1. Introduction

L'agriculture, particulièrement l'agriculture intensive, est grande consommatrice d'eau et une de ses principales causes de pollution. Il s'agit surtout d'un phénomène diffus réparti sur de grandes surfaces. Mais la pollution agricole est principalement due à la mutation d'une agriculture de type polyculture-élevage vers une agriculture "industrielle" utilisant de grandes quantités d'intrants. La mécanisation des exploitations et les remembrements qui en ont découlé, ont bien souvent entraîné la disparition des "zones tampons" naturelles: arasement des haies, bocages et autres ripisylves (Pautou, 1984, Pautou et Décamps 1985; Schmtzler Lenoble et Carbiener 1993). Les changements des pratiques culturales conduisant à une réduction des sources polluantes ne seront sans doute pas effectifs avant plusieurs années, mais ils sont indispensables.

La moyenne vallée de la Garonne, région à vocation essentiellement agricole, n'échappe pas au cas général des grandes vallées fluviales. Les pratiques culturales mises en place depuis plusieurs décennies ont entraîné une surcharge en azote des nappes phréatiques (Probst et al., 1986; Etchan chu et Probst, 1986; Pinay, 1986; Pinay et Labroue, 1986; Pinay et Décamps 1988; Hamon, 1990; Duboz, 1991, Fustec et aC., 1991 a et b, Ruffinoni, 1994 b) et parallèlement une diminution considérable des forêts alluviales et des ripisylves (Lauga et Pautou, 1986).

Les nappes phréatiques cheminent (de quelques mètres à quelques dizaines de mètres par jour) en direction des points bas que sont les lits fluviaux, où elles peuvent émerger. Mais avant de quitter leur état d'eaux souterraines, elles sont amenées à traverser les boisements riverains qui trouvent ici leur vocation d'écotone: zone tampon, interface entre le fleuve et sa vallée alluviale (Décamps et Naiman, 1989). La localisation de formations boisées par rapport aux parcelles agricoles peut leur conférer un rôle fondamental sur le contrôle de la qualité des flux d'eau, le passage dans ces milieux va diminuer la charge en azote de la nappe (Lowrance et al., 1985; Pinay, 1986; Fustec et al., 1991 a et b; Sanchez-Perez, 1992, Haycock et Pinay, 1993; Jordan et al., 1993; Pinay et al., 1995). Nous nous sommes spécialement intéressés à cette végétation et avons développé des recherches sur le rôle de différents couverts végétaux dans la prévention des pollutions azotées diffuses.

Sachant que la plupart des végétaux utilisent l'azote lorsqu'il est sous la forme de nitrates, nous avons émis l'hypothèse que les boisements riverains étaient capables de prélever directement les composés azotés qui circulent dans les eaux du sous-écoulement. Nous avons mesuré les capacités d'épuration des zones riveraines vis à vis des transferts de nutriments azotés (des versants vers le fleuve) sous trois types de couvert végétal : une prairie, une ripisylve et des peupleraies( sites situés entre Toulouse et Moissac).

2. Les sites d'étude et leur contexte hydrologique

La plupart des études menées sur le sujet ont été réalisées sur des ruisseaux ou de petits systèmes. Seuls, Jacobs et Gilliam (1985), Sanchez-Perez (1992), Jordan et al. (1993) se sont intéressés à des systèmes plus importants tels qu'un fleuve.

Nous avons travaillé dans un grand hydrosystème: le système garonnais. Ici, la direction des flux, la vitesse d'écoulement des eaux de surface et souterraines, la charge d'azote à l'entrée des sites d'étude, les fluctuations de la nappe et les mélanges d'eau (eau fluviale et eau souterraine) sont des éléments déterminants de la capacité de l'écosystème à retenir l'azote qui circule dans les eaux du sous-écoulement.

