір критичної групи населення проводиться в залежності від видів, регламентів, безпосередніх об'єктів та оцінних критеріїв наслідків водокористування з орієнтацією на суб'єктів останнього, які щонайменшим чином охоплені заходами із зниження таких можливих негативних наслідків (природоохоронними, водоохоронними і т.ін.), якщо такий вибір є можливим чи доцільним. Тобто існує досить великий можливий набір осіб критичної групи населення як водокористувачів – від населення досліджуваних територій загалом до його розподілу на міських і сільських мешканців або вирізнення у складі таких мешканців ще більш деталізованих категорій, популяцій тощо. А проте, у цілому вирізнення критичної групи у зазначеному аспекті можна проводити, спираючись на принципові підходи монографії [4]. У ній запропоновано користуватись трьома узагальнювальними ознаками (рівнями) такого вирізнення – "життєдіяльність" (види і територіальна прив'язка), "вік", "стать", а послідовне застосування цих ознак дозволяє оперувати як із загальним поняттям "критична група населення", так і більш конкретним поняттям "критична група людей".

За вибіркові або інтегральні оцінні показники екологічної безпеки для цілей гідроекологічного районування згідно з його визнакою і в залежності від типу субструктур районування, що тестуються, та способів такого тестування слід приймати певні обрані моно- чи поліпараметричні еталонні показники стану зазначених субструктур (за умовами і/або наслідками водокористування). Вони формуються, по-перше, на основі застосування і/або певного комбінування вже розроблених чинних еконормативів (нормативів в галузі використання та охорони вод [5], нормативів радіаційної безпеки тощо), а також технічних нормативів чи вимог, що регламентують безаварійну роботу водогосподарських об'єктів, гідротехнічних споруд і т.ін. По-друге, еталонні показники можуть бути обрані або запропоновані в результаті спеціальних наукових розробок з моделюванням комплексних, нових за змістом екологічних критеріїв, які базуються як на чинних нормативах, так і на результатах розвитку їх положень. В усіх випадках зазначені еталонні показники мають певним чином характеризувати вимоговий ступінь екологічної безпеки (або пов'язані з ним ризики) при водокористуванні, часто у контексті ресурсокористування загалом. Цей ступінь може відображати або поєднувати міри загрози: біорізноманіттю гідросфери, рівновазі конкретних водних екосистем, здоров'ю і/або життєдіяльності критичної групи населення – водокористувачів. Корисним при цьому може бути застосування і розвиток принципів, запропонованих у [3,4], за якими рівень стану певних субструктур гідроекологічного районування (як ступінь відповідності заданим параметрам і вимогам) можна моделювати шляхом оцінювання потенціалу екологонегативних соціально-економічних функцій екосистем цих субструктур – ресурсоредукційних, середовищередукційних, "екоризикових" і т.ін. із запровадженням при необхідності понять [3] стійкості, надійності та