Критеріальні категорійно-класифікаційні схеми рівнів стану субструктур районування за наслідками водокористування (у т.ч. допоміжні чи проміжні та кінцеві) і будуть безпосереднім підсумковим відображенням розрахункового ступеня відповідності обраним еталонним показникам цього стану з урахуванням критичної групи населення. Такі схеми, відповідно, можуть бути моно- або поліпараметричні, конкретно числові або інтервальні тощо, але за всіх умов мають категорувати рівень стану субструктур районування з класифікаційною семантичною його визнакою ("задовільний", "поганий" тощо) за певними інтегральними або "груповими", "компонентними" чи "елементними" (див. формалізацію екосистем) індексами цього рівня "стану за наслідками". Зазначені визнаки за індексами рівня стану або їх інтервалами, групами тощо мають адекватно обумовлювати непотрібність або необхідність (і певні типи) заходів з посилення екологічної безпеки водокористування, включаючи терміновість і види відповідних обмежень чи втручань тощо в загальній системі еколого-економічного нормування водокористування та охорони водних об'єктів. Загалом, як було показано у [2], створення повномірильної критеріальної схеми рівнів стану екосистем територіальних субструктур – завдання майбутнього. При цьому, крім інших, мають бути вирішені питання: врахування синергічних та антагоністичних ефектів комплексування токсичного, радіонуклідного, бактеріального забруднення екосистем водних об'єктів, їх евтрофування і сапробізації та наслідків цих процесів для екосистем і населення; оцінювання оптимальної еколого-економічно виправданої ресурсовидатності екосистем при водокористуванні; створення багатофакторних критеріальних схем екологічної безпеки водо- і ресурсокористування і т.ін.

Третій етап – етап функціональної структуралізації обраних для гідроекологічного районування територій – вже безпосередньо пов'язаний з тестуванням стану макросистеми ДТ і оцінюванням його рівня. Цей процес зводиться до формування єдино-параметрично заданих складників функціональної структури макросистеми досліджуваних територій шляхом використання як існуючих складників макросистеми, послідовно трансформованих згідно з моделями (1)-(4), так і модельного синтезу нових. Функціональну структуру розподіляють на:

Складники початкової функціональної структури формуються за рахунок впорядкування і комп'ютерної картографічної імплементації у робочій ГІС конкретних значень і просторових областей (субобластей) полів (субполів) параметризованих за (2) екосистем природних і природно-технічних територіальних утворень, обраних ще на етапі загальної структуралізації. При цьому в залежності від вихідного вигляду використовується як просторове задавання значень таких полів з просторовими областями за змістом ознак їх вирізнення, так і "точкове" (теж звичайно координатне) задавання значень але з напевне необумовленими у складі початкової структури просторовими областями.

Для моделювання наступних функціональних структур макросистеми ДТ слід попередньо визначитися з деякими принциповими положеннями такого моделювання.

По-перше, це стосується умов стаціонарності (квазістаціонарності) і однорідності (квазіоднорідності) детермінованих і випадкових "робочих" і "модельних" полів та субполів макросистеми, зважаючи на задані чи обрані при районуванні період моделювання і вигляд модельних (розрахункових) значень цих полів та субполів. Зрозуміло, що будь-які часові перетини географічно-детермінованих і, за наведених далі умов, "технічно"-детермінованих полів моделі (2) є перетинами стаціонарних полів для розрахункового періоду моделювання за їх значеннями в межах відповідних однорідних субполів складників цих полів. При цьому стаціонарність "технічно"-детермінованих полів звичайно завбачує відповідність розрахункового періоду моделювання періоду з "умовно незмінним" зафіксованим рівнем стану технічних (природно-технічних) підсистем територіальних утворень, що задаються такими полями. У інших випадках – при суттєвій протестованій або спрогнозованій трансформації стану технічних підсистем за період моделювання тощо – слід обов'язково обумовлювати і погоджувати зазначені періоди. Стосовно ж випадкових полів моделі (2) мова, як правило, може йти [1] про їх приведення до квазістаціонарного (у часі) та квазіоднорідного (за простором) вигляду, у т.ч. задаючись певними спрощеннями. Такі квазістаціонарність і квазіоднорідність мають засвідчити адекватні умови проведення стохастичних дослідів та оцінювань стану субструктур районування, тобто засвідчити відносну постійність впливів і зв'язків в межах макросистеми ДТ, і можуть бути досягнуті шляхом певних модельних рішень і побудов, найбільш обгрунтованими з яких є:

поєднання (обмеження) отриманих щойно зазначеними способами квазістаціонарних у часі просторових субобластей випадкових субполів з контурами просторово однорідних за умовами водокористування субобластей детермінованих субполів певного рангу (однорідних за генетичними, природно-функціональними і іншими особливостями, див. рівень "стану за умовами"). Таке поєднання (обмеження) проводиться або безпосередньо "розміщенням у відповідних межах", або розповсюдженням за допомогою інтерполяції і/або екстраполяції тощо "точкових" значень випадкових субполів на задані межі детермінованих, що загалом і свідчить про приведення зазначених випадкових субполів до умовно однорідного вигляду.

По-друге, відповідно до вже зазначених кінцевих критеріальних категорійно-класифікацій-них схем рівнів стану субструктур районування необхідно розробити потрібні ієрархічні класифікаційні схеми (з спадними ланцюжками) власне таксонів гідроекологічного районування. При цьому, крім іншого, слід дати визнаки і способи вирізнення кожного з зазначених таксонів та сформулювати принципи утворення нових повних назв таксонів за ознаками, згідно з якими вони зсинтезовані, а також, при можливості, запровадити інтегральні характеристики рівня стану таксонів з визначенням репрезентативної застосовності і змісту таких характеристик.

Урахування щойно зазначених положень моделювання за особливостями початкової структури дозволяє принципово визначитись зі змістовною сутністю створення первинної і вторинної функціональної структур досліджуваних територій, що районуються. Отже первинна функціональна структура моделюється за допомогою системної супідлеглої комутації наборів перетинів (квазі)стаціонарних та (квазі)однорідних детермінованих і випадкових субполів, що характеризують рівень "стану за умовами" водокористування, з виходом шляхом синтезу на результувальні субполя "модельних" членів домінантної при районуванні критеріальної групи показників стану макросистеми ДТ за наслідками водокористування.

Інтегральна (вторинна)