Dans deux sites (Monbéqui et Castelsarrasin, département du Tarn-et-Garonne) nous avons implanté des séries de piézomètres le long de 5 transects. Le niveau de la nappe a fait l'objet d'un suivi décadaire à partir de plus de 50 puits ou piézomètres sur chacune des deux stations, et d'un suivi en continu grâce à deux limnigraphes. Par ailleurs, des corrélations entre fleuve et nappe ont été établies à partir des données hydrométriques de la Garonne (hauteurs et débits).

Par-delà les différences microtopographiques qui affectent ces sites, il est indispensable de prendre en considération la profondeur de la zone saturée et de sa frange capillaire. Or, cette distance est loin d'être constante ; elle évolue au fil des saisons, et suivant les fluctuations de la Garonne ; la nappe et sa frange capillaire peuvent se situer à faible distance du sol et donc concerner l'appareil racinaire des végétaux ou inversement, se trouver à une profondeur telle que se produit sa déconnexion partielle ou totale.

 2.1. La soumission de la nappe au fleuve

Dans les deux sites, la proximité de la Garonne se traduit sur la nappe d'une manière contraignante. Nous avons ici une nappe qui longe le fleuve et qui subit ses fluctuations (on peut l'appeler nappe d'accompagnement).

Près de 300 jours par an -c'est dire qu'il s'agit de la situation la plus fréquente (Gazelle, 1993 ; Ruffinoni et Gazelle,1995) - nous sommes en présence de basses ou moyennes eaux fluviales, sans fluctuation d'envergure. Les courbes isopièzes indiquent que la nappe s'écoule lentement suivant deux composantes directionnelles. En période de hautes eaux de la Garonne, même si le débit de plein bord n'est pas atteint partout, le champ piézométrique n'est plus le même : la composante transversale s'estompe d'autant plus que l'on se rapproche du chenal fluvial ; la priorité est laissée au transit vers l'aval. Le flux est alors parallèle au fleuve, tout au moins entre la zone de ripisylve et le premier rebord de basse plaine.

 2.2. L'apport de la nappe au fleuve

Les diverses observations que nous avons effectuées, les calculs de perméabilité et de vitesse d'écoulement, l'épaisseur et la section en travers de la nappe, etc., sont autant de paramètres nous permettant d'estimer les volumes d'eau souterraine qui parviennent au chenal fluvial. En effet, même si les crues de la Garonne correspondent à des phases d'alimentation de la nappe par les eaux fluviales, ces périodes représentent peu de chose dans le temps, par rapport à la situation inverse, qui voit une alimentation du fleuve par la nappe. Nous avons utilisé les mesures effectuées par le BURGEAP 1988) pour connaître avec précision les caractéristiques hydrodynamiques de l'aquifère. Celles-ci ont été réalisées au cours d'une campagne de reconnaissance dans des puits situés aux environs des sites (essais de pompage, BURGEAP, 1988). On peut admettre que les eaux souterraines progressent de quelques mètres à quelques dizaines de mètres par jour, suivant les lieux et les circonstances.

Connaissant en de nombreux points l'épaisseur et le battement de la nappe, sa pente, la perméabilité des terrains, ect., nous avons évalué à 5 l/s environ les apports en eau dus à la nappe par section de 100 m de distance, et ce, dans les conditions optimales, c'est-à-dire à l'exclusion de l'étiage phréatique et des crues fluviales.

 2.3. L'apport du fleuve à la nappe

Dans ces milieux alluviaux, la nappe est fortement soumise au fleuve ; aussi il faut connaître la part respective des arrivées d'eau en fonction de leur origine. Pour cela, nous avons utilisé les chlorures comme traceurs hydrochimiques. En effet, les chlorures sont des anions que l'on trouve naturellement et en abondance dans les eaux souterraines (en moyenne 100 mg/1 dans l'eau des sites d'étude) alors qu'ils ne sont présents qu'à une faible concentration dans l'eau de Garonne (en moyenne 10 mg/1). Les chlorures ont la particularité d'avoir le même comportement hydrochimique que l'azote dans le milieu hydrogéologique mais ils sont conservatifs, ils n'entrent pas dans le cycle biogéochimique et ne sont pas utilisés par les végétaux ou les micro-organismes dans leurs processus vitaux. En utilisant comme "référence" les puits témoins en zone de culture et la Garonne, nous pouvons facilement connaître la proportion d'eau de Garonne dans la nappe.
Pour calculer les proportions d'eau de Garonne dans la nappe (C), nous avons utilisé la formule suivante : C=

