1968年，法国人Margat首次提出了地下水脆弱性这一概念。他认为地下水脆弱性是水文地质条件的函数，可以用图示的方法表示地下水脆弱性程度;而脆弱性图可以反映含水层不同位置的天然环境保护能力，也可以用于地下水污染防护带的区划(Margat，1968)。此后，地下水脆弱性的概念处于不断发展之中，有关学者从不同角度丰富了它的内涵。
地下水脆弱性研究在国外开展得较早，其中农药污染对地下水系统的脆弱性研究成为主流。Meinardi等(1995)在欧洲对土壤与地下水中的硝酸盐污染进行了研究，认为农药使用与大气降水是污染的主导因素:他们进一步把农药污染影响地下水的脆弱性的因素总结为土地覆盖程度、表层土壤特征、净补给量、含水层类型、地下水的补给及其年龄等。Lakea等(2003)在GIS平台上评价了英格兰和威尔士地区的硝酸盐污染，以判定地下水对与农业活动有关的污染物的脆弱性;他们所建的模型考虑了以下几个方面的因素:①农作物根系带以外的水质;②有关土壤的信息;③低渗透性地表材料的存在;④含水层属性。Thapinta等(2003)在泰国中西部地区也对与农药污染有关的脆弱性作了评价，用于脆弱性评价的指标包括土壤、地形、水井深度，以及降水量。Lasserre等(1999)则把数值模型引入农药污染脆弱性评价结果的验证，他们用MT3D，MODFLOW模拟了研究区的硝酸盐水平，发现硝酸盐模拟浓度与硝酸盐测试浓度及脆弱性评价结果符合得很好。
在评价与农业活动有关的地下水脆弱性时，土地利用状况是非常重要的指标。许多国外学者把该指标与常见脆弱性评价指标结合在一起，取得了更客观的评价结果。2003年，Collin等明确提出，地下水资源管理与脆弱性评价应与区域土地利用规划相结合。在以色列的Sharon地区，Secunda等(1998)将长期土地利用情况与含水层介质相结合，作为DRASTIC模型的一个参数，用于评价地下水脆弱性水平;评价结果显示DRASTIC参数与农业土地利用情况的组合指标对高硝酸盐浓度区的分布有显著的指示意义。在约旦的Azraq盆地，地下水脆弱性评价也考虑到了土地利用情况(Al-Adamat，2003)，而且评价结果与高硝酸盐浓度水井的分布情况基本符合。
近几年来，地下水脆弱性评价在国外发展极快，多种新技术、新方法被引入到脆弱性的评价过程中。GIS技术已经成为脆弱性评价最常用的平台(Meinardi，1995;Secunda，1998;Lasserrea，1999;Al-Adamat，2003;Lakea，2003;Thapinta，2003);遥感技术也被应用到脆弱性评价之中(Al-Adamat，2003)。此外，随机理论(Soutter，1998)、统计方法(Burkart，1999;Wor-rall，2002)、环境同位素与水化学方法(Sadek，2001)在脆弱性研究中的应用也屡见于国外的文献。
在国内，地下水脆弱性的系统研究始于20世纪90年代中期，因而“地下水脆弱性”这一术语出现得较晚。自杨庆等(1999)较早把国外流行的DRASTIC评价模型引入国内，并对大连沿海地区的地下水脆弱性进行评价以来，国内的脆弱性研究多侧重于含水层的内在脆弱性(杨庆等，1999;马振民等，2000;马金珠，2001;姜志群等，2001;张立杰等，2001;杨晓婷等，2001;雷静等，2003)。但也有不少国内学者开展了地下水系统对特殊污染物的脆弱性研究。如付素蓉等(2000)利用一批高精度的水环境微量有机污染物数据，通过改进的DRASTIC模型在GIS平台上评价了武汉市地下水对有机污染物的脆弱性，获得了令人满意的结果。王焰新等(2004)则利用改进的迁移能力指数模型评价了大同盆地浅层地下水系统对砷与镉的脆弱性。
近年来，地下水脆弱性的概念被赋予了新的内涵。姜桂华等(2002)认为，目前的地下水脆弱性研究只偏重水质，而忽略了水量，提出应从以下两个方面全面理解地下水脆弱性的含义:①地下水脆弱性包括水质与水量，在水质上表现为地下水污染问题;在水量上表现为由水量变化引起的一系列水环境负效应问题;②地下水脆弱性是相对的而非绝对的属性量，并据此指出地下水脆弱性应为地下水系统在自然条件或(和)人为活动的影响下产生潜在不良后果的可能性(倾向性)。