Nous présentons, dans le tableau 1, les résultats moyens des mesures d'eau de Garonne dans l'eau de nappe. La très grande variabilité dans les mesures montre que les eaux souterraines des sites étudiés ont une origine garonnaise variant dans une proportion de 0 à 95% selon la saison. Globalement, le mélange (nous préférons le terme de mélange à celui de dilution qui consiste à étendre d'eau pure une dissolution ou encore de délayer une substance dans un liquide. Ici, nous avons dissémination réciproque d'eau d'origine et de concentration différentes.) est fonction du niveau de la Garonne et confirme le degré de soumission de la nappe au fleuve. En moyenne, c'est 30% d'eau de Garonne qui est mélangée à l'eau de nappe. En période d'étiage, le niveau de mélange baisse dans tous les transects et devient même nul dans certains d'entre eux.

Ces fondements hydrogéologiques vont servir de support à notre réflexion sur le transport transversal des nutriments et sur la qualité physico-chimique des eaux souterraines. Mis à part les phases de crue stricto sensu (montée de la Garonne), lesquelles ne concernent que quelques dizaines d'heures par an, nous avons acquis la certitude que ces eaux souterraines s'écoulent globalement des terroirs agricoles vers le fleuve en traversant les zones humides inondables et les boisements riverains.

3. Mélange et teneur en azote des eaux souterraines

Dans les secteurs étudiés est pratiquée une agriculture intensive : tous les sites se trouvent immédiatement au-dessous de champs de maïs qui influencent fortement la qualité chimique des eaux souterraines.Pendant les épisodes pluvieux, les fertilisants azotés épandus sur le sol percolent dans les eaux souterraines. Les fortes concentrations en azote des nappes provoquent des pollutions diffuses.
Afin de connaître la capacité de prélèvement des différents couverts végétaux, nous avons mesuré la concentration en azote dans chacun des piézomètres. Ceux-ci sont implantés le long d'un transect dans 5 stations qui se différencient par la nature du couvert végétal ou la distance entre le niveau du sol et le niveau moyen de la nappe. Nous donnons également en référence la teneur en azote mesurée dans des puits témoins en zone de culture et dans la Garonne. En moyenne, du 3 janvier 1993 au 2 août 1994 nous relevons 23,3 mg/1 de N-NO3 dans les puits témoins et 2,8 mg/1 dans la Garonne. Ces concentrations sont comparables aux données de la littérature (Probst, 1983; Probst et al.,1985; Pinay, 1986; Pinay et Labroue,1986; Hamon, 1990; Fustec et al., 1991 a et b).
Les valeurs mesurées à l'entrée et à la sortie de chaque transect sont rassemblées dans le tableau 1:

On constate tout d'abord un phénomène général: le taux d'azote sortant des transects est toujours inférieur au taux entrant, à deux exceptions près: peupleraie basse le 24-2-94 et peupleraie haute le 13-4-94 - explicables par une submersion ponctuelle. Parfois cette différence se situe dans une forte proportion (le 2 août dans la peupleraie basse); parfois elle est plus modeste (le 10 février dans la peupleraie haute).

Toutefois, une simple lecture des données du type "entrée/sortie du transect" ne signifie pas pour autant que la différence constatée implique un phénomène biologique, nous avons indiqué que les sites peuvent subir de fortes perturbations hydrologiques induisant des mélanges d'eau, donc des "pertes" d'azote (en fait, cet azote est simplement ''dilué" par l'eau du fleuve et ne quitte pas le milieu au sens d'une réelle épuration). Cette lecture ne tient pas plus compte de la part d'azote amenée par le fleuve et qui se trouve dans le mélange où l'on effectue les mesures.

Tableau 2: Concentration d'azote calculé sur les cinq sites.

4. Prélèvements biologiques dans les eaux souterraines

Le prélèvement biologique correspondant à un piézomètre donné est égal à la concentration d'azote mesuré dans ledit piézomètre ([N-NO3- mesuré) diminué de la part éventuellement liée au mélange d'eau ([N-NO3- calculé]), soit:

Il est dès lors possible de connaître le prélèvement biologique entre l'entrée et la sortie du transect.

Prélèvement biologique / transect =	([mesuré]-[calculé]) - ([mesuré]-[calculé]
	piézomètre entrée piézomètre sortie

Le tableau 3 rassemble les résultats du prélèvement biologique sur les cinq sites.
Le prélèvement biologique moyen d'azote à la nappe est réalisé sur tous les sites, mais l'intensité de prélèvement n'est pas la même sur chacun d'eux. Sachant que le prélèvement biologique peut être le fait de l'absorption racinaire et/ou de la dénitrification microbienne, il nous paraît maintenant nécessaire de quantifier la part de la dénitrification. Aussi, sur des profils de sol de 2 m, nous avons recherché quelle pouvait être la part de dénitrification microbienne dans le prélèvement biologique observé.

Tableau 3: Prélèvement biologique entre l'entrée et la sortie des sites

5. Dénitrification dans des profils de sols en zone inondable

La dénitrification a été étudiée in situ sous les mêmes couverts végétaux (méthode Yoshinari-Knowles, 1976). Dans chacun des 2 sites (Monbéqui et Castelsarrasin), ont été sélectionnées et délimitées 4 placettes représentatives des diverses conditions bio-pédologiques. Des prélèvements ont été effectués tous les 20 cm jusqu'à 2 m de profondeur à chaque saison de l'année (Ruffinoni et al., 1994).

Les taux de dénitrification sont plus élevés au printemps et en automne. Ces différences peuvent certainement être imputées aux variations de conditions d'anaérobiose dans les sols. En effet, la plupart du temps (environ 300 jours par an) la nappe se trouve 2 m au-dessous du niveau du sol alors qu'au printemps et à I'automne, surtout dans les zones basses, les teneurs en eau du sol sont importantes et favorisent donc les conditions d'anaérobiose du milieu. L'apparition de périodes plus sèches (avril et septembre) associées à une texture graveleuse montrent que ces horizons ont un fonctionnement globalement aérobie.

Nous présentons, en regard des courbes de dénitrification "in situ", un schéma représentatif moyen des profils texturaux réalisés en même temps que la prise des carottes de sol. Sur ces schémas figure la fluctuation de la nappe au cours de la période d'étude. Les fluctuations que nous considérons ici s'appuient sur 90% des données mesurées, les situations extrêmes ayant été supprimées (période de crue et de sécheresse). Pour toutes les placettes, le niveau moyen de la nappe est situé dans des sédiments graveleux, ce qui signifie que la nappe fluctue le plus souvent dans un profil perméable et aéré. Nous savons par ailleurs que l'activité microbienne dénitrifiante est liée à l'engorgement des sols (Schnabel, 1986; Pinay, 1986; Warwick et Hill, 1988; Cooper, 1990; Fustec et al., 1991; Ruffinoni, 1991; Pinay et al., 1992; Haycock et al., 1993; Jordan et al., 1993). En considérant les fluctuations annuelles de la nappe, nous voyons que ces sites sont rarement en situation d'anaérobiose. La structure poreuse et bien aérée des sols des stations empêche donc l'anaérobiose, sauf au cours des périodes de submersion qui sont très fugaces, et explique la faible activité dénitrifiante que nous avons mesurée. De plus, il est admis (Thurman,1985, Bernard et al., 1994 ) que les nappes sont généralement pauvres en carbone ce qui entraîne de faibles chances d'avoir de la dénitrification en profondeur.
Sous les différents sites étudiés, les concentrations de Carbone organique dissous mesurées dans la nappe phréatique oscillent entre 0,75 et 2,5 mg/l.

6. Capacités d'épuration des nitrates contenus dans les eaux souterraines : rôle de la végétation

Nous avons vu que l'azote est présent en grande quantité dans les eaux de nappe mais que le taux d'azote baisse en raison du mélange entre cette eau et l'eau du fleuve. Par ailleurs, les bilans entrée/sortie montrent qu'une autre partie de l'azote quitte le système par prélèvement biologique, et que la dénitrification microbiologique ne peut se réaliser dans les sites. Ces éléments nous permettent de penser que l'azote est prélevé au système essentiellement par la végétation.

Le taux d'azote baisse entre l'entrée et la sortie de tous les transects, mais les mesures de prélèvement biologique reflètent des concentrations à un instant donné. Il s'agit d'une image statique de la situation qui ne nous permet pas à elle seule de chiffrer l'ensemble du prélèvement biologique sur une période de 1 jour, 1 semaine, 1 mois... Pour avoir une image dynamique du prélèvement, il est nécessaire de connaître les flux qui transitent. Ces flux d'eau, d'un volume moyen par unité de temps et d'une concentration également moyenne, vont nous révéler la masse globale d'azote prélevée ou non par l'écosystème. Il est ainsi possible de comparer l'action des différents couverts végétaux (prélèvement par m² de formation végétale).

Pour connaître le prélèvement de tel ou tel type de formation végétale, il faut mesurer la différence entre les flux d'azote à l'entrée et à la sortie de chaque transect.
(F entrée) - (F sortie).
A cette fin, nous avons utilisé la formule : F = [N-NO3-] x Qw , dans laquelle

• F (en g de N-NO3- / jour / m2) représente le prélèvement biologique (ou les éventuels apports)
• [N-NO3-] la concentration calculée en azote dans le piézomètre
• Qw le débit de la nappe. Ce dernier est obtenu par la loi de Darcy:
  Qw = -K Aire x Pente.
  Dans cette formule, K est le coefficient moyen de perméabilité de l'aquifère établi par les travaux du BURGEAP (1988); l'aire correspond à la section en travers de l'aquifère (section mouillée des hydrologues) et que nous avons arbitrairement limitée en largeur à 1 m; Quant à la pente elle correspond à la dénivellation entre l'entrée et la sortie du transect divisé par la longueur de celui-ci.

Les débits moyens annuels de la nappe sont de: 0,0194 m3/s pour les peupleraies et de 0,0163 m3/s pour la prairie naturelle à la station de Castelsarrasin et de 0,0108 m3/s pour la peupleraie et la ripisylve à la station de Monbéqui. Toutefois, le prélèvement est calculé en fonction du débit connu pour chaque date à laquelle il se rapporte. La figure 6 et le tableau 4 rassemblent les résultats.

Les mesures montrent clairement que le prélèvement est effectif, avec plus ou moins d'importance, dans tous les sites.

 
On remarque un prélèvement biologique le 12 février pour la ripisylve et la peupleraie basse, et dans une moindre mesure la jeune peupleraie et la prairie.

• la ripisylve, prélève en fonction de l'avancement de la saison, 0,46 g/N-NO3-/m²/j le 10 février et jusqu'à 0,61 g/N-NO3-/m²/j le 16 mars. Seules les crues de février et d'avril perturbent le prélèvement. A partir de début avril et jusqu'à début août, le prélèvement faiblit nettement.
• la peupleraie basse est soumise, comme la ripisylve, aux crues qui perturbent le prélèvement au printemps et en avril. Par la suite le prélèvement est régulier, en moyenne de 0,25 g/N-NO3-/m²/j. A partir de mai le prélèvement s'accentue et parvient à 0,83 g/N-NO3-/m²/j début août.
• dans la peupleraie haute le prélèvement est également régulier: 0,26 g/N-NO3-/m²/j en moyenne, sauf au début de l'année et le 13 avril où il est perturbé par les crues. A partir de juin, l'abaissement du niveau de la nappe entraîne certainement la déconnexion du système racinaire (à cette période, la nappe se trouve à -4,30 m du niveau du sol) induisant de fait une chute du prélèvement; la faiblesse du prélèvement dans cette peupleraie s'explique par la conjugaison d'apports diffus importants dans l'eau de nappe (120 mg/l en moyenne avec des pics atteignant 153 mg après les périodes de fertilisation printanière) et d'apports ponctuels en surface (un phénomène anthropique "local", consiste à implanter du mais entre les rangs de peupliers; lorsque celui-ci est fertilisé, le taux d'azote du sous-écoulement augmente presque aussitôt). De plus, s'agissant d'une jeune peupleraie, elle n'a certainement pas la capacité de prélèvement des formations plus âgées au système racinaire mieux développé.
• La prairie ne prélève que peu d'azote dans la nappe. Son système racinaire est rapidement déconnecté lorsque la nappe baisse. Le prélèvement est notable seulement pendant les périodes de stabilité hydrologique lorsque la nappe et sa frange capillaire sont encore proches de la surface du sol (4 et 25 mai, 5 juillet).

Nos mesures montrent que le prélèvement végétal est effectif, avec plus ou moins d'importance, dans tous les sites. Nous pouvons ainsi comparer sur une même base le prélèvement végétal moyen, par jour et par m². Le tableau 5 résume ces prélèvements. La ripisylve est incontestablement le site dans lequel le prélèvement est le plus efficace. Il est intéressant de comparer ce site avec celui de la prairie qui lui est diamétralement opposé. La ripisylve prélève 38 fois plus d'azote à la nappe que la prairie, toutes choses égales par ailleurs. A notre avis, seule la capacité d'absorption de la végétation fait la différence.

Les deux sites où sont implantés des peupleraies mâtures réagissent en fonction de la proximité de la nappe. Lorsque la nappe est haute (moins de 2 m de profondeur) le taux d'azote prélevé moyen est le même (O,25 g/N-NO3-/m²/j le 30 mars et le 4 mai). Lorsque la nappe baisse (à partir de fin mai, plus de 2,5 m) le niveau de prélèvement augmente régulièrement dans la peupleraie basse, dont le système racinaire reste en contact avec la nappe ou sa frange capillaire, alors qu'il ne cesse de diminuer dans la peupleraie haute, où le système racinaire est de plus en plus déconnecté de la nappe. Ici, seule la variation du niveau de nappe peut expliquer ces différences: dans la peupleraie haute, le toit de la nappe se situe en moyenne à 4 m du niveau du sol, alors que dans la peupleraie basse il est en moyenne à 2,50 m.
La jeune peupleraie et la prairie ne peuvent prélever de l'azote à la nappe que lorsque celle-ci est proche de la surface (moins 1,5 m en février pour la jeune peupleraie et moins 1,40 m en mai/juin pour la prairie). Dès que la nappe baisse au-delà de 2 m, le prélèvement devient insignifiant.
La ripisylve et les peupleraies mâtures sont capables de prélever de l'azote à la nappe au cours de la période d'étiage. Le prélèvement ne faiblit que lorsque la nappe descend au-dessous de ce que l'on peut qualifier de "pallier de déconnexion du système racinaire" (peupleraie haute et ripisylve) Nous en avons la confirmation en comparant la peupleraie haute et la peupleraie basse dont le système racinaire n'est jamais déconnecté de la nappe ou de sa frange capillaire. Cette dernière poursuit et amplifie son prélèvement pendant la période d'étiage alors que la peupleraie haute le réduit dans le même temps.

Ces résultats sont proches de ceux publiés par Weisner et al. (1994) qui, travaillant sur des phragmites (Phragmites australis) montrent que ces végétaux sont capables de prélever entre O,4 et 1 g/N-NO3-/m²/j du printemps à l'automne.

La grande porosité du matériau aquifère ne permettant pas l'installation durable de conditions anaérobies, l'azote qui transite dans les eaux souterraines est principalement prélevé par le système racinaire des formations végétales. Même si toutes les formations végétales n'ont pas la même efficacité elles constituent un filtre épurateur efficace.

La végétation des sites sur lesquels nous avons travaillé montre une capacité à prélever de l'azote à la nappe, mais toutes les formations ne le font pas avec la même intensité dans l'espace et dans le temps.

Dans un grand hydrosystème, la baisse du taux d'azote par mélange d'eau est un important phénomène. De plus, la capacité de prélèvement d'azote par la végétation est très dépendante des conditions hydrologiques. Toutefois, nous montrons qu'en moyenne une ripisylve non arborée est capable de prélever 0,38 g/N-NO3-/m²/j et qu'une peupleraie dont le système racinaire reste constamment connecté à la nappe est capable de prélever en moyenne O,25 g/N-NO3-/m²/j entre janvier et août.

Cependant, les pompages excessifs en Garonne et en nappe (la plaine alluviale garonnaise compte environ un puits à l'hectare), les dragages en lit mineur (Beaudelin, 1989), et les rétentions en amont du bassin (barrages réservoirs contribuent au maintien d'une nappe basse (Pautou et Bravard, 1982; Pautou, 1983; Pautou et Décamps, 1985).

La conservation d'un niveau de nappe compatible avec un prélèvement par les végétaux est donc un préalable à toute action visant à restaurer le milieu alluvial. Par ailleurs, une forêt capable de développer un système racinaire susceptible de s'affranchir des contraintes hydrologiques (c'est-à-dire dont le système racinaire reste constamment capable de puiser l'azote dans la nappe), doit avoir la capacité d'épurer plus efficacement et régulièrement les eaux de sous-écoulement chargées d'azote.

Les deux stations que nous avons étudiées ne sont pas des cas isolés dans la vallée de la Garonne. Bien d'autres sites sont comparables, sur le plan géomorphologique et hydrologique. Nous avons essayé de les répertorier tout au long des 56 km d'axe fluvial qui séparent la sortie de Toulouse et la confluence du Tarn (soit 112 km de berges). Nous avons écarté les rives et sites configurés en lobe de méandre (cap), falaise fluviale, banquette alluviale isolée, confluences ...pour lesquels l'hydrogéologie se présente de façon différente.

Après cette élimination, il reste environ 70 kilomètres de sites comparables à ceux que nous avons présentés, et pour lesquels les eaux de nappe peuvent rejoindre le fleuve. C'est ainsi que l'on peut estimer à 3 m3/s environ la contribution moyenne de la nappe à la Garonne pour le trajet de la sortie de Toulouse à la confluence du Tarn, ce qui est loin d'être négligeable en égard au débit d'étiage fluvial (en moyenne 40 m3/s). Compte tenu de la contribution moyenne de la nappe au fleuve, de la sortie de Toulouse à la confluence du Tarn, ce sont 5,6 tonnes d'azote qui pourraient être prélevées quotidiennement par la végétation (dans le cas de ripisylves de 50 m de largeur et sur une base raisonnable de 0,40 g de N-NO3-/m²/j). On mesure ainsi tout l'intérêt du maintien des ripisylves.

7. Perspectives d'application à l'échelle d'un versant

La création ou la restauration de zones tampons en milieu alluvial (Figure 6a) ouvre d'intéressantes perspectives d'utilisation des boisements comme filtres naturels, en particulier pour les nitrates(Petersen et al., 1992; Haycock et al.19g3, Haycock et Pinay, 1993; Vought et al., 1996).

Malheureusement, les paysages d'une partie du sud-ouest de la France ressemblent plus à de "vastes toboggans" sans végétation arborée qu'à des structures bocagères (figure 6 b). La zone riveraine étant le réceptacle des versants, l'excès d'azote dans la plaine d'inondation est souvent la conséquence de l'absence ou du dysfonctionnement des processus de résorption en amont. Il convient donc de faire une approche globale du système, d'ailleurs de plus en plus développée dans le concept d'écologie du paysage (O'Neil et al., 1986; Golley, 1987; Baudry, 1988, Lefeuvre et Barnaud, 1988; Blandin et Lamotte, 1988, Décamps et Leleuvre, 1992).

A l'échelle du bassin versant, nous préconisons de diminuer les fortes quantités de nutriments qui entrent dans la zone alluviale en créant un maillage de haies capable d'intercepter, dès l'origine, les eaux encore faiblement chargées d'azote (figure 6 c). Cela éviterait l'effet d'accumulation et préserverait les zones riveraines des fortes charges polluantes qui les "engorgent" et s'épanchent directement dans le fleuve. Placées au pied et aux abords des talus, à l'aval immédiat de la source polluante (où les écoulements souterrains sont proches de la surface et les sols souvent ingrats et difficiles à mettre en culture), ces haies joueraient un rôle de filtre/piège vis-à-vis des nitrates qui percolent pendant les pluies et sont entraînés par les eaux du sous-écoulement. Elles seraient également un obstacle à l'érosion, surtout à l'occasion des grosses pluies de printemps survenant sur les labours et juste après l'épandage d'engrais (Boiffin et al., 1986; Duchaufour, 1970, 1991; Lambert, 1981).

 8. Conclusion

Ce travail nous a permis de préciser quelles étaient les conditions de fonctionnement écologique de milieux alluviaux face aux perturbations causées par des surcharges en azote dans un grand système fluvial: l'hydrosystème garonnais.

On retiendra que les phénomènes qui régissent les problèmes de dépollution naturelle des eaux dans les écotones doivent être abordés avec beaucoup d'humilité tant ils sont complexes, fortement liés les uns aux autres, et souvent régis par des facteurs sur lesquels l'homme n'a pas prise. Aussi, il est toujours préférable d'éviter une pollution plutôt que d'être obligé de la résorber par la suite.

Néanmoins, dans la zone riveraine où nous avons travaillé, une jeune ripisylve est capable de prélever en moyenne 0,38 g d'azote/m²/j entre janvier et août, soit 38 fois plus qu'une prairie pâturée, 25 fois plus qu'une jeune peupleraie, 2 fois plus qu'une peupleraie placée sur un site élevé, et 1,5 fois plus qu'une peupleraie en rapport avec une nappe phréatique plus superficielle. Ainsi, compte tenu de la contribution moyenne de la nappe au fleuve de la sortie de Toulouse à la confluence du Tarn (estimée à 3 m3/s), ce sont 5,6 tonnes d'azote qui seraient prélevées quotidiennement par la végétation (pour des ripisylves de 50 m de large et une longueur de 56 km). On comprend ainsi l'intérêt de la préservation des ripisylves en zone alluviale.

Il apparaît donc clairement que les formations végétales peuvent puiser directement l'azote qui circule dans les eaux de nappe. Mais la capacité de la formation végétale à prélever l'azote est fonction de la distance sol/toit de nappe donc du niveau hydrologique du site. Au-delà de 2,5 à 3 m de profondeur il y a déconnexion du système racinaire. Aussi, nous pensons qu'une forêt alluviale capable de développer un système racinaire susceptible de s'affranchir des contraintes hydrologiques, doit avoir la capacité d'épurer encore plus efficacement et régulièrement les eaux de sous-écoulement chargées d'azote. La complémentarité et la diversité des communautés de végétaux à bois tels que les saules (Salix alba, S.triandra), l'aulne (Alnus glutinosa), les peupliers (Populus alba, P. nigra) dans la frange la plus proche du fleuve et des végétaux à bois dur tels que les chênes (Quercus robur et Q. pubescens), les frênes (Fraxinus excelsior et F. angustifolia), I'orme (Ulmus minor), l'érable (Acer negundo) dans la zone moins inondée, permettraient certainement un prélèvement important et régulier.

Nous pensons qu'une solution simple et facile à mettre en œuvre, comme la restauration de ripisylves composites en zone alluviale et de haies en rupture de pente le long des versants, peut limiter les pollutions azotées diffuses dans les zones à forte productivité agricole.